Die vier Griechischen Elemente: - TOBIAS-lib - Universität Tübingen

3 PAK in Böden des ländlichen Raumes
tives [M L -3 ]. Da γOM und VOM in der Regel für
die organische Bodensubstanz unbekannt sind,
wurden empirische Korrelationen zwischen
dem auf den organischen Kohlenstoff bezogenen
Verteilungskoeffizient (KOC) und dem Verteilungskoeffizienten
zwischen Oktanol und
Wasser (KOW) aufgestellt (Karickhoff, 1981;
Schwarzenbach & Westall, 1981; Allen-King
et al., 2002). Für PAK wurde über Sorptionsversuche
an Sediment- und Bodenproben
folgende häufig verwendete empirische
Korrelation ermittelt (Karickhoff, 1981):
log K 0,
989 log K − 0,
346 (3.7)
OC
= OW
Diese auf Absorption beruhende Bindung wird
auch als „Partitioning“ bezeichnet. Aus
Gleichung 3.6 und 3.7 ist ersichtlich, dass der
Verteilungskoeffizient sich umgekehrt proportional
zur Löslichkeit bzw. proportional zum
KOW verhält. Der numerische Wert der Steigung
bzw. des Achsenabschnittes von
Gleichung 3.7 variiert in Abhängigkeit von der
Beschaffenheit der Geosorbenten (Xia & Ball,
1999). Durch die Beziehung des Verteilungsprozesses
auf die beteiligten Phasenübergangsenergien
mit den zugehörigen intermolekularen
Wechselwirkungen (van der Waals-Kräfte und
Wasserstoffbrückenbindungen) können die
Zahlenwerte für Steigung und Achsenabschnitt
in Gleichung 3.7 substituiert werden (Goss &
Schwarzenbach, 2001). Damit kann der Verteilungsprozess
für unterschiedliche Substanzklassen
und Sorbenten prinzipiell auch auf mechanistischer
Grundlage beschrieben werden.
Neben diesem Absorptionsprozess (Partitioning)
wird die Sorption für Sorbenten mit
einem hohen Meso- und Mikroporenanteil
auch durch Porenfüllung beschrieben (Xia &
Ball, 1999). Ursprünglich wurde diese Theorie
für die Adsorption von Gasen beschrieben
(Dubinin-Astakhov-Gleichung), die dann für
wässrige Systeme reformuliert wurde und für
die Adsorption organischer Schadstoffe an
Geosorbenten folgende Form hat (Allen-King
et al., 2002):
58
C
s
⎡ ⎛ Cw
⎞⎤
⎢−
R T ⎜ ⎟
S
⎥
= V ⎢ ⎝ ⎠⎥
0 exp
⎢ E ⎥
⎢ ⎥
⎣ ⎦
0 ρ (3.8)
V0 beschreibt hier das maximale Volumen,
dass für die Adsorption zur Verfügung steht
[L 3 M -1 ], ρ0 die Dichte des Sorptivs [M L -3 ], R
ist die allgemeine Gaskonstante (8,314 Pa m 3
mol -1 K -1 ), T die Umgebungstemperatur [K],
Cw die Gleichgewichtskonzentration in der
wässrigen Phase [M L -3 ], S die Wasserlöslichkeit
(bzw. die Löslichkeit der unterkühlten
Flüssigkeit) des Sorptives [M L -3 ] und E die
charakteristische Adsorptionsenergie des Sorptives
[L 2 M T -2 L -3 ]. Der Exponent b [-] nimmt,
abhängig von der statistischen Verteilung der
Adsorptionsenergie, ganzzahlige Werte zwischen
1 und 5 an. Für b = 2 erhält man die
häufig verwendete Dubinin-Radushkevich-
Gleichung. Für die Modellierung des Adsorptionstherms
bei der Charakterisierung der
Sorptionsprozesse wird in dieser Arbeit generell
b = 2 gesetzt. Die resultierende Sorptionsisotherme
aus der Adsorption hat eine nichtlineare
Form.
Wird die Sorption von organischen Schadstoffen
in Böden und Sedimenten als eine
Überlagerung der beiden beschriebenen
Sorptionsprozesse aufgefasst, so kann dies
mathematisch durch die Kombination von
Gleichung 3.6 (bzw. 3.7) und 3.8 beschrieben
werden (Xia & Ball, 1999, 2000; Kleineidam
et al., 2002):
⎡ ⎛ Cw
⎞⎤
⎢−
R T ⎜ ⎟
S
⎥
C s = V ⎢ ⎝ ⎠⎥
0 ρ0
exp
+
⎢ E ⎥
⎢ ⎥
⎣ ⎦
b
b
f
OC
K
OC
C
(3.9)
In Batch-Versuchen mit unterschiedlichen Sorbenten
und verschiedenen Sorbaten konnten
die Sorptionsisothermen mit diesem Ansatz
sehr gut modelliert werden. Übereinstimmend
wird von überwiegender Adsorption in niedrigen
Konzentrationsbereichen berichtet,
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