6 Altlasten / Bodensanierung - IHI Zittau

Einführung in die 

Umweltverfahrenstechnik 

Kapitel 6 

- Altlastensanierung - 

G. Kayser

Stand 2002

6 Altlasten / Bodensanierung 

Verhalten von Schadstoffen im Untergrund 213 

Als Boden wird der oberste Bereich der Erdrinde bezeichnet. Er bildet die Lebensgrundlage 

für alle nicht-aquatischen Organismen und ist somit Teil der Biosphäre und des 

gesamten Ökosystems [Jentzsch, 1997]. 

Durch Versiegelung, Erosion, Deposition und den aktuellen oder historischen Eintrag 

von Schadstoffen ist der Boden ständigen Veränderungen unterworfen. Dadurch kann seine 

Funktion als Grundlage des Lebens stark eingeschränkt oder lokal sogar zerstört werden. 

Eingetragene Umweltchemikalien können sich aufgrund von Wechselwirkungen mit ihrer 

Umgebung verbreiten und Schäden bei Mensch und Umwelt verursachen. 

6.1 Verhalten von Schadstoffen im Untergrund 

Altlastenrelevante Stoffe können in anorganische und organische Verbindungen eingeteilt 

werden. Ihr physikalisch-chemisches und biochemisches Verhalten wird durch ihre 

Struktur sowie die bodenmechanischen, -chemischen und hydrologischen Verhältnisse am 

Ort der Kontamination bestimmt. Schwermetalle können austauschbar an Tonmineralien, 

adsorptiv an Eisen- und Manganoxide oder komplex an Huminstoffe gebunden werden, bzw. 

als gelöste Ionen vorliegen. Niedermolekulare organische Verbindungen werden entsprechend 

ihres Dampfdrucks bzw. Löslichkeit in die Bodenluft oder das Bodenwasser verlagert. 

Auch eine Adsorption an die Bodenmatrix findet statt. Mineralölkohlenwasserstoffe sowie 

monocyclische Aromaten unterliegen zudem einem biologischen Abbau. Hochmolekulare 

organische Verbindungen werden vorwiegend an die organischen Bodenbestandteile gebunden. 

Sie sind in der Regel sehr schwer wasserlöslich und entsprechend wenig mobil. Bei 

alten Schadensfällen kann aufgrund der ausgeprägten Persistenz der meisten dieser Substanzen 

auch hier eine Verlagerung der Stoffe in das Grundwasser auftreten. Auch bei der 

Durchführung einer Sanierung ist zu beachten, wie die Schadstoffe im Untergrund verteilt 

sind, in welchem Aggregatzustand sie vorliegen und in welcher Form sie ggf. in den Boden 

eingetragen werden. 

In der ungesättigten Zone verdampfen flüchtige Kontaminanten (z.B. Kohlenwasserstoffe, 

Halogenkohlenwasserstoffe) in die Bodenluft. Ihre weitere Verbreitung erfolgt vorwiegend 

durch Diffusion [Mull, 1996]. 

6.2 Rechtliche Regelungen 

Im Vergleich zu den Umweltkompartimenten Luft und Wasser wurde der Boden als 

schützenswertes Gut lange Zeit vernachlässigt. Das führte dazu, dass erst im Jahr 1998 ein 

bundesweit gültiges Bodenschutzgesetz verabschiedet wurde. Darin sind Schutzmaßnahmen 

festgelegt hinsichtlich: 

• der Inanspruchnahme von Flächen, 

• andauernden Schad- und Nährstoffeinträgen, 

• physikalischer Belastungen sowie 

• der Sanierung vorhandener Bodenbelastungen [BBodSchG, 1998].

214 

Altlasten / Bodensanierung 

Bodenkontaminationen können auf industrielle, öffentliche oder landwirtschaftliche Flächennutzung 

und die dabei ablaufenden Prozesse zurückzuführen sein. Dies können Einträge 

aus Verkehrswegen sein, Dünge- und Pflanzenschutzmittel, versickerte Abwässer und 

Deponiesickerwässer, Stoffverluste aus defekten Pipelines oder ungesichert abgelagerte 

Abfälle. 

Als Altlasten werden lokal begrenzte Belastungen bezeichnet, deren Entstehung abgeschlossen 

ist. Altlastenverdachtsflächen sind demzufolge alle Grundstücke auf denen umweltgefährdende 

Stoffe produziert, verarbeitet, umgefüllt oder gelagert wurden. Eine Ausnahme 

hiervon bilden radioaktive Stoffe, die nicht von der Altlastengesetzgebung erfasst 

werden. 

Entsprechend ihrer Entstehung werden Altlasten und -verdachtsflächen in Altstandorte 

und Altablagerungen unterteilt. 

• Altablagerungen sind “stillgelegte Abfallbeseitigungsanlagen sowie sonstige Grundstücke, 

auf denen Abfälle behandelt, gelagert oder abgelagert worden sind“, 

• Altstandorte sind “Grundstücke stillgelegter Anlagen und sonstige Grundstücke, auf denen 

mit umweltgefährdenden Stoffen umgegangen worden ist, ausgenommen Anlagen, 

deren Stilllegung einer Genehmigung nach dem Atomgesetz bedarf “ [BBodSchG, 1998]. 

Militärische Altlasten stellen einen separaten Bereich dar. Sie werden nach den vorliegenden 

Kontaminationen charakterisiert, die militärspezifisch (Kampfstoffe, Sprengstoffe und 

Zündmittel, Geschosse, etc.) sein können oder Stoffe enthalten, die auch im zivilen Bereich 

auftreten (Treibstoffe, Öle, etc.). 

Eine als Altlast verdächtige Fläche (Altlastenverdachtsfläche) wird durch geeignete Erkundungsmaßnahmen 

entweder als Altlast bestätigt oder sie wird als nicht kontaminierte 

Fläche aus dem Altlastenregister gestrichen. Eine erkannte Altlast muss saniert werden oder 

es sind Schutz- und Beschränkungsmaßnahmen bezüglich der betreffenden Fläche ergreifen. 

Als Sanierungsmaßnahmen werden nach dem Bundesbodenschutzgesetz 3 Arten von 

Maßnahmen begriffen: 

• Maßnahmen zur Beseitigung der Schadstoffe ( Dekontaminationsmaßnahmen), 

• Maßnahmen, die eine Ausbreitung der Schadstoffe langfristig verhindern oder einschränken, 

ohne die Stoffe zu beseitigen (Sicherungsmaßnahmen), 

• Maßnahmen zur Beseitigung oder Verminderung schädlicher Veränderungen der physikalischen, 

chemischen oder biologischen Beschaffenheit des Bodens. [BBodSchG, 1998]. 

Es wird also unterschieden zwischen Sicherungsmaßnahmen, mit denen die Ausbreitungspfade 

für Schadstoffe unterbrochen werden und Dekontaminationsmaßnahmen, mit 

denen die Schadstoffe zerstört oder zumindest entfernt werden. Die im Bundesbodenschutzgesetz 

genannte dritte Art von Sanierungsmaßnahme bezieht sich auf die Rekultivierung 

anthropogen veränderter Flächen, wie z.B. Bergbaufolgelandschaften, sie ist für Altlasten 

nicht relevant. Zusätzlich zur Sanierung können zur Gefahrenabwehr bei Altlasten folgende 

Maßnahmen ergriffen werden:

Rechtliche Regelungen 215 

• Erlass von Schutz- und Beschränkungsmaßnahmen (eingeschränkte Nutzung, etc.) 

• Umlagerung des kontaminierten Materials, ohne Behandlung (geordnete Deponierung). 

6.3 Altlastenverdachtsflächen 

In der Bundesrepublik waren Ende 1998 ca. 250.000 Altlastenverdachtsflächen erfasst 

[Schidlowski-Boos, 1999], wobei ca. 100.000 Altablagerungen, ca. 140.000 industrielle Altstandorte 

und ca. 10.000 militärische und sonstige Verdachtsflächen registriert waren. Es 

wird geschätzt, dass 15 bis 30% dieser Verdachtsflächen saniert werden müssen [Förstner, 

1995]. Für diese Sanierungen werden Kosten in Höhe von 100 bis 300 Milliarden DM erwartet 

[Förstner, 1995; Jentzsch, 1997]. Als Altstandort kommt praktisch jeder stillgelegte Industriestandort 

in Frage wobei sich einige Schwerpunkte nennen lassen, die in Tab. 6-1 zusammengestellt 

sind. 

Tab. 6-1 Altlastenverdächtige Standorte 

Chemieindustrie 

• Grundstoffproduktion und -verarbeitung 

• Kunststoffproduktion und -verarbeitung 

• Pharmazeutika 

• Farben, Lacke, Lösemittelproduktion und -aufbereitung 

• Pflanzenschutzmittel 

• Düngemittelproduktion 

• chemische Reinigungen 

Mineralölverarbeitung etc. 

• Raffinerien 

• Gaswerke, Kokereien 

• Tankstellen, Flugplätze, Tanklager, etc. 

Erzverarbeitung 

• Metallbergbau 

• Schmelzwerke, Metallhütten 

• Giessereien 

• Härtereien 

• Metallverarbeitende Betriebe 

Naturstoffbe- und -verarbeitung 

• Verarbeitung, Imprägnierung von Holz 

• Papiererzeugung 

• Lederherstellung und -verarbeitung

216 


Tab. 6-2 Altstandorte und dort zu erwartende Schadstoffe (verändert nach Jentzsch, 

1997) 

Altstandort mögliche Kontaminanten 

Herstellung von Akkumulatoren, Batterien Schwermetalle, Säuren, Basen, Flouride 

Chemische Reinigungen Benzin, Benzol, chlorierte Kohlenwasserstoffe 

Herstellung von Düngemitteln Schwermetalle, Fluorsilicate, Säuren, Basen 

Eisen- und Stahlerzeugung Schwermetalle, Cyanide, Fluoride, Säuren, Basen, Phenol, MKW 1 

Herstellung von Farben und Lacken MKW 1 , Benzol, Toluol, Xylole, PAK 2 , CKW 3 , Kresole, Phenol, Teeröle, 

Schwermetalle, Säuren, Basen, Flouride, Cyanide 

Flugplätze Benzin, MKW 1 , PCB 4 , Tetrachlorethen, Trichlorethen 

Gaswerke, Kokereien MKW 1 , Benzol, Toluol, Xylole, PAK 2 , Kresole, Teeröle, Schwermetalle, 

Säuren, Basen, Cyanide, Ammonium 

Glasherstellung und -verarbeitung Schwermetalle, Cyanide, Flouride, Benzol 

Herstellung anorganischer Grundstoffe und 

Chemikalien 

Schwermetalle, Cyanide, Flouride, Fluorsilicate, CKW 3 , Säuren, 

Basen 

Gummi-, Kunststoff-, Asbestverarbeitung Schwermetalle, Cyanide, Flouride, Benzin, Benzol, Toluol, PAK 2 , 

CKW 3 , Phenol, Teeröle, Asbest 

Holzbe- und -verarbeitung, Imprägnierung Schwermetalle, Säuren, Basen, Cyanide, Fluoride, Fluorsilicate, 

MKW 1 , Benzin, Toluol, Xylole, PAK 2 , CKW 3 , Kresole, Teeröle, 

Pflanzenschutzmittel 

Kunststoffherstellung Schwermetalle, Säuren, Basen, Cyanide, Fluoride, MKW 1 , Benzol, 

Toluol, Phenole, PAK 2 , HKW 5 , Kresole, Pflanzenschutzmittel 

Lederherstellung und -verarbeitung Arsen, Chrom, Quecksilber, Flouride, Naphthalin, Pentachlorphenol, 

Kresole, Phenol, Tetrachlormethan 

Metallgiessereien Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen 

Metallhärtung, Oberflächenveredelung Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen, Flouride, Benzin, Benzol, 

CKW 3 , 

Metallverarbeitung Schwermetalle, Cyanide, MKW 1 , CKW 3 , 

Mineralölverarbeitung, -lagerung MKW 1 , Benzol, Toluol, Xylole, PAK 2 , PCB 4 , Phenole, Pentachlorphenol, 

Schwermetalle, Säuren, Basen, polychlorierte Dioxine 

und Furane, leichtflüchtige CKW 3 

Herstellung von Munition und Explosivstoffen 

Schwermetalle, Säuren, Basen, CKW 3 , Dinitrophenol, Dinitrotoluol, 

Nitrobenzol, Phenol 

NE-Metallerzbergbau Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen, Phenol, Kresole 

NE-Metallhütten Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen, Flouride 

NE-Metallumschmelzwerke Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen, Fluoride, MKW 1 

Herstellung und Verarbeitung von Papier, 

Pappe, Textilien 

Herstellung von Pflanzenschutzmitteln, 

Schädlingsbekämpfungsmitteln, etc. 

Schwermetalle, Cyanide, Säuren, Basen, MKW 1 , Benzol, CKW 3 

Schwermetalle, Cyanide, Flouride, Fluorsilicate, Säuren, Basen, 

CKW 3 , Phenol, Kresole, Teeröle, Pflanzenschutzmittel 

Herstellung von Speiseölen und -fetten Benzin, Benzol, Nickel, Säuren, Basen, CKW 3 

Schrott- und Autowrackplätze Benzin, MKW 1 , PCB 4 , Tetrachlorethen, Trichlorethen 

Tierkörperbeseitigung und -verwertung Ammonium, Benzin, Tetrachlorethen 

1: Mineralölkohlenwasserstoffe 

2: Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe 

3: Chlorierte Kohlenwasserstoffe 

4: Polychlorierte Biphenyle 

5: Halogenierte Kohlenwasserstoffe

Erkundung und Bewertung 217 

Die in Altlasten vorliegenden Kontaminanten stammen aus den Produktions-, Verar- 

beitungs- und Transportaktivitäten auf den betroffenen Standorten. Entsprechend der ver- 

wendeten Substanzen variiert das Stoffinventar von Altlasten, wobei die gleichen Schadstoffe 

in unterschiedlichen Altstandorten anzutreffen sind. In Tab 6-2 sind Altstandorte und die 

dort zu erwartenden Schadstoffe zusammengestellt. 

6.4 Erkundung und Bewertung 

Verdachtsflächen 

müssen einer Erkundung 

unterzogen werden, um so 

ihr Umweltgefährdungspotential 

bewerten zu können, 

bzw. sie als nicht 

gefährlich zu identifizieren. 

Die Erkundung und 

Bewertung von Altlastenverdachtsflächen 

erfolgt 

stufenweise mit zunehmend 

aufwendigeren und 

teureren Methoden. Wird 

eine Verdachtsfläche in 

einer Erkundungsstufe als 

nicht kontaminiert erkannt, 

wird sie aus dem Altlastenkataster 

gestrichen, 

ohne dass teure chemische 

Analysen in grossem 

Umfang durchgeführt werden 

mussten. Damit sollen 

Aufwand und Kosten der 

Altlastenerkundung und - 

bewertung minimiert werden. 

Der Ablauf einer Altlastenbearbeitung 

ist in 

Abb. 6-1 dargestellt. 

6.4.1 Historische Erkundung 

Abb. 6-1 Fliessbild der Altlastenbearbeitung [Umweltbundesamt, 

2002a] 

Im Rahmen einer historischen Erkundung werden Anhaltspunkte über Art und Menge 

potentiell vorhandener Schadstoffe sowie die geologischen und hydrologischen Verhältnisse

218 


am Standort zusammengestellt. Dazu werden Angaben aus Werksunterlagen, Bauämtern, 

Orts-, Kreis-, Bezirks- und Staatsarchiven herangezogen, es werden ehemalige Betriebsangehörige 

befragt sowie Luftbilder und Karten ausgewertet. Aus diesem Datenmaterial sollen 

folgende Informationen hervorgehen: 

• Lage der Verdachtsfläche, 

• mögliche Ausbreitungspfade für Schadstoffe, 

• aktueller Besitzer, 

• Besitzer zum Zeitpunkt der Verunreinigung (Schadensverantwortlicher), 

• Art der Stoffe, mit welchen am Standort umgegangen wurde, bzw. die abgelagert wurden 

(damit kann auch ihre Human- und Ökotoxizität sowie ihre Mobilität abgeschätzt werden), 

• Menge dieser Stoffe, 

• besondere Vorkommnisse, die zu einer Freisetzung von Schadstoffen geführt haben 

(können), 

• Empfindlichkeit der Umgebung auf den potentiellen Eintrag der Schadstoffe. 

6.4.2 Orientierende Untersuchung 

Wird durch die Ersterkundung der Verdacht, dass sich auf der Fläche eine Altlast 

befindet, nicht entkräftet, werden weitere Untersuchungen durchgeführt. Auf dieser Stufe der 

Erkundung werden Boden-, Bodenwasser- und Bodenluftproben gezogen und analysiert. 

Damit sollen 

• die hydrologischen und geologischen Verhältnisse im Untergrund genauer beschrieben 

werden, 

• das Stoffinventar genauer identifiziert und lokalisiert werden, 

• mögliche Ausbreitungspfade in das Grundwasser oder die Atmosphäre genauer erfasst 

werden. 

Die Zahl und Größe der Proben ist relativ gering, das Probenahmeraster wird anhand 

der Vorinformationen so angelegt, dass besonders kontaminationsverdächtige Stellen bevorzugt 

untersucht werden. Je nach Stoffinventar werden auf dieser Stufe Summen- oder Einzelsubstanzparameter 

bestimmt. Für die Bewertung des Gefährdungspotentials werden Bodenwerte 

(s. Kap. 6.4.4) herangezogen. 

Zeigt diese orientierende Untersuchung, dass von der Fläche keine Gefahr ausgeht, 

kann sie aus dem Altlastenkataster gestrichen werden, sie wird jedoch weiterhin regelmäßigen 

Kontrollen unterzogen. Wenn der Altlastenverdacht nicht ausgeräumt wird, muss eine 

genauere, detaillierte Untersuchung durchgeführt werden, die eine abschließende Beurteilung 

des Verdachtes und ggf. eine Sanierungsplanung zulässt. Wird bei der orientierenden 

Untersuchung festgestellt, dass von der Fläche eine akute Gefahr ausgeht, besteht sofortiger 

Handlungsbedarf und es werden zusätzlich zur detaillierten Untersuchung Sofortmaßnahmen 

eingeleitet. 

6.4.3 Detaillierte Untersuchung 

Mit der detaillierten Untersuchung soll genauer Aufschluss über die Art und Menge 

der Kontaminanten, ihre Verteilung und mögliche Ausbreitungswege gewonnen werden. Zu-


sätzlich müssen vertiefende Analysen zu den hydrologischen und geologischen Verhältnissen 

durchgeführt werden. Diese sind vor allem von Bedeutung für die Festlegung bzw. den 

Transport von Schadstoffen im Untergrund und sie beeinflussen die verschiedenen Sanierungsverfahren 

in unterschiedlichem Ausmaß. In Tab. 6-3 sind die für die Bewertung einer 

Altlastenverdachtsfläche die wichtigen Parameter zusammengestellt. 

