Schadstoffe Im Grundwasser: Band 4: Schadstofftransport und Schadstoffabbau bei der Uferfiltration am Beispiel des Untersuchungsgebietes ’Bockinger Wiesen’ im Neckartal bei Heilbronn

Deutsche Forschungsgemeinschaft Schadstoffe im Grundwas er Band 4 Forschungsbericht

Deutsche Forschungsgemeinschaft Schadstoffe im Grundwasser Band 4

©

VCH Verlagsgesellschaft mbH. D-6945 1 Weinheim (Bundesrepublik Deutschland), 1996 Vertrieb : VCH, Postfach 1 0 1 1 6 1 , D-69451 Weinheim (Bundesrepublik Deutschland) Schweiz: VCH, Postfach, CH-4020 Basel (Schweiz) United Kingdom und Irland : VCH (UK) Ltd., 8 Wellington Court, Cambridge CB l 1HZ (England) USA und Canada : VCH, 333 7th Avenue, New York, NY 10001 Japan : VCH, Eikow Building, 10-9 Hongo 1-chome, Bunkyo-ku, Tokyo 1 1 3 (Japan)

ISBN 3-527-27 1 36-8

ISSN 0070-3982

Deutsche Forschungsgemeinschaft Schadstoffe im Grundwasser Band 4 Schadstofftransport und Schadstoffabbau bei der Uferfiltration am Beispiel des Untersuchungsgebietes "Böekinger Wiesen" im Neckartal bei Heilbronn Herausgegeben von Heinz Hötzl und Barbara Reichert

iJFCi

Deutsche Forschungsgemeinschaft Geschäftsstelle : Kennedyallee 40, D-5 3 1 75 Bonn Postanschrift : D-53 17 0 Bonn Telefon: (02 28) 8 85-1 Telefax: (02 2 8) 8 85 27 77 E-Mail: (X.400): S postmaster, P dfg, A d400, C =

=

=

=

de

Das vorliegende Werk wurde sorgfältig erarbeitet. Dennoch übernehmen Autoren, Herausgeber und Verlag für die Richtigkeit von Angaben, Hinweisen und Ratschlägen sowie für eventuelle Druckfehler keine Haftung.

Die Deutsche Bibliothek - CIP·Einheitsaufnahme Schadstoffe im Grundwasser I Deutsche Forschungsgemeinschaft. Weinheim ; Basel (Schweiz) ; Cambridge ; New York, NY ; Tokyo : VCH. NE : Deutsche Forschungsgemeinschaft

Bd. 4, Schadstofftransport und Schadstoffabbau bei der Uferfiltration am Beispiel des Untersuchungsgebietes "Böckinger Wiesen" im Neckartal bei Heilbronn I hrsg. von Heinz Hötzl und Barbara Reichert. - 1996 ISBN 3-527-27 136·8 NE : Hötzl, Heinz [Hrsg.)

VCH Verlagsgesellschaft mbH, D-69451 Weinheim (Federal Republic of Germany), 1996

©

Gedruckt auf säurefreiem und chlorfrei gebleichtem Papier. Alle Rechte, insbesondere die der Ubersetzung in andere Sprachen, vorbehalten. Kein Teil dieses Buches darf ohne schriftliche Genehmigung des Verlages in irgendeiner Form - durch Photokopie, Mikroverfilmung oder irgendein anderes Verfahren - repro· duziert oder in eine von Maschinen, insbesondere von Datenverarbeitungsmaschinen, verwendbare Sprache übertragen oder übersetzt werden. Die Wiedergabe von Warenbe· zeichnungen, Handelsnamen oder sonstigen Kennzeichen in diesem Buch berechtigt nicht zu der Annahme, daß diese von jedermann frei benutzt werden dürfen. Vielmehr kann es sich auch dann um eingetragene Warenzeichen oder sonstige gesetzlich geschützte Kennzeichen handeln, wenn sie nicht eigens als solche markiert sind. All rights reserved (including those of translation in other languages). No part of this book may be reproduced in any form - by photoprinting, microfilm, or any other means - nor transmitted or translated into a machine language without written permission from the publishers. Registered names, trademarks, etc. used in this book, even when not specifically marked as such, are not to be considered unprotected by law. Umschlaggestaltung und Typographie: Dieter Hüsken Satzkonvertierung: Filmsatz Unger & Sommer GmbH, D-69469 Weinheim Druck: hetz-druck gmbh, D-64291 Darmstadt Bindung : Wilhelm Osswald & Co., D-67433 Neustadt Printed in the Federal Republic of Germany