Tab. 6-3 Für die Bewertung einer Altlastenverdachtsfläche wichtige Parameter (verändert 

nach Jentzsch, 1997) 

Bezugssystem Parameter 

allgemein Masse des kontaminierten Materials 

Boden Bodentyp und -gefüge 

Partikelgröße und -größenverteilung 

Durchlässigkeit des Bodens 

Schadstoffe Art, Konzentration und Menge der Schadstoffe 

räumliche Verteilung der Schadstoffe im Boden 

integrierte Parameter Schadstoffverteilung in Abhängigkeit von Partikelgröße und -dichte 

Schadstoffgehalte in Bodenwasser und Bodenluft 

Grundwasser Schadstoffgehalte im Grundwasser 

Grundwasserstand und -fließrichtung 

Für die abschließende Bewertung des von der Verdachtsfläche ausgehenden Gefährdungspotentials 

werden wiederum Bodenwerte (s. Kap. 6.4.4) herangezogen. Ergab die 

Untersuchung, dass keine Gefährdung vorliegt, so kann die Fläche endgültig aus dem Verdacht 

entlassen werden. Liegt eine akute Gefährdung vor, so werden Sofortmaßnahmen 

ergriffen. Wurde ein Gefährdungspotential festgestellt, hängt das weitere Vorgehen vom 

Ausmaß des Schadensfalles und den unmittelbaren und potentiellen Auswirkungen auf die 

betroffenen Schutzgüter ab. Aufgrund der großen Zahl festgestellter Altlasten und der mit 

einer Sanierung verbundenen hohen Kosten werden in der Regel Prioritätenlisten aufgestellt, 

die nach der Umweltrelevanz der einzelnen Altlasten gegliedert sind. Die Reihenfolge der 

Sanierung richtet sich dann nach diesen Listen. 

Die Ergebnisse der Detailuntersuchung werden benötigt, um die in Frage kommenden 

Sanierungsverfahren zu selektieren und eines davon auszuwählen. Sie stellen auch die 

Grundlage für die Sanierungsplanung dar. 

6.4.4 Bodenwerte und Sanierungsziele 

Die Beurteilung des Gefährdungspotentials, das von einer Altlast ausgeht erfolgt anhand 

von Bodenwerten. Dabei wird von “Referenzwerten“, “Prüfwerten“ und “Maßnahmewerten“ 

gesprochen. 

• Die Referenzwerte (oder Hintergrundwerte) stellen die durchschnittliche Hintergrundbelastung 

eines nicht anthropogen beeinflussten Bodens mit den untersuchten Schadstoffen

220 


dar. Die (standortübliche) Multifunktionalität des Bodens ist bei Einhaltung der Referenzwerte 

gewährleistet. 

• Prüfwerte (oder Toleranzwerte) sollen sicherstellen, dass bei der tatsächlichen oder geplanten 

Nutzung keine Beeinträchtigung von Schutzgütern zu erwarten ist. Bei Überschreitungen 

von Prüfwerten müssen Nutzungsbeschränkungen oder technische Maßnahmen 

eingeleitet werden, um die Gefahren für betroffene Schutzgüter zu verhindern. 

Die Prüfwerte werden regelmäßig als Sanierungszielwerte festgelegt. 

• Wenn Maßnahmenwerte (oder Eingreif-, Interventionswerte) überschritten werden, ist 

eine Bodenkontamination mit (entsprechend hohem) Gefährdungspotential vorhanden 

und es müssen Sanierungsmaßnahmen eingeleitet werden [Lühr, et al., 1996]. 

Die Prüf- und Maßnahmenwerte werden von Landes- bzw. Bundesbehörden festgelegt. 

Sie richten sich nach der vorgesehenen Nutzung und den betroffenen Schutzgütern. Als 

besonders schutzwürdig werden die menschliche Gesundheit und das Grundwasser angesehen. 

Tiere, Pflanzen, Bodenorganismen, Bodenqualität oder die natürliche Umwelt werden 

weniger oft berücksichtigt [Jentzsch, 1997]. Die Nutzungsbezogenheit von Bodenwerten ergibt 

sich daraus, dass für unterschiedliche (vorgesehene) Nutzungen einer Fläche für den 

gleichen Schadstoff unterschiedliche Bodenwerte festgelegt werden. In Tab. 6-4 sind die 

verschiedenen Nutzungsarten zusammengestellt, die bei der Festlegung von Bodenwerten 

spezifisch berücksichtigt werden. 

Als Beispiel für Prüf- und Maßnahmenwerte sind entsprechende Werte der LAWA 

(Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) für einige anorganische und organische Schadstoffe in 

Grundwasser in Tab. 6-5 angegeben. 

Tab. 6-4 Flächennutzungsarten, für die spezifische Bodenwerte festgelegt sind 

• Kinderspielplätze 

• Wohngebiete, Haus- und Kleingärten mit Nutzpflanzenanbau 

• Sportplätze 

• Park- und Freizeitanlagen 

• Industrie- und Gewerbeflächen 

• landwirtschaftliche Nutzflächen 

• nicht agrarisch genutzte Flächen (Wald und Forstgebiete, Ödland) 

• Grundwasserschutzgebiete 

• Naturschutzgebiete


Tab. 6-5 Prüf- und Maßnahmenschwellenwerte für einige Leitparameter der Untersuchung 

von Grundwasser [LAWA, 1994] 

Parameter Einheit Prüfwert Maßnahmenwert 

Antimon (Sb) µg/l 2 - 10 20 - 60 

Arsen (As) µg/l 2 - 10 20 - 60 

Barium (Ba) µg/l 100 - 200 400 - 600 

Blei (Pb) µg/l 10 - 40 80 - 200 

Cadmium (Cd) µg/l 1 - 5 10 - 20 

Chrom, gesamt (Cr) µg/l 10 - 50 100 - 250 

Chrom VI (Cr) µg/l 5 - 20 30 - 40 

Kobalt (Co) µg/l 20 - 50 100 - 250 

Kupfer (Cu) µg/l 20 - 50 100 - 250 

Molybdän (Mo) µg/l 20 - 50 100 - 250 

Nickel (Ni) µg/l 15 - 50 100 - 250 

Quecksilber (Hg) µg/l 0,5 - 1 2 - 5 

Selen (Se) µg/l 5 - 10 20 - 60 

Zink (Zn) µg/l 100 - 300 500 - 2000 

Zinn (Sn) µg/l 10 - 40 80 - 200 

Cyanid, gesamt (CN - ) µg/l 30 - 50 100 - 250 

Cyanid, frei (CN - ) µg/l 5 - 10 20 - 50 

Fluorid (F - ) µg/l 500 - 1500 2000 - 3000 

PAK, gesamt 1 ) µg/l 0,1 - 0,2 0,4 - 2 

- Naphthalin als Einzelstoff µg/l 1 - 2 4 - 10 

LHKW, gesamt 2 ) µg/l 2 - 10 20 - 50 

- S LHKW, karzinogen 3 ) µg/l 1 - 3 5 - 15 

PBSM, gesamt 4 ) µg/l 0,1 - 0,5 1 - 3 

PCB, gesamt 5 ) µg/l 0,1 - 0,5 1 - 3 

Kohlenwasserstoffe 6 ) µg/l 100 - 200 400 - 1000 

(außer Aromaten) 

BTX-Aromaten, gesamt 7 ) µg/l 10 - 30 50 - 120 

- Benzol als Einzelstoff µg/l 1 - 3 5 - 10 

Phenole, wasserdampfflüchtig µg/l 10 - 20 30 - 100 

Chlorphenole, gesamt 8 ) µg/l 0,5 - 1 2 - 5 

Chlorbenzole, gesamt 8 ) µg/l 0,5 - 1 2 - 5 

1) PAK, gesamt: Summe der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe, in der Regel Summe 

von 16 Einzelsubstanzen nach der Liste der US Environmental Protection Agency (EPA) ohne 

Naphthalin; ggf. unter Berücksichtigung weiterer relevanter Einzelstoffe (z. B. Methylnaphthalin) 

2) LHKW, gesamt: Leichtflüchtige Halogenkohlenwasserstoffe, d. h. Summe der halogenierten C1- 

und C2-Kohlenwasserstoffe 

3) S LHKW, karzinogen: besondere Festlegung für die Summe der erwiesenermaßen karzinogenen 

LHKW Tetrachlormethan (CCl4), Chlorethen (Vinylchlorid, C2H3Cl) und 1,2-Dichlorethan 

4) PBSM, gesamt: Organisch-chemische Stoffe zur Pflanzenbehandlung und Schädlingsbekämpfung 

einschliesslich ihrer toxischen Hauptabbauprodukte 

5) PCB, gesamt: Summe der polychlorierten Biphenyle; in der Regel 6 Kongenere nach Ballschmitter 

(bzw. Altöl-VO), ggf. unter Berücksichtigung weiterer relevanter Einzelstoffe 

6) Bestimmung mittels IR-Spektroskopie nach DIN 38409-H18 

7) BTX-Aromaten, gesamt: Leichtflüchtige aromatische Kohlenwasserstoffe (Benzol, Toluol, Xylole, 

Ethylbenzol, Styrol, Cumol etc.); besondere Festlegung für Benzol 

8) Wenn ein PBSM (z. B. PCP, HCB) oder ein Abbauprodukt eines PBSM vorliegt, dann gelten die o. 

a. Prüf- bzw. Sanierungsschwellenwerte für PBSM

222 


Die Bodenwerte sind zum Teil toxikologisch begründet (Kinderspielplätze, Nutzgärten), 

zum Teil ist eine solche Ableitung jedoch nicht möglich und die Werte werden ohne eine 

entsprechende Begründung festgelegt [Jentzsch, 1997]. In Tab. 6-6 sind Beispiele für nutzungsbezogene 

Prüfwerte der Altlastenverordnung [BBodSchV, 1999] zusammengestellt. 

Tab. 6-6 Nutzungsbezogene Prüfwerte für Schadstoffe in Böden, Schutzgut Mensch, direkter 

Kontakt. Angaben in mg/kg TS [BBodSchV, 1999]. 

Nutzungsart As Cd Cr Hg Ni Pb Aldrin Benzo- 

(a)pyren 

Kinderspielplätze 

25 10 1) 

Wohngebiete 50 20 1) 

Park- und 

Freizeitanlagen 

Industrie- und 

Gewerbe- 

grundstücke 

PCB 2) Hexachlorbenzol 

200 10 70 200 2 2 0,4 4 

400 20 40 400 4 4 0,8 8 

125 50 1000 50 350 1000 10 10 2 20 

140 60 1000 80 900 2000 - 12 40 200 

1) In Haus- und Kleingärten, die sowohl als Aufenthaltsbereiche für Kinder als 

auch für den Anbau von Nahrungspflanzen genutzt werden, ist für Cadmium der 

Wert von 2,0 mg/kg TM als Prüfwert anzuwenden. 

2) Soweit PCB-Gehalte bestimmt werden, sind die ermittelten Meßwerte durch den 

Faktor 5 zu dividieren. 

6.5 Sanierungsplanung 

Wenn die Ergebnisse der detaillierten Untersuchung vorliegen und die Altlast hinsichtlich 

ihres Gefährdungspotentials bewertet ist, muss das weitere Vorgehen geplant werden. 

Es muss entschieden werden, ob eine sofortige Sanierung oder Umlagerung des kontaminierten 

Materials erfolgt oder ob Nutzungsbeschränkungen ausgesprochen werden, mit 

denen lediglich die Gefährdung von Menschen verringert werden kann. Langfristige Überwachungsmaßnahmen 

und sind in der Regel nur Zwischenlösungen für den Zeitraum bis eine 

Sanierung erfolgt. Ein Ausräumen (“Auskoffern“) des kontaminierten Bodens mit anschließender 

Ablagerung in einer gesicherten Abfalldeponie stellt keine Sanierungsmaßnahme 

dar. Diese Vorgehensweise wird jedoch in vielen Fällen aus Kostengründen gewählt und ist 

bei der Wahl der weiteren Vorgehensweise mit zu berücksichtigen. In Abb.6-2 sind die möglichen 

Schutz- und Nachsorgemaßnahmen für kontaminierte Böden zusammengestellt. 

Aus den zur Verfügung stehenden Sanierungsverfahren werden die prinzipiell geeigneten 

Methoden ausgewählt. Für diese Verfahren wird im Rahmen einer Machbarkeitsstudie 

ein Vergleich angefertigt, der technische Durchführbarkeit, Kosten, Genehmigungsfähigkeit, 

Sanierungsdauer, Sicherheit und öffentliche Akzeptanz berücksichtigt. Aufgrund dieser Studie 

wird ein Verfahren oder eine Verfahrenskombination für die Sanierung endgültig ausgewählt

Sicherung 223 

Abb. 6-2 Schutz- und Nachsorgemaßnahmen für kontaminierte Böden [Jentzsch, 1997] 

6.6 Sicherung 

Mit Sicherungsverfahren werden die Ausbreitungspfade für die Schadstoffe unterbrochen. 

Die Kontaminanten werden dabei nicht beseitigt und es muss langfristig eine ständige 

Überwachung der Sicherungsmaßnahmen erfolgen. Zu den Sicherungsverfahren werden die 

Immobilisierung der Schadstoffe, die Einkapselung des kontaminierten Bereichs, sowie passive 

hydraulische und pneumatische Maßnahmen. Die reine Umlagerung des belasteten 

Materials auf eine geordnete Deponie kann - mit Einschränkungen - ebenfalls als Sicherung 

bezeichnet werden. 

6.6.1 Immobilisierung 

Immobilisierungsverfahren werden eingesetzt, um die Auslaugung von schadstoffhaltigen 

Feststoffen oder Schlämmen zu verhindern. Sie erleichtern gleichzeitig die Handhabung 

der kontaminierten Materialien und verhindern eine Staubemission. 

Verfahren zur Immobilisierung existieren für anorganische und organische Kontaminanten. 

Sie sind grundsätzlich auch für hochbelastete Böden oder Abfälle geeignet. Bei der

224 


Immobilisierung findet eine Einbindung der Schadstoffe in eine feste Matrix statt. Die bestimmenden 

Prozesse können Fällung, Adsorption, physikalischer Einschluss oder Verfestigung 

sein. Das entstehende Produkt darf weder mit Wasser reagieren, noch durch wässrige 

Lösungen auslaugbar sein. Es muss mechanisch, chemisch und biologisch über lange Zeiträume 

(mehrere Jahrzehnte) beständig sein. 

Schwermetalle können durch Erhöhung des pH-Werts, Zugabe von Fällmitteln (Sulfide, 

Phosphate, Carbonate) in schwerlösliche Hydroxide bzw. Salze überführt werden. Chromate 

können mit Fe(II)-Sulfat zu weit weniger toxischen, schwerlöslichen Chrom(III)- 

Verbindungen umgesetzt werden. 

Freisetzbare Cyanide werden durch Zugabe von Fe(II)-Sulfat in lösliches Hexacyanoferrat 

überführt, das anschließend mit Fe(III)-Salzen als schwerlösliches “Berliner Blau“ gefällt 

wird. 

Organische Flüssigkeiten, wie z.B. Sickeröle aus Altdeponien, können durch die Zugabe 

von reaktiven anorganischen Feststoffen in disperse, pulverförmige Zubereitungen überführt 

werden. Technisch wird für diesen Zweck v.a. Calciumoxid eingesetzt. Es reagiert in 

wässrigen Lösungen zu Calciumhydroxid und bildet mit CO2 schwer lösliches Calciumcarbonat, 

das dann ausfällt. Bei wasserhaltigen organischen Phasen muss das Calciumoxid 

vor der Umsetzung “hydrophobiert” werden, um so sicherzustellen, dass nur die organische 

Phase aufgenommen wird. Bei der Behandlung ist durch die alkalische Reaktion des CaO 

intermediär eine pH-Wertanhebung festzustellen. Bei der Reaktion mit CO2 erfolgt jedoch 

eine Neutralisation. Da die Hydratation des Calciumoxids exotherm verläuft und teilweise 

Temperaturen über 100°C erreicht werden, muss auf die Anwesenheit niedrig siedender oder 

wasserdampfflüchtiger Verbindungen geachtet und die Verfestigung ggf. in einer geschlossenen 

Anlage durchgeführt werden. Die Reaktionen bei diesem Behandlungsverfahren 

sind in Abb. 6-3 schematisch dargestellt. 

In der Regel werden Immobilisierungsverfahren on site angewandt [Jentzsch, 1997] 

und das behandelte Material direkt wieder eingebaut oder sicher deponiert. Beim Widereinbau 

kann eine Basisabdichtung mit Drainagesystem eingebaut werden, um so die vertikale 

Ausbreitung der Schadstoffe zusätzlich zu unterbinden. 

In geringem Maße werden auch in situ-Immobilisierungsverfahren eingesetzt 

[Jentzsch, 1997]. Dabei muss zwischen dem Einpflügen in oberflächennahe und der Injektion 

in tiefe Bodenschichten unterschieden werden. Bei lediglich oberflächlicher Kontamination 

des Bodens kann das belastete Material ausgebreitet und anschließend das Immobilisierungsmittel 

eingestreut werden. Als Reagenzien werden Adsorptionsmittel, Fällungsmittel 

und Ionenaustauscher eingesetzt [Jentzsch, 1997].

Sicherung 225 

Abb. 6-3 Schematische Darstellung der Wirkung des Verfahrens zur chemischen Dispergierung 

von Stoffen und Stoffgemischen. 

I: CaO (kugelförmige Agglomerate) reagiert mit Wasser (Tropfen) unter Oberflächenvergrösserung 

zu Ca(OH)2. 

II: Wird CaO zuerst mit flüssigem Schadstoff beladen (schwarzer Tropfen) und 

danach mit Wasser behandelt, wird der Schadstoff homogen dispergiert. 

III: unbehandeltes CaO reagiert bevorzugt mit Wasser, wenn ein Gemisch aus 

Schadstoff und Wasser vorliegt, wird die organische Phase nicht dispergiert. 

IV: Hydophobiertes CaO nimmt unter denselben Bedingungen zuerst den Schadstoff 

auf und reagiert dann mit Wasser zur feindispersen Feststoffzubereitung. 

[Bösing, 1993]. 

Injektionsverfahren werden für die nachträgliche Sicherung von Altablagerungen eingesetzt 

[Jentzsch, 1997]. Dabei werden - in einem vorher ausgearbeiteten Raster - Bohrungen 

niedergebracht und das Bindemittel in die Porenräume eingepresst. Es erfolgt so ein 

physikalischer Einschluss der Schadstoffe und die Wasserdurchlässigkeit des verfestigten 

kontaminierten Bodenbereichs wird stark eingeschränkt. Das Bindemittel muss entsprechend 

der Bodeneigenschaften gewählt werden. Zur Anwendung kommen Zement- 

Abb. 6-4 Anwendungsbereiche für Bindemittel, die bei der in situ-Injektion eingesetzt werden 

[Jentzsch, 1997]

226 


und Tonsuspensionen, Wasserglas und Kunststofflösungen. Die Einsatzbereiche der verschiedenen 

Bindemittel sind in Abb. 6-4 dargestellt. 

Ein spezielles Injektionsverfahren für stark bindige kontaminierte Feststoffe stellt das 

“Soilcrete-Verfahren” dar. Dabei wird eine Bohrung niedergebracht und der Boden anschliessend 

durch einen rotierenden Hochdruckwasserstrahl im Bereich der Bohrung von 

unten nach oben gelockert. Parallel zur Auflockerung wird das Bindemittel zugegeben mit 

dem die suspendierten Partikel intensiv durchmischt werden. Dieses Verfahren ist in Abb. 6- 

5 schematisch dargestellt. 

Abb. 6-5 In situ-Immobilisierung nach dem Soilcrete-Verfahren [Jentzsch, 1997] 

6.6.2 Einkapselung 

Durch die Einkapselung eines kontaminierten Bereichs wird der Stoffaustausch mit 

der unbelasteten Umgebung verhindert. Die Schadstoffe können weder in das Grundwasser 

noch in die Luft entweichen und gleichzeitig können keine Niederschlagswässer eindringen. 

Für die Einkapselung sind eine Oberflächenabdichtung und vertikale Dichtwände erforderlich. 