Inhalt

Vorwort

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

XIII

1

Testfeld .,Böckinger Wiesen" . . . . . Heinz Hötzl, Werner Käß, Barbara Reichert

1.1

Geologischer Aufbau des Untergrundes Barbara Reichert, Theo Simon

1

1.2 1.2.1

Hydrogeologische Charakterisierung . . . . Beschreibung der Grundwasserleiter . . . . Randoll Rausch, Barbara Reichert, Theo Simon, Friedrich D. Swoboda Hydraulische Kenndaten - Großpumpversuch Randoll Rausch, Theo Simon Versuchsdurchführung Auswertung . . . . . .

5 5

1.2.2 1.2.2.1 1.2.2.2

.

.

10 10 11

Hydrologische Rahmenbedingungen . . . . . . Georg Jentsch Bilanzierung mit Hilfe der klimatologischen Daten Bilanzierung unter Berücksichtigung der ungesättigten Zone . . . . . Schlußfolgerungen . . . . . .

16

1.4

Brunnenfeld und Grundwassermeßstellennetz Heinz Hötzl, Werner Käß, Barbara Reichert

23

1.5

Versuchsplan - Typsituationen - Beprobungsrhythmus - Probennahme . . . . . . . . . . . . . . . . Heinz Hötzl, Werner Käß, Barbara Reichert

1.3 1.3.1 1.3.2 1.3.3

17 19 22

27 V

Inhalt 2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisie-

2.1 2.1.1 2.1.1.1

Allgemeine chemische Parameter Grundwassertypen . . . . . . Typisierung anhand der allgemeinen Parameter

rung des Testfeldes

. . . . .

30 30 30 30

Barbara Reichert, Heinz Hötzl, Werner Kä.ß

2.1.1.2

34

Typisierung anhand des Spurenelementgehalts Harald Puchelt, Zsol t Berner

2.1.2

Einflußbereich der Uferfiltration . . . .

35

Barbara Reichert, Heinz Hötzl, Werner Kä.ß

2.1.3

40

Eintrag über die ungesättigte Zone Georg Jentsch, Heinz Hötzl, Zsolt Berner, Harald Puchelt

2.2 2.2.1

Umweltisotope . . . . . . . . . . . . . . . Deuterium (2H), Tritium eH) und Sauerstoff-18 e8o)

48 48

Heribert Moser, Werner Ra uert, Barbara Reichert, Willibald Stichler, Peter Trim born

2.2.2

Schwefel-34 (ö34S) . . . . . . . . . . . . . . . . .

50

Harald Puchelt, Zsolt Berner

2.3

Bilanzierung der verschiedenen Mischungskomponenten des Grundwassers im Kiesaquifer auf der Basis chemischer und isotopenhydrologischer Analysen . . . . . .

54

Pjotre Maloszewski, Heribert Maser, Harald Puchelt, Werner Rauert, Barbara Reichert, Willibald Stichler, Peter Trimborn

2.3.1 2.3.2 2.3.3 2.3.4 2.3.5 2.3.6

3

Mischungsgleichung . . . . . . . . . . . . . Indikatoren . . . . . . . . . . . . . . . . . Abschätzung der Uferfiltratanteile aus den Ganglinien der 180-Gehalte . . . . . . . . . . . . . . . . . . Berechnung der Mischwasseranteile in den Brunnen H und F mit Hilfe der Konzentrationsmittelwerte verschiedener Indikatoren . . . . . . . . . . . . . . . . . Berechnung der Uferfiltratanteile längs des Infiltrationsprofils vom Neckar zum Brunnen H mit Hilfe von Konzen­ trationsmittelwerten "idealer" Indikatoren . . . . . . Berechnung von Mischwasseranteilen im Brunnen H mit Hilfe einer Korrelationsrechnung mit Mittelwerten anorga­ nischer Inhaltsstoffe . . . . . . . . . . . . . .