Als Basisabdichtung kann eine wasserundurchlässige Bodenschicht (Grundwasserstauer) 

oder eine künstliche Dichtungssohle dienen. Innerhalb des eingekapselten Bereichs 

wird das Grundwasser abgesaugt, was eine zusätzliche Sicherheit gegen den unkontrollierten 

Austritt von belastetem Grundwasser gibt. Das abgesaugte Wasser in der Regel gereinigt 

und in einen Vorfluter entlassen. Die vertikalen Dichtungswände können ein- oder mehrschalig 

ausgeführt werden. Die Einkapselung einer Bodenkontamination ist in Abb. 6-6 

schematisch dargestellt. 

Die Dichtungssysteme müssen unter den herrschenden Bedingungen chemisch und 

mechanisch beständig sein und den Stofftransport sicher verhindern. Als Transportmechanismen 

können Diffusion (durch Konzentrationsgradienten verursacht) und Konvektion 

(durch Druckgefälle verursacht) auftreten. Zwischen dem Dichtungsmaterial und den 

(Schad)stoffen können auch sorptive Wechselwirkungen stattfinden.

Sicherung 227 

Abb. 6-6 Einkapselung mit natürlicher (a) oder künstlicher (b) Dichtungssohle [Müller- 

Kirchenbauer et al., 1993] 

6.6.2.1 Oberflächenabdichtung 

Die Oberflächenabdich- 

tung soll den Eintritt von Niederschlags- 

und Oberflächenwasser 

in den kontaminierten Boden, 

sowie den Austritt von schadstoffhaltigen 

Gasen verhindern. 

Entsprechend diesen Anforderungen 

sind Oberflächenabdichtungen 

aufgebaut: Über dem 

kontaminierten Bereich wird eine 

Ausgleichsschicht aus Sand oder 

Feinkies aufgebracht, in die eine 

Gasdrainage integriert ist. Darüber 

liegt die eigentliche Dichtung. 

Sie besteht aus einer mindestens 

zweilagigen Schicht verdichteten 

Tons oder Schluffs und 

ggf. aus einer zusätzlichen 

Kunststoffolie (HDPE). Oberhalb 

dieses Dichtungssystems befindet 

sich eine Drainage zur Ableitung 

von Wässern, die wiederum 

Abb. 6-7 Schematischer Aufbau einer Oberflächenabdichtung 

[Jentzsch, 1997]

228 


von (bewachsenem) Mutterboden bedeckt ist. Der Mutterboden dient als Schutz der Dichtung 

vor mechanischen oder frostbedingten Schäden und als Aufwuchssubstrat für Pflanzen. 

Die Begrünung der Fläche erfolgt aus ästhetischen Gründen. Die ganze Abdeckung wird - 

wenn möglich - mit einem Gefälle von 3 bis 5% angelegt, um so den oberflächlichen Abfluss 

von Wasser zu unterstützen. Der Aufbau einer solchen Oberflächenabdichtung entspricht 

damit weitgehend dem Aufbau entsprechender Dichtungssysteme für Deponien (s. Kap. 

7.7.2). Er ist in Abb. 6-7 schematisch dargestellt. 

6.6.2.2 Vertikale Abdichtung 

Als wesentliche Anforderungen, denen eine Dichtungswand genügen muss, sind zu 

nennen: 

• Dichtigkeit 

• lange Lebensdauer, auch bei Einwirkung aggressiver Chemikalien 

• Unempfindlichkeit gegenüber Herstellungsmängeln 

• Kontrollierbarkeit der Überlappungen einzelner Elemente im Fugenbereich 

• Eignung auch für inhomogenen Untergrund 

• ausreichende Dichtigkeit der Einbindung in die Basisschicht 

In Tab. 6-7 sind die vertikalen Dichtungstechniken mit den verwendeten Materialien, Wandstärken 

und (bisher) erreichbaren Tiefen zusammengestellt. 

Tab. 6-7 Derzeit verfügbare vertikale Dichtungstechniken (verändert nach Lühr et. al., 

1996) 

Verfahren Baustoffe Wanddicke 

(cm) 

maximale 

Tiefe 

(m) 

Kosten bei einschaligerAusführung 

(DM/m 2 ) 

Spundwände Stahl 1 -2 15 - 20 200 - 300 

Bohrpfahlwände Beton, Dichtwandsuspensionen 

Schmalwände Dichtwandsuspensionen 

Schlitzwände, Zweimassensystem 

Schlitzwände, Einmassensystem 

Gerammte Schlitzwand 

Beton, Dichtwandsuspensionen 

Dichtwandsuspensionen 

Injektionsdichtungen Stabilisierte HOZ- 

Suspensionen, Dichtinjektionsmassen, 

chem. 

Lösungen 

Jet-Grouting-Verfahren Dichtwandsuspensionen 

Kombinationsdichtungen 

mit Folie 

60 - 150 25 - 30 400 - 450 

5 - 20 15 - 20 80 - 110 

40 - 150 > 50 400 - 600 

40 - 150 20 - 30 200 - 300 

Beton, Erdbeton 40 8 - 10 200 - 300 

Dichtwandsuspensionen 

kombiniert mit 

HDPE-Folien 

100 bis beliebig > 100 350 - 450 

100 bis beliebig 20 - 30 450 - 600 

Folie: 0,2 

Dichtwand: 

50 -100 

20 - 25 250 - 350

Sicherung 229 

Stahlspundwände bestehen aus einzelnen Formblechen, den sog. Spundbohlen, die 

mit Verbindungsgliedern miteinander verbunden werden. Sie werden einzeln oder in Gruppen 

in den Boden eingerammt. Die Verbindungsstellen sind nicht vollständig wasserdicht, so 

dass diese Dichtwände nur zur Sicherung relativ ungefährlicher Altlasten oder als zeitlich 

begrenzte Sofortmaßnahme eingesetzt werden sollten. 

Bohrpfahlwände bestehen ebenfalls aus einzelnen, vertikal angeordneten Elementen, 

die sich gegenseitig überlappen. Die Dichtungselemente werden am Ort der Anwendung 

hergestellt. Üblicherweise wird im ersten Arbeitsgang jeder zweite Pfahl (Primärpfähle) gesetzt, 

um so Abweichung von der Vertikale zu minimieren. Im zweiten Arbeitsgang werden 

die dazwischen liegenden Pfähle überlappend eingebracht. Dieser Arbeitsgang erfolgt, bevor 

die Primärpfähle ausgehärtet sind, die dabei teilweise aufgebohrt werden. Die große Zahl an 

Verbindungsstellen begünstigt das Auftreten von undichten Fehlstellen. 

Zur Errichtung von Schmalwänden werden so genannte Vortriebskörper in den Boden 

eingerammt, -gespült oder -vibriert. Diese sind mit Düsen versehen. Beim Herausziehen 

der Vortriebskörper wird eine Dichtungssuspension in den entstehenden Hohlraum gedrückt. 

Das Dichtungsmaterial ist in der Regel eine Suspension aus Bentonit, Zement, Wasser und 

eventuell Füllstoffen (Gesteinsmehl, Flugasche). Durch Überlappung der einzelnen Lamellen 

kann eine kontinuierliche Dichtungswand aufgebaut werden. Durchlässigkeitskoeffizienten 

gegenüber Wasser von 10 -8 bis 10 -7 m/s sind erreichbar. Bei nicht zu gesteinsreichen oder 

schwer zu durchdringenden Untergründen stellt dieses Verfahren eine wirtschaftlich günstige, 

an unterschiedliche Bodenverhältnisse anpassungsfähige Dichtungsmethode dar 

[Jentzsch, 1997]. In Abb. 6-8 sind Stahlspundwand, Bohrpfahlwand und Schmalwand schematisch 

dargestellt. 

a) Stahlspundwand aus einzelnen Spundbohlen 

b) Herstellung einer Bohrpfahlwand 

c) Dichtungsschmalwand 

Abb. 6-8 Schemata von a) Stahlspund-, b) Bohrpfahl- und c) Schmaldichtungswand (verändert 

nach Jentzsch, 1997)

230 


Bei der Herstellung von Schlitzwänden wird zwischen dem Einmassenverfahren und 

dem Zweimassenverfahren unterschieden. In beiden Fällen wird ein Graben ausgehoben. 

Dieser ist während der Aushubphase zur Stützung der seitlichen Erdwände mit einer Suspension 

gefüllt. Schlitzwände werden bevorzugt zur Umschließung von Altlasten eingesetzt, 

da sie Vorteile hinsichtlich der fehlerfreien Herstellung bieten. 

Abb. 6-9 Schlitzwandherstellung im Einmassenverfahren [Jentzsch, 1997] 

Beim Einmassenverfahren werden - wie bei den Bohrpfahlwänden - im ersten Arbeitsgang 

Primärlamellen ausgehoben. Wenn die Dichtungsmasse in den Primärlamellen 

erstarrt ist, werden die Sekundärlamellen überlappend hergestellt. Das Verfahren ist in Abb. 

6-9 dargestellt. Es bietet die Vorteile, dass die ursprüngliche Stützsuspension als Dichtmasse 

im Graben verbleibt, dass eine gute Verzahnung der einzelnen Lamellen erfolgt und dass 

es vergleichsweise billig ist [Jentzsch, 1997]. 

Beim Zweimassenverfahren wird eine Bentonitsuspension zur Stützung des Schlitzes 

eingebracht. Wenn die Endtiefe erreicht ist, wird die Dichtmasse eingedrückt, die ver- 

Abb. 6-10 Herstellung einer Dichtwand im Zweimassenverfahren [Jentzsch, 1997]

Sicherung 231 

drängte Stützsuspension abgesaugt und für den Neueinsatz regeneriert. Die Vorteile diese 

Verfahrens sind: Eine Dichtmasse mit hohem spezifischen Gewicht (hoher Mineralanteil), die 

auf das anstehende Sickerwasser abgestimmt werden kann. Eine Rücksichtnahme auf 

Fliesseigenschaften, die für den Aushub notwendig sind ist nicht erforderlich. Allerdings können 

bei nicht sachgemäßer Herstellung Reste der Bentonitsuspension im Schlitz verbleiben, 

die dann zu Imperfektionen mit erhöhter Durchlässigkeit führen. In Abb. 6-10 ist die Herstellung 

einer Dichtwand im Zweimassenverfahren dargestellt. 

Kombinationsdichtwände bestehen aus einer Schlitzwand, die im Einmassenverfahren 

hergestellt wurde und in die Kunststofffolien integriert wurden. Diese Folien werden, 

ähnlich wie Stahlspundwände, mittels “Schlössern” miteinander verbunden. Doppellagige 

Kunststoffbahnen mit dazwischen liegenden Dränkörpern erlauben die abschnittsweise Kontrolle 

der Dichtwand [Jentzsch, 1997]. 

Als Dichtungsmassen werden für Einmassenverfahren bevorzugt Natriumbentonit- 

Zement-Mischungen eingesetzt. Die Feststoffgehalte der resultierenden Wand liegen bei bis 

zu 500 kg/m 3 , ihr Wasseranteil bei ca. 90 Vol.-%. Die Wasserdurchlässigkeitskoeffizienten 

liegen (ohne Schadstoffeinwirkung) bei ca. 10 -9 m/s. Für Zweimassenverfahren werden feststoffreichere 

Mischungen aus Bentonit, Tonmehl, Zement, Gesteinsmehl und Zuschlägen 

aus Sand und anderen Mineralstoffen verwendet. Es werden Durchlässigkeitskoeffizienten 

von 10 -11 bis 10 -12 m/s erreicht [Jentzsch, 1997]. 

6.6.2.3 Basisabdichtung 

Wenn die vertikalen Abdichtungen einer Einkapselung nicht in eine Grundwasser 

sperrende Schicht münden, muss eine nachträgliche Basisabdichtung errichtet werden. Hierfür 

stehen Injektionsverfahren zur Verfügung, die obertägig vom Erdboden aus durchgeführt 

werden. Methoden, die bergmännische Untertagearbeiten erfordern, bestehen aus Kombinationen 

von Bohr-, Tunnelbau- und Injektionstechniken. Diese Verfahren sind für einige Altlastenfälle 

in Diskussion, wurden aber bisher nicht im kontaminierten Bereich durchgeführt [Müller-Kirchenbauer, 

1996]. 

Das Prinzip zur Herstellung einer Injektionssohle ist in Abb. 6-11 dargestellt. Im abzudichtenden 

Bereich werden Bohrungen niedergebracht, durch welche die Dichtmasse eingepresst 

wird. Der Abstand der Bohrungen wird durch die Reichweite der Injektionen bestimmt, 

sie liegen in der Regel bei ca. 1,2 bis 1,5 m. Es wird zwischen Poren- und Kluftinjektion 

bzw. dem Jet-Grouting-Verfahren unterschieden. Bei den Poren- und Kluftinjektionen 

werden die natürlichen Hohlräume im Untergrund mit fließfähigen Massen unter Druck gefüllt. 

Nach Erstarren der Dichtmasse ergibt sich eine Abdichtung oder Verfestigung (oderbeides) 

des Bodens. Als Injektionsmassen werden verwendet: 

• Anorganische Suspensionen: Mischungen aus Wasser, Zement, Ton und ggf. Zuschlägen 

und Additiven, 

• chemische Lösungen: Meist Silikate, die durch ein Reagens ausgefällt werden und im 

Untergrund ein Gel bilden,

232 


• Pasten und Mörtel: Anorganische Suspensionen mit erhöhtem Feststoffanteil, 

• Kunststoffinjektionen: In Entwicklung befindlich [Müller-Kirchenbauer, 1996]. 

Die Wahl des einzusetzenden Injektionsmittel ist von den Bodenverhältnissen abhängig, Die 

Anwendungsbereiche sind die gleichen, wie sie für in situ-Immobilisierungen gelten (s. Abb. 

6-4), die mit denselben Stoffen durchgeführt werden. 

Abb. 6-11 Schematische Darstellung einer Sohleabdichtung nach dem Injektionsverfahren 

[Müller-Kirchenbauer, 1996] 

Beim Jet-Grouting-Verfahren wird in die Bohrungen ein rotierendes Rohrgestänge 

eingebracht, das am unteren Ende nach oben gerichtete Düsen trägt. Aus diesen Düsen tritt 

ein Hochdrucksuspensionsstrahl aus (600 - 3200 bar), der das Lockergestein löst und mit 

dem Suspensionsstrom nach oben fördert. In den entstandenen Hohlraum wird anschließend 

eine abbindende Suspension eingebracht. 

Sohleabdichtungen können durch zusätzliche Maßnahmen, wie z.B. Absaugen von 

Grundwasser in ihrer Sicherungswirkung unterstützt werden. 

6.6.3 Hydraulische und pneumatische Sicherungsmaßnahmen 

Hydraulische Sanierungsmaßnahmen werden durchgeführt, um (situationsabhängig) 

eines oder mehrere der folgenden Ziele zu erreichen: 

• Vermeidung einer Grundwasserverunreinigung, 

• Minimierung oder Verhinderung der Schadstoffausbreitung bei gegebener Grundwasserverunreinigung, 

• Verhinderung von Gefährdungen von Objekten im Grundwasserbereich, 

• Wiederherstellung einer akzeptablen Grundwassergüte (Dekontamination). 

Hydraulische Sicherungsmaßnahmen kommen vor allem dann in Betracht, wenn die 

Schadstoffe im Untergrund diffus verteilt vorliegen und somit keine Zuordnung zu einer

Sicherung 233 

Schadstoffquelle gemacht werden kann oder als Sofortmaßnahme, um im Zeitraum bis eine 

Dekontamination erfolgt, die Ausbreitung der Schadstoffe zu verhindern. 

6.6.3.1 Abpumpen von Schadstoffen als flüssige Phase 

Liegen flüssige (organische) Schadstoffe in der gesättigten Zone des Untergrunds als 

eigene Phase vor, so können sie über Brunnen abgepumpt werden. Diese Brunnen sind im 

Zentrum der Kontamination zu 

setzen und so zu betreiben, dass 

der gesamte Bereich der Schadstoffphase 

von der Strömung 

erfasst wird. Es müssen zwei 

Fälle unterschieden werden: 

• die organische Phase ist spezifisch 

leichter als Wasser (in 

der Praxis sind dies vorwiegendMineralölkohlenwasserstoffe), 

Abb. 6-12 Lage des Filters im Brunnenrohr und Strömungsverhältisse 

beim Abpumpen von flüs- 

• die organische Phase ist spesigen 

Phasen, die leichter als Wasser sind 

zifisch schwerer als Wasser 

(z.B. Kohlenwasserstoffe) [Mull, 1996] 

(oftmals Chlorkohlenwasserstoffe). 

Durch das Abpumpen wird eine 

Absenkung des Grundwasserspiegels 

mit Strömung zu den 

Förderbrunnen verursacht, die 

eine Ausbreitung der Schadstoffe 

mit dem Grundwasserstrom verhindert. 

In Abb. 6-12 bzw. Abb. 6- 

13 sind die hydraulischen Verhältnisse 

im Untergrund für die beiden 

Fälle schematisch dargestellt. 

In der ungesättigten Bodenzone 

kann eine Entfernung von Schad- Abb. 6-13 Lage des Filters im Brunnenrohr und Strömungsverhältisse 

beim Abpumpen von flüssigen 

stoffen in Flüssigphase durch hyd- 

Phasen, die schwerer als Wasser sind (z.B. 

raulische Sicherungsmaßnahmen 

Halogenkohlenwasserstoffe) [Mull, 1996] 

nicht oder nur unter Vorbehalt 

erfolgen. Um dies zu ermöglichen ist es notwendig, ein flüchtiges organisches Lösemittel in 

den Boden zu infiltrieren (z.B. kurzkettige Kohlenwasserstoffe) in dem die Schadstoffe gelöst

234 


und ins Grundwasser transportiert werden. Aus dem Grundwasser erfolgt dann eine Elimination 

durch Entnahmebrunnen. In der ungesättigten Zone verbliebene Lösemittel- und Schadstoff-Reste 

müssen über Bodenluftabsaugung entfernt werden. Dieses Verfahren ist aus 

zwei Gründen bedenklich: 

• Es wird ein zusätzlicher Schadstoff (das Lösemittel) in den Boden eingebracht, um einen 

anderen zu entfernen. 

• Bei heterogenem Untergrund können wenig durchlässige Bereiche nicht oder nur unzureichend 

extrahiert werden. 

6.6.3.2 Entfernen von im Grundwasser gelösten Schadstoffen 

Im Grundwasser 

gelöst vorliegende Schadstoffe 

können durch Abpumpen 

des belasteten 

Grundwassers aus dem 

Untergrund entfernt werden. 

Die Brunnen sollten im 

Zentrum der Verschmutzung 

bzw. der Verschmutzungsfahne 

angeordnet 

sein. Bei großen Ausdehnungen 

des kontaminierten 

Bereichs müssen oft mehrere 

Brunnenstaffeln gesetzt 

werden, um die gesamte 

Schadstoffahne zu erfassen. 

In Abb. 6-14 ist eine 

entsprechende Anordnung 

von Brunnenstaffeln schematisch 

dargestellt. 

Als gezielter Schutz 

für Entnahmebrunnen, die 

im Abstrombereich einer 

Verschmutzungsquelle liegen, 

können Abwehrbrunnen 

oder Infiltrationsbrunnen 

gesetzt werden. Bei 

Abwehrbrunnen (s. Abb. 6- 

15) ist darauf zu achten, 

dass die gesamte Breite der 

Abb. 6-14 Schema der Anordnung von Brunnenstaffeln bei 

weit ausgedehnten Schadstoffahnen (Fließ- 

Richtung von rechts nach links) [Mull, 1996] 

Abb. 6-15 Anordnung eines Abwehrbrunnens zum Schutz eines 

Entnahmebrunnens bei geringer Ausdehnung der 

Schadstofffahne [Mull, 1996]

Schadstoffahne erfasst wird. 

Durch Infiltrations- 

brunnen wird (s. Abb. 6-16) 

Sicherung 235 

unbelastetes Wasser in 

den Untergrund eingetragen, 

womit die Schadstoffahne 

vom Infiltrationsbrunnen 

abgelenkt wird. Allerdings 

muss die infiltrierte 

Wassermenge pro Zeitein- 

Abb. 6-16 Anordnung eines Infiltrationsbrunnens zum 

heit größer sein als die im 

Schutz eines Entnahmebrunnens im Abstrombe- 

Entnahmebrunnen entzoreich 

einer Kontaminationsquelle [Mull, 1996] 

gene Menge. 

Bei allen hydraulischen Sicherungsmaßnahmen muss auf sachgemäße Anordnung 

und Betrieb der Brunnen geachtet werden. Die Grundwasserfließrichtung und -menge, sowie 

der Einfluss der vorgesehenen Maßnahmen auf die hydraulischen Verhältnisse im Untergrund 

müssen bestimmt, bzw. mit entsprechenden Modellrechnungen abgeschätzt werden. 

Bei Fehlern können vorher unbelastete Bodenbereiche kontaminiert werden. 

6.6.3.3 Bodenluftabsaugung 

Schadstoffe, die im Untergrund 

vorliegen, gehen - entsprechend ihres 

Dampfdruckes - zum Teil in die Bodenluft 

über. Diese Luft kann abgesaugt 

und z.B. mit Aktivkohlefiltern 

gereinigt werden. Mit dem Verfahren 

können das unkontrollierte Austreten 

von schadstoffhaltigen Gasen in die 

Umgebungsluft sowie das Zusickern 

von flüssigen Stoffen aus 

der ungesättigten Zone in das Grundwasser 

minimiert oder unterbunden Abb. 6-17 Bodenluftabsaugung zur Entfernung 

werden. Bei entsprechender Be- 

von Schadstoffdämpfen aus der ungetriebsweise 

und Vorliegen flüchtiger 

sättigten Zone [Mull, 1996] 

Schadstoffe ist die Methode auch zur 

Dekontamination des Bodens geeignet. Sie wird im Kapitel 6.7.5 näher behandelt. Schematisch 

ist das Verfahren in Abb. 6-17 dargestellt.

236 

6.7 Dekontamination 


Während bei den Sicherungsverfahren das Ziel ist, lediglich die Ausbreitung von 

Schadstoffen zu verhindern, wird mit den Dekontaminationsverfahren eine Entfernung der 

Stoffe aus dem Boden angestrebt. Damit muss nach Abschluss der Sanierung keine dauerhafte 

Überwachung der Altlast erfolgen. Thermische und biologische Dekontaminationsverfahren 

sind bei entsprechender Betriebsweise dazu geeignet, organische Schadstoffe zu 

zerstören und so aus der Umwelt zu entfernen. Bei den anderen Dekontaminationsverfahren 

werden schadstoffhaltige Restmassen entweder deponiert oder es muss eine entsprechende 

Behandlungsstufe nachgeschaltet werden, in der die Stoffe zerstört werden können. 

6.7.1 Bodenwäsche 

Die Bodenwäsche beruht auf der Verwendung von Wasser oder wässrigen Lösungen 

und Suspensionen zur Reinigung kontaminierter Böden. Die Schadstoffe können dabei im 

Wasser gelöst, emulgiert oder in wässrige Suspension überführt werden. Durch eine Separation 

von Fest- und Flüssigphase gelingt es somit, die Kontaminanten vom Boden zu trennen. 

Das schadstoffhaltige Waschwasser muss vor der Einleitung in einen Vorfluter gereinigt werden. 

Es kann nach einer Aufbereitung auch als Prozesswasser wiederverwendet und somit 

im Kreislauf geführt werden. Der Boden kann - entsprechend des erreichten Dekontaminationsgrades 

- wiederverwendet werden. In Abb. 6-18 ist der Verfahrensablauf bei der Bodenwäsche 

schematisch dargestellt. Flüchtige Komponenten werden abgesaugt und müssen in 

einer Abluftreinigungsanlage eliminiert werden. 

Abb. 6-18 Schema des Verfahrensablaufs bei der Bodenwäsche [Heimhard et al., 1996]

6.7.1.1 Boden- und schadstoffspezifische Einflussparameter 

Dekontamination 237 

Die Reinigung eines kontaminierten Bodens durch Bodenwäsche ist nur möglich, 

wenn einerseits die Schadstoffe vom Boden abgelöst und andererseits diese dann gelösten 

oder dispergierten Schadstoffe von den suspendierten Bodenkörnern abgetrennt werden 

können. Entscheidend für die Eignung der Bodenwäsche sind vor allem die Bodeneigenschaften. 

Insbesondere sind die Korngrößenverteilung und der Gehalt an organischer Substanz 

des Bodens von Bedeutung. 

Mit abnehmender Korngröße wird es zunehmend schwieriger, Schadstoffe von den 

Bodenpartikeln anzulösen, der dafür notwendige apparative Aufwand steigt. Von Feinschluff- 

und Tonfraktionen können Schadstoffe nur unzureichend abgetrennt werden, was 

auf deren große spezifische Oberfläche zurückzuführen ist [Heimhard et al., 1996]. Deshalb 

liegen die technisch-wirtschaftlichen Grenzen für die Anwendung der Bodenwäsche bei Partikeln 

< 63 µm, die nicht mehr gereinigt werden und einem Anteil der Feinkornfraktionen am 

ursprünglichen Boden von 20 bis 30%, die nicht überschritten werden sollten. In Tab. 6-8 

sind die Korngrößenbereiche verschiedener Bodenfraktionen sowie deren spezifische Oberflächen 

zusammengestellt. 

Tab. 6-8 Korngrößenbereiche von Bodenfraktionen (verändert nach Heimhard et al., 1996) 

Bodenart spezifische Oberfläche () Korndurchmesser 

Ton 150 - 250 m 2 /g TS < 0,002 mm 

Schluff 5 - 20 m 2 /g TS 0,002 mm - 0,06 mm 

Sand 0,03 m 2 /g TS 0,06 mm - 2 mm 

Kies < 0,01 m 2 /g TS 2 mm - 63 mm 

Steine, Blöcke > 63 mm 

Sind die Kontaminanten in den Feststoffen eingeschlossen, wie z.B. bei kontaminierten 

Straßenbelägen oder porösen Schlacken, ist die Bodenwäsche nur beschränkt zur Reinigung 

geeignet. Die starke Zerkleinerung der Feststoffe, die notwendig ist, um die Kontaminanten 

besser zugänglich zu machen, führt zu einem starken Anstieg des Anteils an schwer 

abtrennbarem Feinkorn. Auch wenn die Bodenpartikel an bituminösen Teeren und ähnlichen 

Materialien anhaften, führt die Bodenwäsche in der Regel nur zu unzureichenden Reinigungserfolgen. 

Die spezifischen Eigenschaften der Schadstoffe sind für die Anwendbarkeit der Bodenwäsche 

weniger relevant als die Bodeneigenschaften. In gewissen Grenzen können die 

Verfahrensparameter den Schadstoffeigenschaften angepasst werden. Günstig ist es, wenn 

die Schadstoffe im Wasser gelöst oder emulgiert werden können oder wenn sie sich in Dichte, 

Benetzbarkeit oder Partikelgröße vom Boden unterscheiden [Jentzsch, 1997]. 

Die Lösung von Schwermetallen kann durch Zugabe von Komplexbildnern oder Säuren 

deutlich verbessert werden. Organische Kontaminanten können durch die Zugabe von 

Tensiden (oberflächenaktiven Substanzen) in höheren Konzentrationen und stabiler disper-

238 


giert werden als ohne diese Zusätze. Auch Salze und Basen können eingesetzt werden, um 

die Oberflächenladung dispergierter Teilchen zu verändern und so die Dispersionen zu stabilisieren 

oder aufzubrechen. 

6.7.1.2 Verfahrenstechniken 

Die Bodenwäsche kann prinzipiell in folgenden Schritte unterteilt werden: 

• Bodenaufbereitung 

• Abtrennung dispergierter Schadstoffe 

• Klassierung der Bodenfraktionen mit Ausschleusung der belasteten Feinkornfraktion 

(“Schadstoff” in Abb. 6-18) 

• Trennung von Waschwasser und Bodenfraktionen bzw. Schadstoffen. 

6.7.1.2.1 Bodenvorbereitung 

Grobe Partikel (Steine etc.) werden mit Backenbrechern oder Hammerwerken verkleinert. 

Das Brechen erfolgt in quetschenden oder bevorzugt in schlagenden Brechern, die 

zum Teil eine Einstellung der Korngröße der ausgetragenen Partikel erlauben [Heimhard et 

al., 1996]. 

Um das Bodengefüge bei bindigen Böden zu zerstören müssen die Kohäsionskräfte 

zwischen den Bodenpartikeln (v.a. Tonmineralien) aufgehoben werden. Dies kann durch 

mechanische Beanspruchung (z.B. Vibration) oder fluiddynamisch, durch Erhöhung des 

Wassergehalts bis ein schlammig-breiiger Zustand erreicht ist, erfolgen. Das Feststoff- 

Wasser-Gemisch wird in (drehenden oder festen) Trommeln gerührt und in Bewegung gesetzt. 

Dabei werden die feinen Bodenanteile im Wasser verteilt [Heimhard, 1996]. 

Fremdstoffe, wie nicht gebrochene Steine, Wurzelstücke, Metall- und Holzteile etc. 

werden aussortiert bzw. durch Siebe oder Magnetabscheider zurückgehalten. Holz und andere 

organische Fremdstoffe schwimmen auf der Waschflotte auf und können oberflächlich 

abgezogen werden. 

6.7.1.2.2 Abtrennung der Schadstoffe von den Bodenpartikeln 

Um die Schadstoffe vom Boden zu trennen, müssen die Adhäsionskräfte zwischen 

den aufgeschlossenen Bodenpartikeln und den Schadstoffen überwunden werden. Dies erfolgt 

vorwiegend mechanisch durch den Eintrag kinetischer Energie. Der Prozess kann aber 

auch durch den Zusatz von Chemikalien oder durch Erwärmung des Wasser-Boden- 

Gemisches unterstützt werden. 

Bei der mechanischen Beanspruchung sollen - unabhängig von der eingesetzten 

Technik - möglichst alle Bodenkörner von allen Seiten Scher-, Reibungs- oder Schwingungskräften 

ausgesetzt sein. Hierzu werden unterschiedliche Verfahren verwendet: 

• Wird das Waschwasser einem starken Ultraschallfeld ausgesetzt, so kann es zur Bildung 

von Dampfblasen (Kavitation) kommen, die beim anschließenden Kollabieren erhebliche 

mechanische Kräfte freisetzen. Bei einer Schallstärke von 10 V/cm 2 treten Schall-


wechseldrücke von mehr als 5 bar auf [Heimhard et al., 1996]. Die Schadstoffe werden 

durch die mechanische Beanspruchung von den Bodenpartikeln abgelöst und im Wasser 

dispergiert. 

• Auch durch Scher- und Reibungskräfte, die beim intensiven Rühren auftreten können 

Schadstoffe abgelöst werden. Ab Strömungsgeschwindigkeiten von 14 m/s tritt bei Wasser 

mit einer Temperatur von 20°C Kavitation auf. Der Geschwindigkeitsgradient in den 

Waschtrommeln kann durch Verändern des Abstandes von rotierenden und stehenden 

Bauteilen variiert werden [Heimhard et al., 1996]. In Abb. 6-19 sind einige der dafür eingesetzten 

Apparaturen schematisch dargestellt. 

Abb. 6-19 Apparaturen zur Scher-, Reib-, und Prallbeanspruchung von Bodenpartikeln 

[Jentzsch, 1997]

240 


Im Hochdruckstrahlrohr wird das Waschwasser mit ca. 350 bar aus einem umlaufenden 

Düsenkranz in ein Stahlrohr gepresst. Das mit einer Geschwindigkeit von ca. 250 m/s austretenden 

Wasser erzeugt (wie bei einer Wasserstrahlpumpe) einen Unterdruck im Rohr, der 

den zudosierten Boden zusammen mit Luft in den Wasserkegel zieht, wo er stark verwirbelt, 

homogenisiert und hohen Scherkräften ausgesetzt wird. In Abb. 6-20 ist das Hochdruckstrahlrohr 

schematisch dargestellt. 

Wasseranschluss 

Hochdruckpumpe 

Bohrungen mit 

aufgesetzten Düsen 

Eintrag Boden-Luft-Gemisch 

Hochdruck-Ringleitung 

Strahlkegel 

Austrag Boden-Luft-Gemisch 

Abb. 6-20 Hochdruckstrahlrohr der Fa. Oecotec 

• Durch die Zugabe von Säuren oder Laugen kann die Wirkung einer Bodenwäsche unterstützt 

werden: Schwermetalle sind im sauren Milieu besser löslich und können durch Säureeinwirkung 

von den Bodenpartikeln getrennt werden. Suspendierte Partikel lagern gelöste 

Ionen an und werden dadurch elektrisch aufgeladen. Diese Ladung ist vom pH-Wert 

des Umgebungsmilieus abhängig. Sind Boden- und Schadstoffpartikel gleichsinnig geladen, 

so bleiben sie nach einer Separation getrennt. Tonmineralien, Kohlenwasserstoffe, 

Fette und Ruß laden sich in wässriger Suspension negativ auf [Heimhard et al., 1996]. 

• Durch die Zugabe von Komplexbildnern können Schwermetalle verstärkt gelöst bzw. in 

Lösung gehalten werden. Die Konzentration der freien Ionen wird durch die Bindung an 

die gelöst vorliegenden Komplexbildner stark herabgesetzt. 

• Mit Tensiden lässt sich die Oberflächenspannung einer wässrigen Suspension herabsetzen 

und die abgelösten Schadstoffe werden in Dispersion gehalten. Sie werden in Tensidmicellen 

eingeschlossen, wobei der hydrophobe Teil der Tensidmoleküle zu den 

Schadstoffen, der hydrophile zum umgebenden Wasser ausgerichtet ist.


• Durch Erwärmung des Boden-Wasser-Gemisches kann die Wirkung einer Bodenwä- 

sche z.T. deutlich erhöht werden. Dies beruht auf mehreren Prozessen: 

1. Die Bindungskräfte zwischen Boden und Schadstoff werden herabgesetzt, 

2. die Diffusionsgeschwindigkeit gelöster Schadstoffe wird erhöht (dies ist v.a. für die 

Grenzschicht in der Nähe der Bodenkörner relevant, da die Diffusionsgeschwindigkeit 

in diesem Bereich die Ablösungskinetik bestimmt), 

3. die dynamische Viskosität der Aufschlämmung wird herabgesetzt. 

Bei der Sattdampfinjektion in schon durchmischte Boden-Wasser-Gemische erfolgt zusätzlich 

zur Erwärmung eine intensive Verwirbelung des Gemisches. Ein Teil des Dampfes 

kondensiert bei diesem Prozess. 

6.7.1.2.3 Abtrennung der Schadstoffe 

Die vom Boden abgewaschenen Schadstoffe müssen anschließend von den gereinigten 

Partikeln getrennt werden. Dazu können sie in das Waschwasser, die umgebende Luft 

oder die Feinstkornfraktion des Bodens übertragen werden. In weiteren Behandlungsschritten 

muss dann das belastete Medium abgetrennt werden. 

• Im Wasser gelöste Substanzen können durch physikalisch-chemische und/oder biologische 

Verfahren der Abwasserreinigung (s. Kap. 5.5) aus dem Waschwasser entfernt werden. 

Dabei kommen für die unterschiedlichen Kontaminanten jeweils angepasste Methoden 

zur Anwendung: 

• Fällung: V.a. Schwermetalle werden als Sulfide oder Hydroxide ausgefällt und anschließend 

durch Sedimentation abgetrennt. Durch eine Mitfällung können so auch 

organische Belastungsstoffe zum Teil aus dem Wasser eliminiert werden. 

• Adsorption: Unpolare Stoffe können an oberflächenreiche Feststoffe, wie z.B. Aktivkohle 

angelagert werden. In Molekularsieben (natürliche oder synthetische Zeolithe) 

werden selektiv Stoffe adsorbiert, die kleiner sind als die Mikroporen der Molekularsiebe. 

• Membranfiltration: Durch Ultra- und Nanofiltration können Partikel mit Durchmessern 

zwischen ca. 5 nm und 10 µm abgetrennt werden. Sie werden v.a. zur Abtrennung 

kolloidal gelöster Stoffe eingesetzt. Mit der Umkehrosmose lassen sich 

auch echt gelöste Substanzen (Organika und Salze) entfernen. 

• Ionenaustausch: An Kationenaustauschern können Metallionen reversibel angelagert 

werden. Dabei gehen andere Kationen (i.d.R. Na + oder H + ) in Lösung. Bei 

der Regeneration der Ionenaustauscher werden die abgetrennten Ionen in eine 

konzentrierte Lösung überführt. 

• Biologischer Abbau: Organische Verbindungen können unter gewissen Voraussetzungen 

durch Bakterien abgebaut werden. Sie müssen dazu abbaubar sein und 

dürfen nicht zu stark bakterientoxisch wirken. Die Verfahren können sowohl aerobe 

als auch anaerobe Schritte in Festbett- oder Suspensionsreaktoren enthalten.

242 


• Flüchtige Komponenten, die beim Waschvorgang in die Gasphase übergegangen sind, 

können durch die Prozesse der Abluftreinigung (s. Kap. 3.4) aus dem Gasstrom entfernt 

werden: 

• Absorption: In Gaswäschern (Rieseltürme, Rotationswäscher oder Venturiabscheider) 

können die Abluftinhaltsstoffe ausgewaschen werden. Belastetes 

Waschwasser wird mit den Methoden der Abwasserbehandlung gereinigt. 

• Adsorption: An Aktivkohle und andere Feststoffe mit großer spezifischer Oberfläche 

können Substanzen auch aus einem Gasstrom heraus angelagert werden. 

• Kondensation: Durch Abkühlen des Abgases unter die Verdampfungstemperatur 

der Schadstoffe können diese aus der Luft entfernt werden. Es kommt zur Bildung 

von Niederschlägen an den Behälterwänden und von Nebeln, die z.T. vom Abgasstrom 

mitgerissen werden. Diese Nebel können mittels Massenabscheidern (Venturiwäscher 

etc.) oder Filtern eliminiert werden [Heimhard et al., 1996]. 

• Partikuläre gebundene Schadstoffe liegen v.a. an die Feinstkornfraktion des Bodens 

sorbiert vor. Sie können durch Prozesse der Dichtetrennung aus dem Wasser entfernt 

werden: 

• Sedimentation: Für eine Sedimentation des belasteten Feinkorns werden einfache 

Sedimentationsbecken eingesetzt oder Hydrozyklone bzw. Zentrifugen, bei 

denen eine Zentrifugalkraft wirkt, welche die Schwerkraft um ein Vielfaches übertrifft. 

Die Sedimentation kann durch Zugabe von Flockungsmitteln unterstützt werden, 

die zur Bildung größerer und besser abscheidbarer Partikel führt. 

Die weitere Trennung von Feinkorn und Waschwasser erfolgt durch Filtration oder 

Auspressen. 

• Flotation: Feinverteilte Partikel können durch die Anlagerung von Gasblasen 

(meist Luft) an die Flüssigkeitsoberfläche transportiert werden. Die Wirkung des 

eingeblasenen Gases kann durch die Zugabe von Flotationshilfsmitteln verbessert 

werden, durch welche die Partikel stabilisiert bzw. hydrophobiert werden. 