58 60 61

Normalwasserchemie und der Umweltisotopie in der

. . .

67

Chemische Veränderung des Uferfiltrats bei der Unter­ grundpassage . . . . . . . . . . . . . . .

67

.

. . . . . .

VI

56

Raumzeitliche Variation ausgewählter Parameter der Infiltrationsstrecke

3.1

54 55

.

. . . .

.

Inhalt

3.1.1

. . . . . . Infiltrationsbedingungen Barbara Reichert, Heinz Hötzl, Werner Käß

67

3.1.1.1 3.1.1.2 3.1.1.2.1 3.1.1.2.2 3.1.1.2.3 3.1.2

Saisonale und regionale Schwankungen Milieuindikatoren und Reaktionsmechanismen Milieuindikatoren . . . . . Reaktionsmechanismen . . . Zusammenfassende Bewertung Exfiltrationsverhältnisse

68 83 83 85 91 91

3.1.3

Astrid Arthen, Heinz Hötzl, Georg Jentsch Hochwasserereignisse . . . . . . . . Astrid Arthen, Heinz Hötzl, Georg Jentsch

97

3.1.4

.

Wechselnde Ex- und Infiltrationsverhältnisse

101

Astrid Arthen, Heinz Hötzl

3.2 3.2.1

3.2.1.1 3.2.1.2 3.2.1.2.1 3.2.1.2.2 3.2.1.2.3 3.2.1.3 3.2.1.4

3.2.1.5 3.2.2

Verhalten ausgewählter Umweltisotope im Uferfiltrat unter Berücksichtigung der einzelnen Typsituationen . . . 180- und 3H-Gehalte im Uferfiltrat während bestimmter hydrologischer Typsituationen . . . . . . . . Willibald Stichler, Peter Trimborn, Heribert Moser, Werner Rauert Einleitung . . . . . . . . . . . . . . . .

180- und 3H-Gehalte der Komponenten des Uferfiltrats Neckar . . . . . . . . . . . . Hangwasser im Norden des Testfeldes . . . . . . . Grundwasser aus dem Muschelkalk . . . . . . . . Der zeitliche Verlauf der 180-Gehalte im Grundwasser auf der Strecke zwischen Neckar und Brunnen H . . . . . Das Abschalten der Brunnen (Wechsel von Infiltration zu Exfiltration) in seiner Wirkung auf die 180- und 3H-Gehalte im Grundwasser auf der Strecke zwischen Neckar und Brunnen H . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Hochwasserereignisse im Neckar in ihrer Wirkung auf die 180-Gehalte im Grundwasser auf der Strecke zwischen Neckar und Brunnen H . . . . . . . . . . . . . Verhalten von Schwefelisotopen bei unterschiedlichen Typsituationen . . . . . . . . . . . . . . . .

105 105 105 106 106 108 108 108

116 120 121

Harald Puchelt, Zsolt Berner

4

Transportparameter des Uferfiltrats

130

Pjotre Maloszewski, Barbara Reichert

4.1 4.1.1 4.1.2

Mathematisches Konzept 180-Gehalte . . . . . Absichtlich zugegebene Tracer

130 131 133 VII

Inhalt

4.2 4.2.1 4.2.2 4.3

5

Systemcharakterisierung im Hinblick auf Stofftransportvorgänge . . . . 180-Gehalte Reaktive Tracer

134 134 139

Tracerhydrologische Untersuchungen zur Bewertung von Schadstofftransportvorgängen . . . . . . . . . . .