6.7.1.2.4 Abtrennen des gereinigten Bodens 

Die Abtrennung des gereinigten Bodens aus der belasteten Waschflüssigkeit erfolgt 

üblicherweise durch Klassierung nach der Korngröße. Grobe Fraktionen wie Kies und Sand 

werden durch Siebung abgetrennt. Dabei erfolgt gleichzeitig auch eine Entwässerung dieser 

Fraktion. Mittlere Korngrößenklassen (ca. 0,1 bis 10 mm) werden üblicherweise durch Spiralklassierer 

(Schnecken- oder Schraubenklassierer) abgetrennt in denen sich diese Partikel 

absetzen und Schwebstoffe mit der Suspension ausgetragen werden. Die feineren Körner 

können in Hydrozyklonen weiter klassiert (0,005 bis 0,2 mm) und aus dem Wasser entfernt 

werden. 

Die abgetrennten Bodenfraktionen sind nach der Trennung noch mit Wasser bedeckt, 

das Schadstoffe enthält. Um eine Rückkontamination zu verhindern wird das Waschwasser 

(meist in mehreren Schritten) durch unbelastetes Spülwasser ersetzt.


Die Feinstkornfraktion muss in der Regel als belastet angesehen und separat abge- 

trennt werden (s. partikulär gebundene Schadstoffe). Sie wird entweder weiter behandelt 

oder deponiert. 

Als Beispiel für eine Bodenwaschanlage mit den gesamten notwendigen Begleittechniken 

ist in Abb. 6-20 eine Hochruck-Bodenwaschanlage schematisch dargestellt. 

Abb. 6-21 Schema der OECOTEC-Hochdruck-Bodenwaschanlage [Wille, 1993] 

1: Materialaufgabe und Magnetabscheider, eingehaust mit Luftabsaugung 

2: Homogenisator 

10: Materialaustrag 8 - 50 mm 

3: Dampfinjektion 

11: Materialaustrag 0,025 - 8 mm 

4: Hochdruckstrahlrohr 

12: Humuspartikel-Austrag 

5: Attritionsmühle 

13: Materialaustrag gereinigter Boden 

6: Ultraschall-Behandlung 

14: Prozesswasser-Kreislaufbehälter 

7: Multizyklon (25 µm) 

15: Flotatschlammaustrag 

8: Entwässerungsschnecke 

16: Schlammeindicker 

9: Kaskadenfrischwasserspülung 

17: Sedimentfilterkuchen 

6.7.2 Extraktion 

Bei der Extraktion werden die Schadstoffe in einem geeigneten Lösemittel gelöst bis 

das Verteilungsgleichgewicht zwischen gelöster und sorbierter Schadstofffraktion eingestellt 

ist. Für polare Stoffe wie z.B. Schwermetalle stellen wässrige Systeme die am besten geeigneten 

Lösemittel dar. Die Reinigung schwermetallbelasteter Böden durch Bodenwäsche 

kann somit auch als Extraktion bezeichnet werden. Organische Schadstoffe sind in der Regel 

nur wenig oder nicht polar, für sie sind organische Lösungsmittel wie aliphatische Kohlenwasserstoffe, 

niedere Alkohole und Ketone geeignet. Halogenkohlenwasserstoffe besitzen 

zwar exzellente Lösungseigenschaften und sind unbrennbar, sie sind jedoch selbst

244 


Schadstoffe und dementsprechend mit einem Verwendungsverbot belegt [GefStoffV,1993]. 

Höhersiedende Lösemittel können nur schwer von den extrahierten Schadstoffen abgetrennt 

werden und scheiden deshalb für die Anwendung aus [Weßling und Machlitt, 1996]. 

Da das Auflösen der Schadstoffe nur bis zur Gleichgewichtseinstellung erfolgt, kann 

der Boden mit einem einzigen Extraktionsschritt nicht vollständig gereinigt werden, sondern 

es müssen mehrere Behandlungsschritte hintereinander erfolgen. Durch Mehrfachextrak-tion 

kann jede gewünschte Schadstoff-Restkonzentration erreicht werden, wobei jedoch der spezifische 

Aufwand mit jedem Extraktionsschritt steigt, da die gleiche Menge Lösemittel für 

immer geringere Schadstoffmengen eingesetzt werden. In Tab. 6-9 ist die abnehmende 

Restkonzentration in Abhängigkeit von der Zahl der Extraktionsschritte für das Beispiel einer 

1:2-Verteilung zwischen Fest- und Flüssigphase aufgelistet. 

Tab. 6-9 Verteilung eines Stoffes zwischen Fest- und Flüssigphase bei mehrfacher Extraktion 

(verändert nach Weßling, 1993) 

Extraktionsschritt 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

gelöste Menge 0 200 66 22 7,3 2,5 0,8 0,27 0,09 0,027 0,009 

sorbierte Menge 300 100 33 11 3,7 1,2 0,4 0,13 0,04 0,013 0,004 

Restgehalt (%) 100 33 11 3,7 1,2 0,4 0,13 0,04 0,01 

Abb. 6-22 Schema der Gegenstromextraktion von Boden [Weßling, 1993] 

3 

0,004 0,0015 

In der Praxis wird anstelle einer Mehrfachextraktion auch die Gegenstromextraktion 

angewandt, bei der das Lösemittel und der belastete Boden von entgegengesetzten Enden 

in die Extraktionskolonne eintragen werden. Dadurch kommt der hochbelastete Boden mit 

beladenem Lösemittel in Kontakt während der weitgehend gereinigte Boden mit frischem


Extraktionsmittel behandelt wird. Das beladene Lösemittel wird - meist durch Destillation - 

gereinigt und wieder eingesetzt. Damit wird die verbrauchte Lösemittelmenge deutlich vermindert. 

In Abb. 6-22 ist das Gegenstromextraktionsverfahren schematisch dargestellt. 

6.7.3 Thermische Bodenbehandlung 

Die thermischen Verfahren zur Behandlung kontaminierter Böden beruhen auf der 

Verdampfung der Schadstoffe und deren anschließender vollständiger Oxidation in der Gasphase 

[Jentzsch, 1997]. Saure Gase, Stäube und flüchtige nicht zerstörbare anorganische 

Schadstoffe werden mit den Verfahren der Rauchgasreinigung (s. Kap. 3.4) aus der Abluft 

eliminiert. Schwermetalle können bei entsprechender Verfahrensführung in der Bodenmatrix 

immobilisiert werden. 

Thermische Behandlungsverfahren sind grundsätzlich für alle auftretenden altlastenrelevante 

Schadstoffe geeignet, die zu reinigenden Böden sind allerdings für eine sinnvolle 

Anwendung in ihrem Wassergehalt und dem Anteil an bindigen Fraktionen begrenzt. Von der 

Art der Schadstoffe hängen die Verdampfungstemperatur und die notwendige Aufenthaltszeit 

im Verbrennungsraum ab. Unproblematisch sind kurzkettige halogenfreie organische Verbindungen, 

wie Mineralölkohlenwasserstoffe, monocyclische aromatische Kohlenwasserstoffe 

und flüchtige polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe, die bei Temperaturen bis ca. 

550°C verdampfen und bei 750 bis 1000°C verbrannt werden [Jentzsch, 1997]. Bei der thermischen 

Behandlung von chlorierten Verbindungen müssen in der Regel höhere Temperaturen 

aufgebracht werden (bis 1300°C) und bei der Rauchgasreinigung müssen Maßnahmen 

gegen die Neubildung polychlorierter Dibenzodioxine und -furane getroffen werden. Insbesondere 

muss der Temperaturbereich zwischen 250 und 400°C sehr schnell überstrichen 

werden und katalytisch wirkende Schwermetalle (v.a. Cu) müssen ausgeschlossen sein. 

Der Einschluss von Schwermetallen in die Bodenmatrix erfordert ein “Keramisieren” 

des Bodens, der damit seinen multifunktionalen Charakter als Nahrungsquelle, Aufwuchssubstrat 

und Lebensraum für unterschiedlichste Organismen verliert. 

6.7.3.1 Verfahren 

Abhängig vom Sauerstoffangebot bei der Aufheizung des kontaminierten Bodens wird 

zwischen Verbrennung, Vergasung und Pyrolyse unterschieden. 

Bei der Pyrolyse wird der Boden über die Reaktorwand erhitzt. Der Wärmeübergang 

erfolgt durch Wärmeleitung im Boden, die Schadstoffe werden ausgegast und im Fall organischer 

Verbindungen teilweise gecrackt [Jentzsch, 1997]. 

Bei der Verbrennung und der Vergasung werden im Reaktionsraum Brenner betrieben, 

so dass der Wärmetransport durch Konvektion und Wärmestrahlung erfolgt. Die Vergasung 

erfolgt unter Sauerstoffmangel, wodurch die Schadstoffe nur unvollständig oxidiert werden 

und in einer Nachverbrennungskammer zerstört werden müssen. Bei der Verbrennung 

wird angestrebt, die Schadstoffe schon in dem Reaktor, der den Boden enthält, vollständig 

zu oxidieren. Die Behandlung ähnelt sehr stark den entsprechenden Verfahren zur Eliminati-

246 


on von besonders überwachungsbedürftigen Abfällen (s. Kap. 7.6.5). Durch den geringen 

Heizwert der kontaminierten Böden ist jedoch hier - im Gegensatz zur Sondermüllverbrennung 

- immer eine Zufuhr von Gas oder Öl zum Brennerbetrieb notwendig. 

Wie alle Bodenreinigungsverfahren erfordert auch die thermische Behandlung eine 

Vorbereitung des Bodens, um Störstoffe zu entfernen. Sie erfolgt durch Magnetabscheidung 

(für ferromagnetische 

Stücke), Brechen 

und Sieben. 

Oftmals wird der Boden 

in einer separaten 

Prozessstufe getrocknet 

bevor er in den 

Vergasungs- oder 

Verbrennungsreaktor 

gelangt. In Abb. 6-23 

ist ein Schema des 

Verfahrensprinzips 

dargestellt. 

Die eigentliche 

Behandlung erfolgt in 

Drehrohr- oder Wirbelschichtreaktoren. 

Drehrohröfen stellen 

eine bewährte Technologie 

dar, sie sind 

relativ unempfindlich Abb. 6-23 Verfahrensschema der thermischen Bodenbehandlung 

[Jentzsch, 1997] 

gegenüber Inhomogenitäten 

im zu behandelnden 

Material. Die Innenwände der Drehrohre müssen mit (gegenüber Temperaturwechsel 

empfindlichen) Schamotteausmauerungen versehen werden. Durch die Drehung der 

Trommel wird der Boden durchmischt. 

Wirbelschichtöfen werden mit Luftüberschuss und zirkulierender oder rotierender 

Wirbelschicht betrieben [Jentzsch, 1997]. Sie erfordern homogeneres Material mit einer 

Korngröße < 20 mm. Ihr Vorteil liegt in der besseren Durchmischung des Bodens mit der 

Verbrennungsluft, was den Wärme- und Stoffübergang zwischen Boden und Luft beschleunigt. 

Zusätzlich besteht die Möglichkeit, saure Schadgase und Stickoxide schon im 

Verbrennungsraum durch die Zugabe von Kalk bzw. Harnstoff zu neutralisieren bzw. zu reduzieren.


Die ausgetriebenen Gase werden vor der Nachverbrennung mit Zyklonen oder Ke- 

ramikfiltern entstaubt. Da die Abgase aus der Bodenbehandlung Katalysatorgifte enthalten 

können, erfolgt die Nachverbrennung rein thermisch. Es werden über Stützbrenner Temperaturen 

von ca. 1300°C bei Aufenthaltszeiten von 1 bis 3 s erreicht [Jentzsch, 1997]. In Abb. 6- 

24 ist ein Beispiel für Verbrennungsanlagen dargestellt. 

Abb. 6-24 Schema einer Anlage zur thermischen Bodenreinigung [Wille, 1993] 

Die Verfahren zur Reinigung der entstehenden Abgase entsprechen den bei der 

thermischen Behandlung besonders überwachungsbedürftiger Abfälle und zum Teil auch bei 

der Rauchgasreinigung in Kraftwerken angewandten Techniken. Sie werden ausführlich in 

den jeweiligen Kapiteln 7.6.5 bzw. 3.4 behandelt. 

• Stäube werden mit Gewebe- oder Elektrofiltern abgeschieden. 

• Saure Gase (Salzsäure, schweflige Säure, Fluorwasserstoff) können mit trockenen, 

halbtrockenen und nassen Neutralisationsverfahren eliminiert werden. 

• Stickoxide werden in der Regel durch selektive Reduktion mittels Ammoniak oder 

Harnstoff in elementaren Stickstoff überführt. 

• Zur Verminderung der Neubildung polychlorierter Dibenzodioxine und -furane wird 

das Abgas sehr schnell abgekühlt, was durch das Einsprühen von kaltem Wasser 

(“Quenching“) erfolgt. Vor allem der Temperaturbereich zwischen 250 und 400°C 

muss schnell durchlaufen werden.

248 


• Um eventuell vorhandene nicht oxidierte organische Schadstoffe sowie elementa- 

res Quecksilber abzuscheiden werden Adsorptionsstufen nachgeschaltet. Sie werden 

mit Aktivkoks oder Herdofenkoks beschickt [Jentzsch, 1997]. 

Der gereinigte Boden wird auf Temperaturen von 40 bis 70°C abgekühlt und auf 

einen Feuchtigkeitsgehalt von 7 bis 10% eingestellt. Das Material kann im Deponie- und 

Wegebau eingesetzt oder am ursprünglichen Herkunftsort wieder eingebaut werden. Eine 

Rekultivierung durch die Zugabe von Düngern und Humus ist grundsätzlich möglich. 

6.7.4 Biologische Bodensanierung 

6.7.4.1 Grundlagen 

Bei biologischen Bodensanierungsverfahren werden Schadstoffe durch die Stoffwechselaktivität 

von Organismen (teilweise oder vollständig) abgebaut oder in andere Bindungsformen 

überführt. Für die Anwendung biologischer Verfahren müssen einige Voraussetzungen 

erfüllt sein: 

• Die Schadstoffe müssen prinzipiell einem biologischen Angriff zugänglich sein. Das heißt, 

sie müssen unter Bedingungen, die organisches Leben ermöglichen, Redox-, Hydrolyse-, 

Mobilisierungs- oder Fällungsreaktionen eingehen können. 

• Die Schadstoffe müssen bioverfügbar sein, was in der Regel bedeutet, dass sie ausreichend 

wasserlöslich sind oder durch Zugabe von lösungsvermittelnden Substanzen gelöst 

werden können und, dass an die Bodenmatrix gebundene Anteile nach einer Elimination 

des gelösten Anteils in Lösung gehen. 

• Die Toxizität der Schadstoffe bzw. des Schadstoffgemisches gegenüber den behandelnden 

Organismen darf nicht so hoch sein, dass deren Stoffwechsel zum Erliegen kommt. 

• Die Dichte der relevanten Organismen im Boden muss ausreichend hoch sein, um eine 

sinnvolle Umsatzgeschwindigkeit zu gewährleisten. 

• Der Transport von im Wasser gelösten, notwendigen Nährsubstraten im Boden muss gewährleistet 

sein. Diese Bodendurchlässigkeit ist abhängig von der Poren- und Korngrößenverteilung 

des Bodens. In bindigen Böden wird die Verfügbarkeit von Nährstoffen zum 

limitierenden Faktor. 

6.7.4.1.1 Schadstoffe 

Als anorganische Stoffe, die durch enzymatisch kontrollierte Reaktionen umgewandelt 

werden können, sind vor allem Stickstoff- und Schwefelverbindungen zu nennen. Aber 

auch Ionen der Elemente Eisen und Mangan können biochemisch oxidiert bzw. reduziert 

werden. Durch die Wirkung biogener Säuren oder Laugen können Schwermetalle all-gemein 

mobilisiert bzw. gefällt werden. 

Organische Substanzen unterliegen vielfältigen, strukturspezifischen biochemischen 

Umsetzungen, die einen zumindest teilweisen Abbau der Stoffe zur Folge haben. Für 

die einzelnen Abbauschritte müssen adäquate Milieubedingungen vorherrschen bzw. durch 

technische Maßnahmen eingestellt werden. So erfolgen z.B. Dehalogenierungsschritte (v.a.


bei mehrfachhalogenierten Substanzen) unter anaeroben Bedingungen wesentlich schneller 

als im aeroben Milieu. Dagegen verläuft der Abbau halogenfreier Substanzen aerob schneller 

als unter anaeroben Bedingungen [Scholz-Muramatsu und Flemming, 1991]. 

Für eine große Zahl - zum Teil extrem toxischer - Verbindungen konnten in den letzten 

Jahren Bakterien- und Pilzstämme isoliert und gezüchtet werden, die zum Abbau dieser 

Substanzen befähigt sind [Meusel und Rehm, 1993; Pothulur et al., 1995; Takizawa et al., 

1995; Siciliano und Germida, 1998]. Allerdings sind Sanierungsmaßnahmen mit diesen Organismen 

bisher selten über Labor- oder Pilotversuche hinaus gelangt. In der Praxis werden 

ganz überwiegend Mineralölkohlenwasserstoffe (MKW) und in geringerem Maß polycyclische 

aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) sowie chlorierte Kohlenwasserstoffe (CKW) 

biologisch behandelt. Auch niedermolekulare Alkohole, Ketone und Aldehyde, sowie Benzolderivate 

(BTEX) sind für eine biologische Behandlung gut geeignet. Schadensfälle mit diesen 

Stoffen treten jedoch zahlenmäßig gegenüber MKW-Schadensfällen weit zurück. 

6.7.4.2 Eingesetzte Organismen 

6.7.4.2.1 Pflanzen 

Verschiedene Pflanzenarten sind in der Lage, Schadstoffe aufzunehmen und durch 

Ablagerung in speziellen Organellen oder durch Metabolisierung (auch in der Rhizosphäre) 

zu entgiften. Ihr Einsatz zur Sanierung kontaminierter Böden wird seit einigen Jahren weltweit 

verstärkt untersucht und wurde an wenigen Modellstandorten versucht. Ihre Vorteile 

liegen darin, dass sie erneuerbar und selbst reproduzierend sind, keine zusätzlich Belastung 

sondern eine Bereicherung für das Ökosystem darstellen, dass bewährte, einfache landwirtschaftliche 

Techniken eingesetzt werden können und dass die Pflanzen nach der Sanierungsmaßnahme 

u.U. wirtschaftlich verwendet werden können [Gerth, 1994]. Gegenüber 

physikalisch-chemischen oder mikrobiellen Verfahren sind diese Techniken (noch) nicht konkurrenzfähig, 

da die Behandlung zu lange dauert. Sie können prinzipiell für unterschiedliche 

Schadstoffklassen angewandt werden: 

Schwermetalle 

Es sind mehrere hundert Pflanzenarten bekannt, die Schwermetalle verstärkt aufnehmen 

und gegenüber dem Boden, auf welchem sie wachsen, anreichern. Solche Pflanzen 

werden als Hyperakkumulatoren bezeichnet [Flathman und Lanza, 1998]. Vereinzelt werden 

dabei Metallgehalte von über 10g je kg Trockenmasse erreicht [Baker und Brooks, 1989]. 

Einzelne Pflanzenspezies reichern selektiv ein oder wenige Metalle an, während sie andere 

Schwermetalle nur nicht verstärkt aufnehmen. Problematisch ist die Tatsache, dass es sich 

bei Hyperakkumulatoren um langsam wachsende Arten handelt, die insgesamt wenig Biomasse 

bilden. Damit entziehen sie dem Boden in einer Vegetationsperiode entsprechend 

geringe Mengen an Schwermetallen so, dass sich die notwendigen Sanierungszeiten über 

einige Jahrzehnte erstrecken.