14 7

Numerische Modellberechnungen zur Beschreibung der Strömungsverhältnisse und der Herkunft der Brunnenwässer

.

149

. . . . . . . .

Mattbias Vogt, Bruno Herrling

149

5.1

Einleitung

5.2

Durchführung und Verlauf der Arbeiten

150

5.3 5.3.1 5.3.2 5.3.3 5.3.4

Strömungsmodell . . . . . Randbedingungen . . . . . Stationäres Strömungsmodell Instationäres Strömungsmodell Instationäre Simulation des Großpumpversuchs

151 154 157 159 159

5.4 5.4.1 5.4.2

Wärmetransportmodell Randbedingungen . . Simulationsergebnisse

164 165 166

5.5

Ergebnisse der Validierung des Strömungsmodells mit Hilfe . . . . . von Transportvorgängen . . . . . . .

169

5.6

Bilanzierung der Herkunft der Brunnenwässer

170

6

Mikrobiologische Charakterlsierung des Uferfiltrattons­ systems .. Böckinger Wiesen"

172

6.1 6.1.1

Mikrobiologie . . . . . . Mikrobiologie der Bodenmatrix

172 172

. . .

.

. .

.

.

.

Udo Altmeier, Faul Bochem, Reinhart Schweisfurth

6.1.1.1 6.1.1.1.1 6.1.1.1.2 6.1.1.2

Methodik und Versuchsdurchführung . . Probennahme . . . . . . . . . . . . . . . Bestimmung mikrobiologischer Parameter Ergepnisse der qualitativen und quantitativen Bakterien­ bestimmungen . . . . . . . . . . . . 6.1.1.2.1 Mikrobiologie des rezenten Neckarsediments . . . . . 6.1.1.2.2 Mikrobiologie des Bodens . . . . . . . . . . . . . Einfluß von Milieuparametern auf die Bodenmikrobiologie 6.1.1.3 V III

172 172 173 175 175 177 180

Inhalt

6.1.2

Bakterien der gesättigten Zone . . . . . . . . . . . . 181 Udo Altmeier, Paul Bochem, Stefan Schneider, Reinhart Schweisfurth

6.1.2.1

6.1.3

Methodik der Probennahme und Aufarbeitung von Wasserproben . . . . . . . . . . . . . . . Bestimmung stoffwechselphysiologischer Gruppen . Ergebnisse der Bakterienbestimmungen im Neckarwasser und in der gesättigten Zone Schlußfolgerungen . . . . . . . . . . . .

6.2

Virologie . . . . . . . . . . . . . . . .

6.1.2.2 6.1.2.3

182 182 183 188 191

Tilman Hahn, Rolf Regelmann, Monika Lumpp, Despina Tougianidou, Konrad Botzenhart

6.2.1 6.2.2 6.2.2.1 6.2.2.2 6.2.2.3 6.2.3 6.2.3.1 6.2.3.2 6.2.3.3 6.2.4 6.2.4.1 6.2.4.2 6.2.4.3 1

Einleitung Methoden . . . . . . . . . Testfelder Probennahme und Aufbereitung Untersuchungsparameter Ergebnisse . . . . . . . . . ,.Böckinger Wiesen" . . . . . Wassergewinnungsanlage Hengsen Trinkwassergewinnungsgebiet bei Tübingen Diskussion . . . . . . . . . . . . . . Vorkommen und Verhalten von Phagen und enteralen Viren im Uferfiltrat . . . . . Umwelthygienische Betrachtung Ausblick . . . . . . . . . .

199 201 201

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld ,.Böckinger Wiesen" unter Berücksichtigung der einzelnen Typsituationen

7.1 7.1.1

191 192 192 192 193 193 193 198 199 199

.

.

.

Organische Substanzen . . . . Summenparameter . . . . . .

203 203 203

Hellmuth Simon, Horst Kußmaul

7.1.1.1 7.1.1.2 7.1.1.3 7.1.1.4

Gelöster organisch gebundener Kohlenstoff (DOC) Adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX) Adsorbierbare organische Schwefelverbindungen (AOS) Phenole und anionenaktive Tenside

7.1.1.4.1 7.1.1.4.2 7.1.1.4.3 7.1.1.4.4 7.1.2

Einleitung . . . . . . . . Wasserdampfflüchtige Phenole Tenside . . . . . . . . . Schlußfolgerungen . . . . . Organische Einzelsubstanzen

204 207 211 213

Georg Jentsch

213 213 216 217 218

Hellmuth Simon, Horst Kußmaul

IX

Inhalt

7.1.2.1 7.1.2.2 7.1.2.3 7.1.2.4 7.1.2.4.1

Leichtflüchtige halogenierte Kohlenwasserstoffe . . . . Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmittel Anthropogene Komplexbildner (EDTA und NTA) . . . Ansätze zu weiterführenden Substanzidentifizierungen Massenspektrametrische Untersuchungen an einem Lyophilisat . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7.1.2.4.2 Massenspektrametrische Untersuchungen von Extrakten aus dem Bereich des Infiltrationsprofils . . . . . 7.1.3 Biogene Stoffe im Neckar und bei der Uferfiltration

219 220 224 226 226 228 230

Justus Henatsch, Horst Kußmaul

7.1.3.1 7.1.3.2 7.1.3.2.1 7.1.3.2.2 7.1.3.2.3 7.1.3.2.4 7.1.3.2.5 7.1.3.3 7.1.3.3.1 7.1.3.3.2 7.1.3.3.3 7.1.3.4 7.1.4

Limnologie des Neckars und Produktionsbedingungen biogener Stoffe . . . . . . . . . . . . . . . . Organische Schwefelverbindungen in Fluß- und Grundwasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . S-Verbindungen im Grundlevel . . . . . . . . . S-Verbindungen und Entwicklung von Makroalgen im oberen Neckar . . . . . . . . . . . . . . . S-Verbindungen und Hochwasserwelle vom Februar 1990 S-Verbindungen in Sedimenten . . . . . . . . . . S-Verbindungen im Aquifer . . . . . . . . . . . Sonstige organische Stoffe im Neckar und bei der Ufer­ filtration . . . . . . . . . . Aromatische Kohlenwasserstoffe Geosmin und biogene Aliphaten Niedere organische Säuren Vergleichende Schlußbemerkungen zur Rolle biogener Stoffe . . . . . . . . . . . . . . . . . . Bewertung der anthropogenen organischen Belastung von Flußwasser und Uferfiltrat . . . . . . . . . . . . . .

.

230 231 231 232 235 237 238 239 239 240 241 241 242

Hellmuth Simon, Justus Henatsch, Horst Kußmaul

7.1.5

Mechanismen der Schadstoffverteilung - Perspektiven zum Gefährdungspotential organischer Substanzen . . . . . . 243 Hellmuth Simon, Justus Henatsch, Horst Kußmaul

7.2 7.2.1

Anorganische Spurenstoffe . . . . . . . . . . . . . 246 Beschreibung der Untersuchungsmethodik . . . . . . . 246 Astrid Arthen, Werner Käß, Karlheinz Brand, Klaus Gustav Heumann, Harald Puchelt

7.2.2

Verteilung und Verhalten von Thallium und Kupfer

249

Pranz Arweck, Kla us Gustav Heumann

7.2.3

Verteilung und Verhalten von Chrom

253

David Jordan, Klaus Gustav Heumann

7.2.4

Verteilung und Verhalten von Molybdän und Vanadium

257

Manfred Köppe, Klaus Gustav Heumann

7.2.5

Bleimobilisierung durch Bildung von Karbonatokomplexen Adolf Götz, Klaus Gustav Heumann