250 

Organische Schadstoffe 


Vereinzelt wird von einem beschleunigten Abbau organischer Schadstoffe im Wurzel- 

raum von Pflanzen im Vergleich zum nicht bewachsenen Boden berichtet. Bei den untersuchten 

Schadstoffen handelt es sich um MKW, PAK und Trichlorethylen. Auch die Aufnahme 

und Metabolisierung von chlorierten Verbindungen, Triazinherbiziden, BTEX und 

Sprengstoffen vor allem aus belasteten Grundwässern wurde nachgewiesen. [Flathman und 

Lanza, 1998]. 

6.7.4.2.2 Mikroorganismen 

Alle derzeit etablierten Verfahren zur biologischen Bodenreinigung beruhen auf dem 

Einsatz von Mikroorganismen. Die Vorteile der mikrobiellen Verfahren gegenüber Pflanzen 

liegen in den vergleichsweise hohen Umsatzraten von Mikroorganismen und ihrer ubiquitären 

Verbreitung. Diese führt dazu, dass in der Regel lediglich eine Aktivierung der autochthonen 

Mikroflora eines Bodens notwendig ist, um eine Behandlung zu ermöglichen. Die 

Persistenz der Schadstoffe am Ort der Altlast ist somit darauf zurückzuführen, dass die dort 

herrschenden Milieubedingungen eine biogene Eliminierung nicht zulassen. Die Gründe hierfür 

können im mangelnden Angebot an Nährstoffen (abbaubare Organik, N, P, O2, Spurenelemente), 

der zu hohen Toxizität der vorliegenden Schadstoffe oder deren mangelnder Bioverfügbarkeit 

liegen. Durch geeignete Maßnahmen müssen die Milieubedingungen für die 

Organismen so verändert werden, dass sie - möglichst stark - stoffwechselaktiv werden. 

Auch bei der mikrobiellen Bodensanierung muss zwischen der Anwendung auf Schwermetalle 

bzw. organische Verbindungen unterschieden werden. 

Schwermetalle 

Die mikrobielle Sanierung von schwermetallbelasteten Böden befindet sich - ähnlich 

wie der Einsatz von Pflanzen für diesen Zweck - im Entwicklungsstadium, allerdings wird die 

prinzipiell gleiche Technik schon seit Jahrzehnten bei der Erzlaugung eingesetzt. Die Konzepte 

sehen vor, die Schwermetalle durch die Stoffwechselaktivität von Säure- oder Komplexbildner 

produzierenden Organismen aus ihrer Bindung an den Boden zu lösen und auszuwaschen 

[Fischer et al., 1996; Jentzsch, 1997; Papassiopi et al., 1998; Schuster et al., 

1998]. Das schwermetallhaltige Prozesswasser wird anschließend - meist mittels Fällung - 

gereinigt und dann nach Zugabe von Nährstoffen wieder eingesetzt werden. Als Organismen 

werden hier bevorzugt schwefeloxidierende Bakterien der Gattung Thiobacillus bzw. Pilze, 

die organische, komplexierend wirkende Säuren produzieren, wie z.B. Aspergillus niger, eingesetzt. 

Organische Schadstoffe 

Alef (1994) und Filip (1996) nennen 45 unterschiedliche Spezies von Bakterien und 35 

Spezies von Pilzen, die aliphatische und/oder aromatische Kohlenwasserstoffe abbauen. An 

spezielle Schadstoffe adaptierte Arten sind darin nicht enthalten. Für die Reinigung von


MKW-belasteten Böden stellt der mikrobielle Abbau eines der hauptsächlich angewandten 

Verfahren dar. Es sind jedoch auch andere altlastenrelevante Schadstoffklassen biologisch 

abbaubar. 

6.7.4.3 Optimierung des mikrobiellen Schadstoffabbaus 

Eine Erhöhung der mikrobiellen Aktivität im Boden kann durch die Zugabe von unterschiedlichen 

Reagenzien bewirkt werden. Dabei ist zu differenzieren zwischen Substanzen, 

die als Nährstoffe dienen, solchen, welche die Bioverfügbarkeit oder durch chemische Reaktionen 

die Abbaubarkeit der Schadstoffe erhöhen und Stoffen, die Einfluss auf die Enzymausstattung 

der Mikroorganismen nehmen. Zusätzlich besteht auch die Möglichkeit, die Zahl 

der aktiven Organismen im Boden durch die Zugabe von extern angezüchteten Stämmen 

gezielt zu erhöhen, sowie durch Verbesserung der Bodenstruktur und Eintrag von Aufwuchsflächen 

die .Luft- und Substratversorgung der Mikroorganismen zu verbessern bzw. die Bildung 

von Mikrokonsortien zu fördern, in denen ein Austausch von Metaboliten stattfinden 

kann. 

6.7.4.3.1 Nährstoffzugabe 

Für aerobe Abbauvorgänge ist die ausreichende Versorgung der Organismen mit 

Sauerstoff oder einem anderen geeigneten terminalen Elektronenakzeptor unverzichtbar. In 

der Regel ist die Sauerstoffversorgung bei Schadensfällen (vor der Sanierung) ungenügend. 

Sauerstoff kann molekular (O2) oder in Form von sauerstoffabspaltenden Verbindungen mit 

dem Prozesswasser in den Untergrund eingebracht werden. Auch Nitrat ist als Elektronenakzeptor 

geeignet. 

Sauerstoff (O2) 

Molekularer Sauerstoff ist in Wasser nur gering löslich. Bei 10°C liegt die Sättigungskonzentration 

bei ca. 11 mg/l [Hulpke et al., 1993]. Für den biologischen Abbau von 1 kg 

Kohlenwasserstoffen werden ca. 3 kg Sauerstoff benötigt. Aufgrund der geringen Löslichkeit 

kann die Versorgung mit molekularem Sauerstoff auch bei kontinuierlicher Nachlieferung 

unzureichend sein. 

Wasserstoffperoxid (H2O2) und Ozon (O3) 

Ozon und Wasserstoffperoxid wirken in höheren Konzentrationen desinfizierend. Sie 

dürfen als “Sauerstoffquelle“ nur gering konzentriert eingesetzt werden. Aufgrund ihrer hohen 

Reaktivität sind sie in der Lage, organische Verbindungen zu oxidieren. Bei einer unvollständigen 

Oxidation hat dies zur Folge, dass diese Substanzen in der Regel besser wasserlöslich 

und damit leichter bioverfügbar werden. Das dabei verbrauchte Ozon oder Peroxid steht 

allerdings nicht mehr zur Sauerversorgung zur Verfügung. Bei einem schnellen Zerfall der 

Sauerstoffabspalter kann auch die Löslichkeitsgrenze des Sauerstoffs überschritten werden 

[Filip, 1996].

252 

Nitrat (NO3 - ) 


Nitrat kann von vielen aeroben Mikroorganismen anstelle von molekularem Sauerstoff 

als Elektronenakzeptor verwendet werden (s. Kap. 1.1.3.3.1). Der Energiegewinn ist dabei 

ca. 10 % geringer als bei der Verwendung von O2 [Mudrack und Kunst, 1994]. Um die Menge 

Organik zu oxidieren, die mit 1 kg Sauerstoff umgesetzt wird, müssen ca. 1,55 kg Nitrat eingesetzt 

werden. Nitratsalze sind jedoch sehr gut wasserlöslich so dass hier kein Problem mit 

der Nachlieferung besteht. Beim Einsatz von Nitrat sind dagegen umwelthygienische Gesichtspunkte 

zu beachten: Die Nitratkonzentrationen in Trinkwasser darf 50 mg/l nicht überschreiten, 

die entsprechenden Grenzwerte für Natrium und Kalium liegen bei 150 bzw. 12 

mg/l. Natrium und Kalium treten als Gegenion in den eingesetzten Nitratsalzen auf, wobei mit 

1000 g Nitrat 370 g Natrium oder 630 g Kalium in den Untergrund eingebracht werden. Eine 

Verminderung der Konzentration an gelöstem Kalium kann durch Ionenaustauschvorgänge 

an der Bodenmatrix erfolgen [Filip, 1996]. 

Neben einer mangelnden Sauerstoffversorgung kann auch die Verfügbarkeit von 

Stickstoff und Phosphor die mikrobielle Stoffwechselaktivität begrenzen. Die Versorgung mit 

diesen Stoffen kann mit handelsüblichen Düngern erfolgen. Nach einer Düngung sollte ein 

C/N/P-Verhältnis von ca. 250:10:3 im Boden vorliegen [Filip, 1996]. Um die Gefahr einer Überdüngung 

zu vermeiden, muss vor der Düngung eine Nährstoffanalyse des Bodens erfolgen. 

6.7.4.3.2 Verbesserung der Bioverfügbarkeit 

Schwer lösliche Schadstoffe können durch die Zugabe von synthetischen oder biogenen 

Tensiden verstärkt in Lösung gebracht werden. Bei den Tensiden handelt es sich um 

Substanzen mit hydrophilen und hydrophoben Gruppen, die sich an der Grenzfläche zwischen 

Wasser und unpolarer Phase anreichern und so die unpolaren Kontaminanten ins 

Wasser transportieren. Beim Einsatz von Tensiden sind einige Randbedingungen zu beachten, 

die sich zum Teil gegenseitig widersprechen: 

• Die Tenside müssen mit den Schadstoffen in Kontakt gebracht bzw. vermischt werden. 

Dies ist v.a. bei in situ-Maßnahmen nur schwer realisierbar; 

• für die Herstellung einer Emulsion muss ein ausreichend hoher Wassergehalt gewährleistet 

werden, was bei in situ-Anwendungen ebenfalls schwierig ist; 

• die Tenside dürfen nicht toxisch wirken; 

• die Tenside müssen biologisch abbaubar sein; 

• der Tensidabbau sollte nicht schneller verlaufen, als der Schadstoffabbau. 

Eine Gefahr beim Einsatz von Tensiden bei in situ-Maßnahmen ist darin zu sehen, dass die 

Schadstoffe in den Emulsionen gebunden im Boden weitertransportiert werden können [Filip, 

1996].

6.7.4.3.3 Zugabe von Cosubstraten 


Die mikrobielle Umsetzung von Stoffen, die selbst nicht zur Zellvermehrung genutzt 

werden können, in Gegenwart eines leicht verwertbaren Substrates (Cosubstrat) wird als 

Cometabolismus bezeichnet. Dieser Effekt ist für eine ganze Reihe unterschiedlicher 

(Schad)stoffe bekannt und er kann zur Aktivierung einer Mikrobiozönose zum Schadstoffabbau 

in Böden genutzt werden. Der Mechanismus beruht - soweit bekannt - darauf, dass Enzyme, 

die den Abbau der schwerabbaubaren Stoffe ermöglichen, im Zuge des Cosubstrat- 

Abbaus gebildet werden [Schlegel, 1992]. 

6.7.4.3.4 Zugabe von “Starterkulturen” 

Ergeben Voruntersuchungen, dass in dem zu behandelnden Boden nur eine geringe 

Mikroorganismendichte vorliegt oder wenn eine Beschleunigung der Dekontaminationsmaßnahme 

gewünscht wird, können vorgezüchtete Mikroorganismenkulturen in den Boden eingebracht 

werden. Bei diesen sog. Starterkulturen kann es sich um Reinkulturen eines einzigen 

Stammes oder um Mischkulturen handeln. Sie können aus Proben des kontaminierten 

Standortes oder aus anderen entsprechend belasteten Proben stammen. Kommerziell angeboten 

werden sowohl Trockenpräparate als auch Fermenterkulturen [Filip, 1996]. Probleme 

bei ihrem Einsatz sind v.a. dann zu erwarten, wenn nur geringe Mengen zur Animpfung eingesetzt 

werden und die Laborstämme sich unter den veränderten Bedingungen im Freiland 

gegenüber der autochthonen Mikroflora durchsetzen müssen (was selten gelingt). Ihr Einsatz 

ist v.a. dann sinnvoll, wenn mit einer hohen Animpfdichte ein schneller Abbau der Kontaminanten 

angestrebt wird [Müller et al., 1998]. 

6.7.4.4 Verfahren 

Biologische Dekontaminationsmaßnahmen können in situ, on site oder off site durchgeführt 

werden. Die größten Ansprüche an Verfahrensführung, Vor- und Begleituntersuchungen 

stellen sicherlich die in situ-Verfahren, da hier die Einflussmöglichkeiten auf die 

gesamten Milieubedingungen am geringsten sind. Die erforderlichen Behandlungszeiten bei 

biologischen Verfahren liegen zwischen wenigen Wochen und mehreren Jahren [Filip, 1996]. 

6.7.4.4.1 Landfarming 

Das Landfarming stellt die technologisch einfachste Variante einer biologischen Bodensanierung 

dar. Der Boden wird ausgekoffert und auf einer abgedichteten Fläche ausgebracht. 

Vor der Verteilung des Bodens erfolgt wenn notwendig eine Vorbehandlung, bei der 

Störstoffe aussortiert werden und der Boden homogenisiert wird. Die Dicke der ausgebrachten 

Schicht beträgt 20 bis 40 cm. Als Basisabdichtung wird in der Regel eine Kunststoffbahn 

verwendet. Die weitere Behandlung des kontaminierten Materials erfolgt mit landwirtschaftlichen 

Methoden. Durch wiederholtes Umpflügen wird der Boden belüftet und erforderlichenfalls 

bewässert und gedüngt [Jentzsch, 1997].

254 


Die Behandlungsfläche wird nicht abgedeckt, so dass ein intensiver Gasaustausch 

mit der Umgebung stattfinden kann. Dies begünstigt einerseits die Aktivität der Mikroorganismen, 

andererseits werden dadurch flüchtige Schadstoffe schnell an die Atmosphäre abgegeben. 

Für die Behandlung solcher Schadensfälle ist diese Methode somit nicht geeignet. 

Aufgrund der großen spezifischen Austauschfläche ist das Landfarming gegenüber niedrigen 

Außentemperaturen empfindlich [Filip, 1996]. 

6.7.4.4.2 Mietenverfahren 

Die mikrobielle Behandlung kontaminierter Böden in Mieten entspricht verfahrenstechnisch 

weitgehend der Kompostierung von biogenen Abfällen. In beiden Fällen wird ein 

aerober Abbau der Inhaltsstoffe durch gezielte Maßnahmen begünstigt. Unterschiede bestehen 

in der Zielsetzung: während bei der Bodenbehandlung der vollständige Schadstoffabbau 

angestrebt wir, soll die Abfallkompostierung ein Produkt liefern, das zur Bodenverbesserung 

eingesetzt werden kann und gleichzeitig die anfallenden Abfallmengen reduzieren. Der Aufbau 

und Betrieb einer Behandlungsmiete erfordert folgende Maßnahmen: 

• Vor dem Aushub des Bodens: 

• Errichtung einer Basisabdichtung am Platz der Miete; 

• Installation von Einrichtungen zur Sammlung, Ableitung und ggf. Behandlung des 

Sickerwassers; 

• Installation von Einrichtungen zur Belüftung der Miete; 

• Bodenvorbereitung 

• Auskoffern des belasteten Materials; 

• Aussortieren von Störstoffen (Holz, Schutt, grobe Steine); 

• eventuell Brechen grober Stücke; 

• Homogenisierung des Bodens; 

• Zugabe von Auflockerungs- oder Bindematerial; 

• Zugabe von Nährstoffen, evtl. Tensiden und/oder Starterkulturen; 

• Aufbau der Miete 

• schichtweises Aufbringen des Bodens 

• Einbau von Belüftungs- und Bewässerungssystemen; 

• Überdachung oder evtl. Begrünung der Miete; 

• ggf. Einbau einer Luftbehandlungsanlage; 

• Mietenbetrieb 

• Kontrolle und Steuerung von 

• Sauerstoff; 

• Wassergehalt; 

• Nährstoffen; 

• Reinigung und Recycling des Prozesswassers; 

• ggf. Reinigung der Abluft; 

• Analyse der Schadstoffgehalte 

• Abtransport und Wiederverwendung des gereinigten Bodens.


Wird auf den Einbau von Belüftungssystemen verzichtet, dann muss die Miete regelmäßig 

umgesetzt werden, um so belüftet und gleichzeitig nochmals homogenisiert zu werden. 

Die Behandlung kontaminierter Böden in Mieten stellt ein bewährtes Verfahren dar, 

das insbesondere für den Abbau von Kohlenwasserstoffen verbreitet eingesetzt wird. Abb. 6- 

25 zeigt eine Schemazeichnung des Mietenverfahrens. 

Abb. 6-25 Beispiel für die Bodenreinigung im Mietenverfahren [Förstner,1995]; oben: Bio- 

Beet der Fa. Biodetox, Mitte: Regenerationsmiete der Firma Shell-Este, unten: 

Bio-Beet der Firma Umweltschutz Nord (ähnlicher Aufbau bei Klöckner-Oecotec 

und Deurag-Nerag)

256 

6.7.4.4.3 Behandlung in Bioreaktoren 


Die beste Kontrolle über die Milieubedingungen bei der Behandlung erlauben Bioreaktoren. 

Sie sind technisch anspruchsvoll aber auch entsprechend leistungsfähig. Nach dem 

Wassergehalt im Reaktor wird zwischen Suspensions-, Schlamm- und Trockenreaktoren 

unterschieden. Bei Trockenbehandlung beträgt der Feuchtigkeitsgehalt ca. 50 bis 70% der 

Wasserhaltekapazität des Bodens. In Schlammreaktoren bestehen ca. 30 bis 40% des Reaktorinhalts 

aus Wasser, während in Suspensionsreaktoren der Feststoffanteil bei 30 bis 

50% liegt. Zur Bodenbehandlung in Bioreaktoren müssen die folgenden Schritte durchgeführt 

werden: 

• Auskoffern des kontaminierten Bodens; 

• Vorbehandlung durch Sortieren, Brechen, Sieben, Homogenisieren; 

• Zugabe von Nährstoffen, ggf. Zuschlagstoffen und/oder Starterkulturen 

• Behandlung des vorbereiteten Bodens mit Kontrolle und Regelung von: 

• Sauerstoffgehalt; 

• Nährstoffkonzentrationen; 

• Wassergehalt; 

• pH-Wert; 

• ggf. Temperatur; 

• Austrag und Wiederverwendung des gereinigten Bodens. 

Da die Milieubedingungen in Bioreaktoren kontinuierlich überwacht und weitgehend 

optimal eingestellt werden können, erfolgt ein biologischer Schadstoffabbau in diesen Systemen 

in der Regel schneller und zum Teil auch vollständiger als beim Einsatz der einfacheren 

Technologien. Bei entsprechender Vorbereitung können rechnergestützte Prozessüberwachungs- 

und steuerungstechniken verwendet werden. In der Abb. 6-26 ist als Beispiel für 

ein Trockenverfahren ein Flachbettreaktor dargestellt. 

Abb. 6-26 Flachbettreaktor (Fa. HP-Biotechnologie) [Alef, 1994]. Die Darstellung zeigt eine 

Aufsicht auf drei Ebenen des Reaktors: 1: Lochboden, 2: Begasungsröhren, 3: 

Rührwellen, 4: Antriebskupplung


Abb. 6-27 zeigt als Beispiel für einen Suspensionsreaktor einen Reaktor, bei dem die 

Durchmischung kombiniert mit einem externen Airlift und einer Flüssigkeitsumwälzung erfolgt. 

Der Airlift dient auch zur zusätzlichen Belüftung. 

Abb. 6-27 Airlift-Suspensionsreaktor zur Behandlung feinkörniger Böden (EIMCO) [Alef, 

1994] 

6.7.4.4.4 In situ-Verfahren 

Bei in situ-Maßnahmen wird auf das Auskoffern des kontaminierten Materials verzichtet. 