X

258

Inhalt

7.2.6

Verteilung und Verhalten von Blei, Cadmium, Kupfer und Zink . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Astrid Arthen, Karlheinz Brand, Heinz Hötzl 7.2.6.1 Regionale Verteilung der Schwermetalle in der festen Phase des Grundwasserleiters . . . . . . . . . . . . . 7.2.6.2 Verteilung von Blei, Cadmium, Kupfer und Zink in der flüssigen Phase . . . . 7.2.6.2.1 Infiltrationsverhältnisse . . . . . . . . . . . . . 7 .2.6.2.2 Exfiltrationsverhältnisse . . . . . . . . . . . . 7.2.6.2.3 Hochwasserereignisse sowie wechselnde Ex- und Infiltrationsbedingungen . . . . . . . . . . . . . . . 7.2.6.3 Allgemeine Folgerungen aus den vergleichenden Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8

8.1 8.1.1 8.1.1.1 8.1.1.2 8.1.2 8.1.2.1 8.1.2.2 8.1.2.3 8.2 8.2.1 8.2.2 8.2.2.1 8.2.2.2 8.2.3 8.2.3.1 8.2.3.2 8.2.4 8.3 8.3.1

259 259 263 263 263 265 268

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

.

. . . . . . .

Mikrobiologie und ausgewählte Schadstoffe Udo Altmeier, Pranz Arweck, Karlheinz Brand, Klaus Gustav Heumann, Reinhart Schweisfurth, Hellmuth Simon Atrazin: Sorption und Abbau im Aquifermaterial Methodik . . . . . . . . . . . . . . . . . . Ergebnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . Mobilisierung und Festlegung von Kupfer und Thallium durch die Lebenstätigkeit der Bodenmikroflora Methodik . . . . . . . . . . . . . . . . . Ergebnisse : Mikrobiologie und Mobilität von Schwer­ metallen im Simulationsmodell . . . . . . . . . Korrelation zwischen Mikroorganismen und Schwer­ metallen im Boden . . Organische Schadstoffe Dietger Mühlhausen Einleitung . . . . . Durchführung der Versuche Säulen- und Batchversuche Analysenverfahren Ergebnisse . . . . . . . Charakterisierung der Infiltrationsschicht Umlaufsäulenversuche mit organischen Substanzen . Schlußfolgerungen Schwermetalle Karlheinz Brand Aufbau der Säulenversuche

270 270 271 271 272 275 275 276 280 281 281 281 281 283 285 285 289 298 299 299 XI

Inhalt

8.3.2 8.3.3 8.3.4

Festlegungskapazität und Konkurrenzverhalten . . . . Bindungsformen der Schwermetalle in Säulensedimenten Einfluß künstlicher organischer Komplexbildner

302 303 304

8.4

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe Barbara Reichert Experimentelle Methodik . . . . . . . . Transportparameter hydrologischer Markierungsstoffe als "Referenztracer" . . . . . . . . . . . . . . . . Transportparameter ausgewählter Schwermetalle im Ver­ gleich zu den "Referenztracern" "Referenztracer" für allionische Tenside . . . . . . .

307

8.4.1 8.4.2 8.4.3 8.4.4 8.5

9

xn

Batchversuche zur Elementextraktion aus Gesteinen der "Böckinger Wiesen" . . . Harald Puchelt, Zsolt Berner