Dies hat zur Folge, dass eine Einstellung der Milieubedingungen nur sehr begrenzt möglich 

ist. Eine in situ-Behandlung ist unverzichtbar, wenn eine eventuell vorhandene Bebauung 

über dem Schadstoffherd erhalten werden soll. Die Durchführung von in situ-Dekontaminationen 

erfordert: 

• Erfassung der Grundwasserströmung(en) im Umfeld der Kontamination 

• Aufbau von Förder- und Infiltrationsbrunnen (zur Nährstoffversorgung und zur Förderung 

von Prozesswasser) 

• Installation von Schutzbrunnen (um die Ausbreitung von kontaminiertem Grundwasser zu 

verhindern) 

• Errichtung einer Prozesswasserreinigungsanlage 

• Sauerstoff-, Nährstoff- und ggf. Organismenzufuhr mit dem infiltrierten Wasser 

• Kreislaufführung des Prozesswassers (nach der Reinigung) 

• bei Vorliegen flüchtiger Kontaminanten eine Abluftsammel- und -reinigungsanlage 

Die Sauerstoffversorgung kann durch Dosierung von Luft, Reinsauerstoff oder Peroxiden 

in das Prozesswasser erfolgen, ersatzweise kann auch Nitrat [Battermann, 1989] 

zugegeben oder Luft bzw. Reinsauerstoff gasförmig in den Untergrund gepumpt werden [Zamojski 

et al., 1999]. Im Allgemeinen sind Peroxide sehr instabil und zerfallen innerhalb kurzer

258 


kurzer Zeit, so dass eine kontinuierliche Sauerstoffversorgung der Mikroorganismen damit 

nur schwer zu realisieren ist [Stieber et al., 1999]. Diesem Problem soll durch den Einsatz 

spezieller Magnesiumperoxide begegnet werden [Defibaugh und Fischman, 1999]. 

In Abb. 6-28 ist eine situ-Sanierungsmaßnahme schematisch dargestellt. In diesem Beispiel 

wird dem Prozesswasser Nitrat als terminaler Elektronenakzeptor zugesetzt. 

Abb. 6-28 Schema einer biologischen in situ-Dekontaminationsmaßnahme mit Nitrat als 

Elektronenakzeptor [Battermann, 1989] 

Nachteilig bei in situ-Dekontaminationsmaßnahmen sind die z.T. sehr langen Zeiten 

(1 bis 3 Jahre), die notwendig sind, um die Sanierungszielwerte zu erreichen. Problematisch 

ist auch, dass es durch Ausfällungen anorganischer Komponenten und/oder Massenwachstum 

von Mikroorganismen im Untergrund zu Verstopfungen kommen kann. In solchen Fällen 

werden bestimmte Bereiche des kontaminierten Erdreichs nicht oder unzureichend vom Prozesswasser 

durchströmt, was eine Unterversorgung der Mikroorganismen und damit einen 

eingeschränkten Abbau zur Folge hat [Schäfer-Treffenfeld, 1996]. Darüber hinaus können 

bei in situ-Maßnahmen im vergleich zu ex situ-Techniken vermehrt Verluste an zugesetzten 

Chemikalien auftreten: Reaktionen mit natürlichen Bodenbestandteilen verbrauchen zugesetzte 

Oxidationsmittel, Nährstoffe können von Mikroroganisen verbraucht werden, die nicht 

am Abbau der Kontaminanten beteiligt sind [Höhener et al., 1996]. 

6.7.5 Bodenluftabsaugung 

Die Bodenluftabsaugung stellt ein einfaches Verfahren zur Entfernung leichtflüchtiger 

Schadstoffe aus der wasserungesättigten Bodenzone dar. Die dabei erhaltene kontaminierte 

Abluft muss anschließend gereinigt werden, was beispielsweise durch Adsorption der 

Schadstoffe an Aktivkohle oder durch deren katalytische bzw. thermische Oxidation erfolgen 

kann. Als Schadstoffe, die durch Bodenluftabsaugung aus dem Boden eliminiert werden 

können, kommen Stoffe in Frage, deren Dampfdruck (bei Normalbedingungen)


und deren Sättigungskonzentration mindestens 10g/m 3 beträgt [Jentzsch, 1997]. Dies trifft 

v.a. für leichtflüchtige Halogenkohlenwasserstoffe (LHKW), monocyclische aromatische Kohlenwasserstoffe 

(Benzol, Toluol, Ethylbenzol, Xylole) und niedrig siedende aliphatische Kohlenwasserstoffe 

(Pentan bis Oktan) zu [Bruckner et al., 1996]. Die Bodenluftabsaugung hat 

sich für entsprechende Schadensfälle bewährt und wird verbreitet als alleinige Maßnahme 

oder in Kombination mit anderen Verfahren angewandt [Anonym, 1989]. 

6.7.5.1 Theoretische Grundlagen 

Für die Durchführung des Verfahrens sind boden- und schadstoffspezifische Parameter 

entscheidend, welche die Wechselwirkungen zwischen Boden und Schadstoffen bestimmen. 

Diese Wechselwirkungen werden durch folgenden Verteilungskoeffizienten beschrieben: 

• Henry-Konstante (H): Die Henry-Konstante beschreibt die Verteilung eines Stoffes zwischen 

der Gasphase und einer Lösung. Dabei wird eine lineare Abhängigkeit der beiden 

Konzentrationen angenommen, so dass die Henry-Konstante im Allgemeinen nur für verdünnte 

Lösungen und Gase gilt. Sie wird als Verhältnis des Partialdrucks im Gas und der 

(molaren) Konzentration in der Lösung angegeben [Fogg und Gerrard, 1990]. In der Praxis 

wird die Henry-Konstante auch als Verhältnis der massenbezogenen Stoffkonzentrationen 

im Gas und der Lösung angegeben [Bruckner et al., 1996]. 

• Verteilungskoeffizient Boden/Wasser (KD): Die Verteilung von Stoffen zwischen Boden 

und Wasser wird hauptsächlich durch deren Sorption an den Boden bestimmt [Seibel et 

al., 1996]. Es wird von einem zweistufigen Prozess ausgegangen bei dem erst die Anlagerung 

des freien Stoffes an die äußere Kornoberfläche erfolgt und anschließend der weitere 

Transport des angelagerten Stoffes in das Porensystem [Bruckner et al., 1996]. Bodenspezifische 

Einflussparameter auf die Sorption gelöster Substanzen sind die Art, Konzentration, 

Struktur und spezifische Oberfläche der sorptiv wirksamen Bodenbestand-teile 

[Kästner et al., 1993]. Dabei wird zwischen anorganischen (Tonminerale) und organischen 

(Huminstoffe) Komponenten unterschieden [Parfitt et al., 1995; Reeves und Chudek, 

1998]. 

Schadstoffspezifisch ist die Hydrophobizität der jeweiligen Substanz entscheidend. 

Mit abnehmender Polarität und der damit verbundenen abnehmenden Wasserlöslichkeit 

werden Stoffe hydrophober und somit leichter sorbierbar. Allgemein nimmt die Sorptionstendenz 

von Substanzen auch mit zunehmendem Molekulargewicht und abnehmendem 

Dampfdruck zu [Bruckner et al., 1996]. 

• Stofftransport: Entscheidend für den Transport von Stoffen aus den Bodenporen bzw. 

dem Porenwasser in die Bodenluft ist die Diffusion. Sie ist unter den im Boden herrschenden 

Bedingungen mit der dort herrschenden Porenstruktur gegenüber der Diffusion im 

freien Raum behindert [Schachtschabel et al., 1992]. Zusätzlich ist die Diffusionsgeschwindigkeit 

vom Wassergehalt bzw. dem Anteil luftgefüllter Poren abhängig, der je nach

260 


Bodenart zwischen ca. 5 und 40% des Porenvolumens ausmacht. Im Wasser liegt sie um 

3 bis 4 Größenordnungen niedriger als in der Gasphase [Bruckner et al., 1996]. Darüber 

hinaus ist die Struktur und mineralogische Zusammensetzung des Untergrunds für den 

Stofftransport im Boden relevant. 

Bei der Bodenluftabsaugung wird eine künstliche Konvektionsströmung im Porenraum 

erzeugt, die zu einer Absenkung der im Gasraum vorhandenen Schadstoffkonzentration 

führt. Die Geschwindigkeit des dadurch hervorgerufene Stoffübergangs aus der 

flüssigen Phase wird durch den Henry-Koeffizienten bestimmt, der Transport innerhalb 

der Flüssigphase und der Übergang aus der festen Phase in die Lösung wird durch die 

Diffusion bestimmt. Er ist somit temperatur-, druck- und konzentrationsabhängig [Bruckner 

et al., 1996]. 

6.7.5.2 Verfahrenstechnik 

Anlagen zur Bodenluftabsaugung bestehen im Wesentlichen aus den Absaugbrunnen, 

den Pumpen und den Einrichtungen zur Reinigung der geförderten Bodenluft. In Abb. 6- 

29 ist das Verfahren schematisch dargestellt. 

Abb. 6-29 Verfahrensschema einer Anlage zur Bodenluftabsaugung [Jentzsch, 1997] 

Mit den Absaugbrunnen werden Schadstoffherde in größerer Tiefe oder definierten 

Untergrundschichten zugänglich gemacht. Der zentrale Schadensbereich wird in der Regel 

durch mehrere Brunnen erschlossen. Aufgrund der Strömungswiderstände im Boden sind 

mehrere kleine Brunnen günstiger als ein großer, da mit ihnen bei gleichem Energieeintrag 

ein größerer Einzugsbereich erfasst wird. Die Position und Reichweite der Brunnen sind entscheidend 

für die Effizienz einer Bodenluftabsaugung. Die Position sollte im Schadenszent-

um liegen. Die Brunnen sollten 


möglichst tief gebohrt werden, um 

so das Ansaugen von Atmosphärenluft 

zu verhindern wodurch die 

Reichweite erhöht wird. Eine Oberflächenversiegelung 

über dem 

Schadenszentrum erhöht ebenfalls 

die Reichweite. Mitgefördertes Bodenwasser 

sowie Schmutzpartikel 

müssen vor der Pumpe in einem 

Wasserabscheider aus dem Luftstrom 

entfernt werden. Der Aufbau 

eines Bodenluftabsaugbrunnens ist 

in Abb. 6-30 dargestellt. Es ist zu 

beachten, dass in inhomogenen 

Böden gering durchlässige Bereiche 

(Schichten, Linsen) nicht oder 

nur unzureichend durchströmt wer- 

Abb. 6-30 Schema eines Bodenluftabsaugpegels 

[Jentzsch, 1997] 

den. Diese Bereiche können mit 

dem Verfahren nur gereinigt werden, wenn ein vertikaler diffusionsgetriebener Stofftransport 

in durchlässige Schichten stattfindet [Bruckner et al., 1996]. 

Tab. 6-10 Zuordnung üblicherweise eingesetzter Absauganlagen zu unterschiedlichen 

Bodenarten (verändert nach Bruckner et al., 1996) 

Bodenart 

Kies, grobkörniger 

Sand 

Mittelkörniger 

bis 

schluffiger 

Sand 

toniger 

Schluff, Ton 

Durchlässigkeit Absaugaggregat 

DIN 18130 kf-Wert * 

(m/s) 

stark durchlässig 

> 10 -4 

durchlässig 10 -4 - 10 -6 

gering 

durchlässig 

< 10 -6 

Typ Volumenstrom 

(m 3 /h) 

Hochdruckventilator 

Seitenkanalverdichter 

Vakuumpumpe 

Unterdruck 

(mbar) 

el. Leistg. 

(kW) 

300 - 2000 max. 100 2 - 6 

150 - 500 max. 450 1,5 - 10 

25 - 400 max. 980 0,75 - 11 

* k f-Wert: Durchlässigkeitsbeiwert, er stellt ein Maß für den Energieverlust des Grundwassers bei der laminaren 

Durchströmung fester Medien dar

262 


Die Absauganlage muss mit ihrer Förderleistung und dem erzielbaren Unterdruck an 

die Bedingungen des Schadensfalls angepasst werden. Zum einen muss eine ausreichende 

Durchströmung des Untergrunds gewährleistet werden, zum anderen ist eine weitere Verminderung 

des Drucks nur solange sinnvoll, wie dadurch auch ein erhöhter Luftdurchsatz 

erzielt wird. Für gut durchlässige Böden sind deshalb “Hochdruckanlagen“ mit großen Luftförderleistungen 

geeignet, während für gering durchlässigen Untergrund Aggregate eingesetzt 

werden, die niedrigere Drücke erzielen, was in der Regel mit einem geringeren Luftdurchsatz 

verbunden ist. In Tab. 6-10 sind die üblichen Absauganlagen den entsprechenden 

Bodentypen zugeordnet. Bei Vorliegen brennbarer Schadstoffe müssen die Absauganlagen 

explosionsgeschützt ausgeführt werden. 

• Die abgesaugte Luft muss einer Abluftreinigung unterzogen werden. Das gewählte Verfahren 

hängt im Wesentlichen von der Schadstoffart, deren Konzentration in der Luft, sowie 

den Volumenströmen ab. 

Das breiteste Anwendungsspektrum weist die Adsorption an Aktivkohle auf, weshalb 

sie auch das meist angewandte Verfahren darstellt [Bruckner et al., 1996]. Sie ist v.a. für 

die Elimination unpolarer Stoffe wie Kohlenwasserstoffe und Halogenkohlenwasserstoffe 

geeignet. Die Aktivkohleschüttung der Adsorber kann nach der Beladung ausgetauscht 

und verbrannt oder vor Ort bzw. an zentraler Stelle regeneriert werden. Die Regeneration 

erfolgt in der Regel thermisch mit Wasserdampf oder Heißluft, es werden Temperaturen 

von bis zu 800°C erreicht. Um ein Durchbrechen von Schadstoffen in die gereinigte Abluft 

zu verhindern ist eine zwei- oder mehrstufige Adsorptionsanlage vorzusehen. Hohe Temperaturen 

(< 40°C) verschieben das Adsorptionsgleichgewicht und führen zu einer merklich 

verringerten Beladung der Kohlen und damit zu einem früheren Durchbruch der 

Schadstoffe in die Reinluft. Ebenso vermindern hohe Feuchtigkeitsgehalte der Abluft (> 

50% rel. Feuchte) die Reinigungsleistung von Aktivkohleadsorbern [Bruckner et al., 1996]. 

Eine katalytische Oxidation wird bevorzugt bei Schadstoffen mit hohem Heizwert, wie 

aliphatischen und aromatischen Kohlenwasserstoffen, eingesetzt. Die schadstoffhaltige 

Luft wird in einem Wärmetauscher erwärmt und in den mit einer Katalysatorschüttung versehenen 

Reaktor eingeblasen. Dort erfolgt die Oxidation der Organik zu Kohlendioxid und 

Wasser bei ca. 300°C. Das saubere, heiße Abgas wird über den Wärmetauscher in die 

Atmosphäre entlassen. Lediglich bei sehr niedrigen Schadstoffkonzentrationen oder Stoffen 

mit geringer Verbrennungswärme und zum Anfahren der Anlage muss extern beheizt 

werden. Zum Schutz des Katalysators vor Überhitzung und um Explosionen zu verhindern, 

müssen Maximalkonzentrationen bezüglich der Schadstoffe in der Luft eingehalten 

werden [Bruckner et al., 1996]. 

Unter den gleichen schadstoffspezifischen Bedingungen wie sie für die katalytische 

Oxidation günstig sind, kann auch eine thermische Nachverbrennung eingesetzt werden. 

Biologisch leicht abbaubare Schadstoffe können durch Biofilter und leicht zu verflüssigen-


de Schadstoffe können mittels Kondensation aus der Abluft eliminiert werden [Jentzsch, 

1997]. 

• Als besonders effektive Betriebsweise für eine Bodenluftabsaugung hat sich ein intermittierender 

Betrieb erwiesen, bei dem die Absauganlage wiederholt an- und abgeschaltet 

wird [Jentzsch, 

1997]. Dies ist auf 

folgenden Effekt zurückzuführen: 

In der 

Anfangsphase einer 

Maßnahme wird 

schadstoffgesättigte 

und somit hochbelastete 

Luft abgesaugt. 

Die Stoffkonzentration 

und damit 

die Austragsrate 

nimmt nach den ersten 

Stunden bis Wo- 

Abb. 6-31 Zeitlicher Verlauf der Schadstoffkonzentration in der 

chen rasch auf we- Luft bei einer intermittierend betriebenen Bodenluftabsaugung 

nige Prozente des [Jentzsch, 1997] 

Ausgangswertes ab 

[Bruckner et al., 1996], da jetzt lediglich durch Verdunstung nachgelieferte Schadstoffe in 

der Bodenluft vorliegen und durch die vergleichsweise hohe Strömungsgeschwindigkeit 

die Sättigungskonzentration nie erreicht wird. Durch das Abstellen der Absauganlage 

kann sich das Gleichgewicht wieder einstellen und es wird nach der erneuten Inbetriebnahme 

hochbelastete Luft gefördert. Der zeitabhängige Konzentrationsverlauf bei einer 

solchen intermittierenden Betriebsweise ist in Abb. 6-31 schematisch dargestellt. Wird 

nicht intermittierend gearbeitet, dann erfolgt die Sanierung nach der Anfangsphase durch 

Austrag niedrig kontaminierter Luft, deren Belastung durch den so genannten Verdunstungsaustrag 

bestimmt ist [Bruckner et al., 1996]. 

• Bei der Thermodesorption wird das Verteilungsgleichgewicht eines sorbierten Stoffes 

durch Erhöhung der Bodentemperatur zur Gasphase hin verschoben. Zusätzlich wird die 

Diffusion desorbierter Substanzen im Untergrund beschleunigt. Dieser Effekt kann zur Effizienzsteigerung 

einer Bodenluftabsaugung genutzt werden. Dazu wird erwärmte Luft oder 

Wasserdampf in den Boden eingeblasenen [Jentzsch, 1997]. 

Eine Kombination der Bodenluftabsaugung mit einer Grundwassersanierung stellt der 

Unterdruckverdampferbrunnen dar. Dabei wird ein in zwei Schichten verfiltertes Pegelrohr 

bis auf die Grundwassersperrschicht eingebracht. Die beiden Schichten sind im Pegel durch 

eine Platte voneinander getrennt, die durch ein Pumpenrohr überbrückt wird. Mit der dort

264 


nach oben saugenden Pumpe und 

durch das Anlegen eines Unterdrucks 

im oberen Bereich des Pegelrohrs 

wird eine Zirkulation des 

Grundwassers (im Rohr nach oben, 

im umliegenden Boden nach unten) 

erreicht. Durch ein Zuluftrohr im 

Pegel, das unter der Wasseroberfläche 

endet wird Atmosphärenluft 

angesaugt, die zum Strippen flüchtiger 

Kontaminanten aus dem 

Grundwasser dient. Gleichzeitig 

wird aus der ungesättigten Bodenzone 

schadstoffbelastete Bodenluft 

angesaugt und mit den Strippgasen 

nach oben transportiert. Aufgrund 

der Konzentrationsgradienten er- Abb. 6-32 Schematischer Aufbau eines Unterdruckfolgt 

eine Diffusion der Schadstoffe 

Verdampfer-Brunnens [Bott-Breuning und Alesi, 

1993] 

zum UVB hin. Die Reinigung der 

abgesaugten Luft erfolgt mit den üblichen Verfahren, wie z.B. Adsorption an Aktivkohle. In 

Abb. 6-32 ist das Verfahren schematisch dargestellt. 

6.7.6 Elektrische Verfahren 

Elektrische Methoden zur in situ-Dekontamination von Böden wurden in den letzten 

Jahren verstärkt entwickelt. Sie beruhen auf dem Schadstofftransport, der sich ergibt, wenn 

an den Boden ein elektrisches Feld angelegt wird. Entsprechend der transportierten Stoffe 

bzw. der bestimmenden Prozesse wird zwischen Elektrolyse, Elektroosmose und Elektrophorese 

unterschieden. Bei allen Verfahren werden Elektroden in den Boden eingebracht mit 

deren Hilfe ein elektrisches Feld im Boden erzeugt wird. 

6.7.6.1 Elektrolyse 

Bei der Elektrolyse werden Ionen bewegt, die sich im Grund- bzw. im Porenwasser 

befinden. Aufgrund der hohen Beweglichkeit der Ionen sind hier nur relativ niedrige Energieeinträge 

erforderlich. Das Verfahren eignet sich besonders für die Behandlung von Schwermetallkontaminationen. 

Die Elektroden werden dabei mit wässrigen Lösungen umspült, um 

so das Reaktionsmilieu im Elektrodenraum zu kontrollieren und die zur Elektrode migrierten 

Kontaminanten abfangen zu können [Wille, 1993].

6.7.6.2 Elektrophorese 


Unter Elektrophorese wird die Bewegung von Partikeln im Poren- bzw. Grundwasser 

verstanden. Die Teilchen übertragen Ladungen und beeinflussen so die Leitfähigkeit, das 

resultierende elektrische Feld und den elektroosmotischen Strom [Wille, 1993]. Das Verfahren 

entspricht weitgehend der Elektrolyse. 

6.7.6.3 Elektroosmose 

Bei der Elektroosmose erfolgt eine Bewegung des Wasserkörpers zur Kathode hin. 

Die Kontaminanten werden dabei aus dem Boden eluiert und mit dem Wasser transportiert. 

Bestimmende Einflussparameter sind: 

• Die Ladung von Ionen, deren Beweglichkeit und Hydratation 

• die Konzentration der Ionen im Wasser 

• die Viskosität der Porenlösung 

• die Leitfähigkeit und die Dielektrizitätskonstante der Porenlösung 

• die Temperatur 

• die Porosität und der Feuchtigkeitsgehalt des Bodens [Wille, 1993]. 

Das Verfahren ist für ein Beispiel mit kationischen Schadstoffen schematisch in Abb. 6-33 

dargestellt. 

Abb. 6-33 Schemadarstellung der elektroosmostischen Dekontamination einer Schwermetallverunreinigung 

[Wille, 1993] 

6.7.7 Grundwassersanierung 

Sind Schadstoffe aus belasteten Böden in den Aquifer gelangt, so werden Maßnahmen 

zur Reinigung des Grundwassers notwendig. Im Grundwasser werden die Stoffe mit der 

Wasserströmung sehr viel leichter und schneller transportiert, als dies bei reinen Bodenkontaminationen 

der Fall ist. Ihre Mobilität hängt primär von ihrer Wasserlöslichkeit, ihrer Adsorbierbarkeit 

und der Durchlässigkeit des Aquifers ab. Wenn Trinkwasserbrunnen gefährdet 

sind, sind Sofortmaßnahmen erforderlich.

266 


Die Brunnen zur Förderung des Grundwassers sollten möglichst zentral im Kontaminationsherd 

angeordnet werden und die Förderleistung der Pumpen muss ausreichend hoch 

sein, um den gesamten kontaminierten Bereich des Grundwassers zu erfassen. Zur Reinigung 

des geförderten, verschmutzten Wassers werden bewährte Verfahren aus der industriellen 

Abwasserreinigung und der Wasseraufbereitung eingesetzt. Dabei stellt die Adsorption 

der Schadstoffe an Aktivkohle direkt aus dem Wasser oder nach vorherigem Strippen die 

am meisten angewandte Technik dar [Jentzsch, 1997]. 

6.7.7.1 Schadstoffe 

Die häufigsten Grundwasserkontaminationen werden durch Mineralölkohlenwasserstoffe, 

aromatische Lösemittel (Toluol, Benzol, Ethylbenzol, Xylole), Phenole und chlorierte 

Kohlenwasserstoffe verursacht. Neben diesen organischen Kontaminanten sind verbreitet 

auch Schwermetalle sowie toxische Anionen (Chromat und Cyanid) als Grundwasserverunreinigungen 

anzutreffen [Winkler, 1996; Jentzsch, 1997]. 

In Phase vorliegende organische Flüssigkeiten unterscheiden sich hinsichtlich ihres 

Verhaltens im Grundwasser entsprechend ihrer Dichte: Die spezifisch leichten Mineralölkomponenten 

schwimmen auf dem Wasserkörper, die dichteren Halogenverbindungen sinken 

auf den Grund des Aquifers (s. Kap. 6.6.3.1 bzw. Abb. 6-12 und Abb. 6-13). 

6.7.7.2 Adsorption 

Unpolare Verbindungen können direkt aus dem kontaminierten Grundwasser oder 

nach dem Austrag in die Gasphase (Strippen) an oberflächenreiche Festkörper adsorbiert 

werden. Hierfür werden ganz überwiegend Aktivkohlen (regenerierbare Kornkohle oder Pulverkohle, 

die nach der Beladung verbrannt wird) eingesetzt. Teilweise werden auch synthetische 

Adsorberharze verwendet. 

6.7.7.2.1 Adsorption an Aktivkohle 

Hydrophobe Stoffe können entweder direkt aus dem Wasser oder nach vorheriger 

Überführung in die Gasphase an oberflächenreiche Festkörper adsorbiert werden. Als Adsorbens 

werden in beiden Fällen überwiegend Aktivkohlen eingesetzt. Kornkohlen werden 

nach der Beladung in der Regel regeneriert, Pulverkohlen werden mit den Schadstoffen beladen 

verbrannt. Bei der direkten Adsorption aus dem Wasser müssen eventuell vorhandene 

Schwebstoffe vor dem Adsorber durch Filtration oder ein anderes geeignetes Verfahren eliminiert 

werden. 

Organische Verbindungen bilden entsprechend ihrer Struktur und der damit zusammenhängenden 

Hydrophobizität verschieden starke Wechselwirkungen mit Aktivkohle aus. 

In erster Näherung ist ein Stoff umso leichter adsorbierbar, je weniger gut wasserlöslich er 

ist. Neben der Bindungsstärke ist auch die Sorptionskapazität einer Aktivkohle substanzabhängig. 

Damit ergeben sich stoffspezifische Verteilungsgleichgewichte zwischen Lösung und 

Adsorbens (Adsorptionsisothermen), wie sie in Abb. 6-34 für drei Chlorkohlenwasserstoffe


dargestellt sind. Aus der Abbildung geht hervor, dass bei ca. 0,1 mg/L Tetrachlorethen in 

wässriger Lösung eine ca. 5%-ige Beladung der Aktivkohle resultiert, während ca. 

Abb. 6-34 Adsorptionsisothermen von drei leichtflüchtigen Chlorkohlenwasserstoffen aus 

wässriger Lösung gegenüber einer Aktivkohle [Winkler, 1996] 

0,2 mg/L 1,1,1-Trichlorethan lediglich zu einer spezifischen Beladung von < 1% führen. 

Die Beladung eines Adsorbers erfolgt allmählich von der Eintrittsseite her. Der Übergang 

von vollständig belegten Bereichen der Aktivkohle zu noch nicht genutzten Volumina 

verläuft fließend (dieser Bereich ist in Abb. 6-35 als arbeitende Schicht gekennzeichnet). Ein 

Durchbruch des zu adsorbierenden Stoffes in das Auslaufwasser ist somit schon vor der 

vollständigen Nutzung aller Bindungsoberflächen festzustellen. Zur besseren Ausnutzung 

der Aktivkohle können zwei Adsorber hintereinander angeordnet werden. Die zweite Stufe ist 

aktiv nachdem im ersten Adsorber der Durchbruch erfolgt ist. Eine Regeneration oder Neubefüllung 

der ersten Stufe wird nach deren vollständiger Beladung durchgeführt. Konzentrationsverlauf 

und die verschiedenen Bereiche eines Adsorbers sind in Abb. 6-35 dargestellt. 

Abb. 6-35 Adsorptionszone und Konzentrationsverlauf der adsorbierten Stoffe in Aktivkohleadsorbern 

[Winkler, 1996]

268 


Die unterschiedliche Affinität verschiedener 

Stoffe zur Aktivkohle kann im Fall von Stoffgemischen 

zu Chromatographieerscheinungen 

führen. Man versteht darunter den Effekt, dass 

leichter gebundene Stoffe früher im Ablauf der 

Anlage erscheinen, als stärker gebunden Substanzen. 

Dabei können Stoffe, die schwächere 

Wechselwirkungen mit der Kohle eingehen, durch 

Substanzen, die stärker gebunden werden, von 

den Oberflächen verdrängt und somit wieder desorbiert 

werden [Winkler, 1996]. Ein Beispiel für 

die technische Ausführung von Aktivkohleadsorbern 

ist in Abb. 6-36 dargestellt. 

6.7.7.2.2 Adsorption an Adsorberharze 

Neben den Aktivkohlen können auch unpolare 

synthetische Harze zur Adsorption von 

Schadstoffen aus Luft- und Wasserströmen eingesetzt 

werden. Diese Harze stellen in der Regel 

Copolymerisate auf Styrolbasis dar. Sie sind zur 

selektiven Adsorption organischer Substanzen 

aus wässrigen Lösungen besonders geeignet. 

Ihre spezifischen Oberflächen liegen im Bereich 

von 50 bis >1000 m 2 Abb. 6-36 Aktivkohleadsorber (Lurgi 

Werksfoto) 

/g. Die Kapazität der Harze für eine bestimmte Substanz ist stoff- und 

konzentrationsabhängig, mit steigender Konzentration in der Lösung nimmt die Sorptionskapazität 

zu [Winkler, 1996]. 

Zur Regeneration der Harze (Desorption der Schadstoffe unter Anreicherung in der 

Flüssigphase) haben sich niedere Alkohole, wie Methanol, Ethanol oder Isopropanol bewährt. 

6.7.7.3 Strippen 

Unter Strippen wird das Überführen gelöster Stoffe aus dem Wasser in die Gasphase 

verstanden. Diese Technik ist vor allem für leichtflüchtige Schadstoffe geeignet, die entsprechend 

ihrer Henry-Konstante weitgehend in die Strippluft übergehen. In der Praxis wird der 

erforderliche intensive Kontakt zwischen Grundwasser und Luft dadurch erreicht, dass das 

Wasser im Kopf einer Füllkörperkolonne verdüst wird, durch die von unten Luft geleitet wird. 

Das Wasser und die Luft strömen somit gegenläufig. Der Luftvolumenstrom liegt beim 10- bis 

20-fachen des Wasservolumenstroms [Winkler, 1996]. 

Die belastete Luft muss anschließend gereinigt werden. Dies geschieht verbreitet 

durch Adsorption der Schadstoffe an Aktivkohle. Die Effektivität der Schadstoffadsorption


aus der Luft hängt vom Wassergehalt der Strippluft ab, er sollte 60% rel. Feuchte nicht überschreiten 

[Jentzsch, 1997]. 

Da der Übergang der Schadstoffe in die Luft einem Verteilungsgleichgewicht folgt, ist 

das Grundwasser nach dem Strippen nicht vollständig gereinigt. Zur Nachreinigung (“Polishing”) 

wird wiederum verbreitet die Aktivkohleadsorption eingesetzt [Winkler, 1996]. Eisen 

und Mangan werden (wie bei der Wasseraufbereitung) gefällt, wobei die anfallenden 

Schlämme mit den Schadstoffen belastet sind und als Sonderabfall zu entsorgen sind 

[Jentzsch, 1997]. 

Nachteilig am Strippen ist die Tatsache, dass dabei das Kalk-Kohlensäuregleichgewicht 

des Grundwassers gestört wird und dieses Wasser in der Regel nicht wieder in den 

Untergrund verbracht werden darf [Winkler, 1996]. Durch die intensive Belüftung des Wassers 

werden nicht nur flüchtige Schadstoffe sondern auch CO2 ausgetragen, so dass das 

Wasser anschließend an CO2 untersättigt ist. Durch eine Kreislaufführung der Strippluft 

kann dieser Effekt jedoch vermieden werden. Dabei reichert sich die Luft mit Kohlendioxid 

an, bis das Verteilungsgleichgewicht zwischen Gas- und Wasserphase erreicht ist und kein 

CO2 an die Atmosphäre abgegeben wird. 

Vorteilhaft ist beim Strippen mit anschließender 

Adsorption, dass eine konkurrierende 

Adsorption natürlicher organischer 

Wasserinhaltsstoffe, wie sie bei der direkten 

Adsorption aus dem Grundwasser auftritt, 

vermieden wird. 

Ein Kostenvergleich zwischen der Direktadsorption 

aus dem Grundwasser und 

dem zweistufigen Verfahren Strippen/Adsorption 

aus der Luft ergibt, dass bei 

kurzen Sanierungszeiten die Direktadsorption 

günstiger ist. Dagegen lohnen sich die zusätzlichen 

Investitionskosten für den Stripper bei 

langen Sanierungszeiträumen, da die Be- 

Abb. 6-37 Kostenvergleich zwischen 

triebskosten beim zweistufigen Verfahren 

der Direktadsorption aus 

niedriger sind. In Abb. 6-37 sind die Ergebnis- 

dem Grundwasser und der 

se dieses Vergleiches für einen konkreten Sa- 

Adsorption aus Luft nach 

vorherigem Strippen [Winknierungsfall 

dargestellt. 

ler, 1996] 

6.7.7.4 Nassoxidation 

Bei der Nassoxidation erfolgt die Zerstörung der Schadstoffe ohne vorherige Überführung 

in ein anderes Medium direkt im Grundwasser. Als Oxidationsmittel werden Ozon und 

UV-angeregtes Wasserstoffperoxid eingesetzt. Bei vollständiger Oxidation entstehen Koh-

270 


lendioxid, Wasser und Halogenide. Ozon muss vor Ort in einem Ozongenerator erzeugt werden, 

Wasserstoffperoxid ist in wässriger Lösung lagerfähig und kann von externen Produzenten 

bezogen werden. 

Die Reaktion beruht auf dem radikalischen Angriff des Ozon bzw. der durch die UV- 

Bestrahlung freigesetzten Hydroxylradikale an die organischen Verbindungen. Das Verfahren 

ist deshalb vor allem für Substanzen mit ungesättigten Bindungen in der Molekülstruktur 

geeignet [Jentzsch, 1997]. Die Reaktionszeiten liegen im Bereich weniger Minuten, so dass 

hohe Durchsatzraten (bis 500 m 3 /h) erreichbar sind [Winkler, 1996]. 

In den USA wird die Nassoxidation zur Grundwasseraufbereitung und zur Grundwassersanierung 

verbreitet eingesetzt [Winkler, 1996; Jentzsch, 1997]. 

6.7.7.5 Ionenaustausch 

Ionogene Stoffe können mit synthetischen Ionenaustauschern aus dem Grundwasser 

entfernt werden. Als grundwasserrelevante toxische Ionen sind v.a. Chromate und Cyanide 

sowie Schwermetalle zu nennen. 

Aus Sicherheitsgründen werden grundsätzlich zwei Ionenaustauscher in Reihe betrieben, 

um so den Durchbruch der Kontaminanten in das gereinigte Wasser sicher zu verhindern. 

Zusätzlich kann die Anlage dann auch weiterarbeiten, während der erste Ionenaustauscher 

regeneriert wird. 

• Als Anionenaustauscher werden in der Regel schwach- bis mittelbasische Typen eingesetzt, 

die vor ihrer Verwendung mit Chlorid oder Sulfat beladen werden [Winkler, 1996]. 

Sie dienen zur Elimination von Chromat und Cyanid aus den Wässern. Diese Anionen 

werden deutlich stärker gebunden als die natürlicherweise im Grundwasser vorliegenden 

Anionen wie, Carbonat, Nitrat, Chlorid und Sulfat. Zur Entfernung von Chromate können 

nur oxidationsresistente Harze verwendet werden. Die Kapazität der Harze ist pH-abhängig, 

sie steigt mit fallendem pH-Wert und liegt für Chromat bei ca. 30 - 45 g/l Harz (berechnet 

als CrO3). Ablaufkonzentrationen von deutlich kleiner 50 µg/l Chromat sind erreichbar. 

Die Regeneration von Anionenaustauschern erfolgt mit Natronlauge. 

• Als Kationenaustauscher kommen Harze zur Elimination von Schwermetallen mit Iminodiessigsäuregruppen 

sowie quecksilberselektive Harze mit Thioharnstoffgruppen zum 

Einsatz. 

• Die Kationenaustauscher mit Iminodiessigsäuregruppen werden bevorzugt mit Calcium 

beladen verwendet. Die Bindungsstärke zu einzelnen Metallionen und damit die 

Selektivität der Kationenaustauscher differieren entsprechend folgender Reihe: 

Cu 2+ > Pb + > Ni + > Zn 2+ > Co + > Cd 2+ > Fe 2+ > Mn 2+ > Ca 2+ . 

Die nutzbare Kapazität der Harze für Schwermetalle liegt ca. 25 bis 30 g/l Harz unter 

der Voraussetzung üblicher Calcium- und Magnesiumgehalte im Grundwasser. Ab-


laufkonzentrationen von < 20 µg/l für Cu, Ni, Pb und Zn sowie von < 5µg/l für Cd sind 

erreichbar [Winkler, 1996]. 

Die Regeneration dieser Kationenaustauscher erfolgt in der Regel mit Salzsäure. 

• Quecksilberselektive Ionenaustauscher besitzen nutzbare Kapazitäten von ca. 100 g/l 

Harz. Die Bindung der Quecksilberionen an die Thioharnstoffgruppen ist so fest, dass 

eine chemische Regeneration mit Säuren nicht möglich ist. Sie kann mit einer konzentrierten 

Natriumsulfidlösung unter Bildung von schwerlöslichem Quecksilbersulfid 

erfolgen. Auch eine thermische Regeneration durch Erhitzen auf ca. 400°C ist möglich 

[Winkler, 1996]. 

6.7.7.6 Verfahrenskombinationen 

Die alleinige Behandlung von Grundwässern ist nur dann sinnvoll, wenn kein weiterer 

Eintrag von Schadstoffen aus belasteten Bodenbereichen erfolgt. Dies ist in der Regel nicht 

gegeben. Deshalb werden Grundwassersanierungsmaßnahmen üblicherweise mit anderen 

in situ-Techniken kombiniert angewendet, die eine Dekontamination des Bodens zum Ziel 

haben. Hierfür kommen die mikrobielle Behandlung der Schadstoffe sowie die Bodenluftabsaugung 

in Frage. In Abb. 6-38 ist die kombinierte Anwendung einer Grundwasserreinigung 

durch Strippen/Adsorption und der Bodenluftabsaugung dargestellt. Bodenluft und Grundwasser 

werden dabei separat durch Adsorption der Schadstoffe an 

Aktivkohle bzw. Strippen gereinigt, das dekontaminierte Grundwasser in den Untergrund 

zurückgeleitet. 

Abb. 6-38 Kombinierte Grundwasserreinigung und Bodenluftabsaugung [Wille, 1993]

272 


Der im Kapitel 6.7.5 (Bodenluftabsaugung) behandelte Unterdruckverdampferbrun- 

nen stellt ebenfalls eine Kombination von Bodenluftabsaugung und Grundwasserbehandlung 

dar. Hier wird das Wasser allerdings nicht an die Oberfläche gefördert sondern in situ gereinigt. 

Eine weitere in situ-Grundwasserreinigungstechnik besteht im Einblasen von Druckluft 

in den Grundwasserleiter. Dabei werden flüchtige Stoffe gestrippt und müssen aus der 

Bodenluft beispielsweise durch Adsorption eliminiert werden [Jentzsch, 1997]. 

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Altlasten / Bodensanierung

6 Altlasten / Bodensanierung - IHI Zittau

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