308 314 318 320 . 322

Literatur

327

Verzeichnis der Autoren

343

Vorwort

Im Schwerpunktprogramm ,,Schadstoffe im Grundwasser" förderte die Deut­ sche Forschungsgemeinschaft mit dem Themenbereich B Untersuchungen ZUI:Q Verhalten von Schadstoffen bei der Infiltration von Oberflächengewäs­ sern und deren anschließender Untergrundpassage. Das interdisziplinäre For­ schungsvorhaben, das Hydrogeologen, Sedimentologen, Chemiker, Physiker, Hydrauliker und Biologen zusammenführte, wurde an zwei Untersuchungsob­ jekten durchgeführt. Beide Versuchsstandorte, die Insel Hengsen an der Ruhr und die "Böckinger Wiesen" am Neckar bei Heilbronn, stellen in Betrieb be­ findliche kommunale Wassergewinnungsanlagen dar, bei denen die Uferfiltra­ tion einen wichtigen Teil der Grundwassererneuerung bildet. Der vorliegende Band befaßt sich mit Untersuchungen und Ergebnissen des Versuchsgebietes "Böckinger Wiesen", Mit dem Forschungsvorhaben wurde das Verhalten verschiedener Schadstoffgruppen entlang einer natür­ lichen Uferfiltratstrecke unter vergleichbaren Voraussetzungen untersucht. Besondere Aufmerksamkeit wurde der Adsorption und Remobilisierung der Schadstoffe in Abhängigkeit von Bodenaufbau und Milieufaktoren gewidmet. Angestrebt wurde die Erarbeitung von quantitativen Parametern, um die Kine­ tik der chemischen und biogeochem.ischen Vorgänge zu beschreiben. In die Vergleichsuntersuchungen einbezogen wurden sowohl organische und anor­ ganische Schadstoffe als auch mikrobielle Komponenten. Hinzugezogen wur­ den verschiedene Isotopen und Umweltchemikalien, um die Abbaumechanis­ men, Transportvorgänge und Verweilzeiten bei der Uferfiltration zu quantifi­ zieren. Für die Erfassung des Ausbreitungsverhaltens von Schadstoffen ent­ lang einer natürlichen Uferfiltratstrecke war es notwendig, wechselnde Ex­ und Infiltrationsbedingungen zu untersuchen. Durch das Entgegenkommen der Stadtwerke Heilbronn konnte über Jahre ein auf die Belange der For­ schung abgestimmter kontrollierter Betrieb der Brunnen durchgeführt wer­ den. Den beteiligten Arbeitsgruppen gab dies Gelegenheit, die sich einstellen­ den Gleichgewichte und Zonierungen herauszuarbeiten sowie saisonale Effekte und den Einfluß durchlaufender Hochwasserwellen zu untersuchen. In monatlichen Beprobungsaktionen sowie kürzeren Intensivprogrammen konn­ ten die gemeinsame Untersuchungskapazität voll ausgeschöpft und das erfor­ derliche Analysen- und Datenmaterial gewonnen werden. XIII

Vorwort An diesem Forschungsprogramm waren neun Teilprojekte beteiligt. Um die integrative Zusammenarbeit dieses interdisziplinären Vorhabens auch in der Darstellung und Interpretation der Ergebnisse deutlich zu machen, wurde von einer Aneinanderreihung der einzelnen Abschlußberichte Abstand ge­ nommen und eine übergreifende, zusammenfassende Darstellung der gesam­ ten Forschergruppe gewählt. Die einzelnen Teilprojekte und Antragsteller sind zur Einordnung der inhaltlichen Aussagen und Ergebnisse nachfolgend aufge­ listet: Prof. Dr. K. G. Heumann, Anorganische Chemie, Regensburg: Verhalten von Schwermetallen im Untergrund bei der Infiltration von Oberflächen­ wasser ; Prof. Dr. H. Hötzl, Angewandte Geologie, Karlsruhe/Dr. (habil.) W. Käß, Geologisches Landesamt, Freiburg: Sorptions- und Ausbreitungsverhalten von Schadstoffen bei der Uferfiltration in Abhängigkeit vom Bodenaufbau ; Prof. Dr. F. Jüttner, Chemische Pflanzenphysiologie, Tübingen : Aufbau und Dynamik flüchtiger biogener Stoffe (VOBS) bei der Uferfiltration; Prof. Dr. H. Kußmaul/Prof. Dr. W. Fresenius, Institut Fresenius, Taunus­ stein: Verhaltensmuster und langzeitliche Veränderungen organischer Substanzen und Summenparameter bei der Uferfiltration; Prof. Dr. H. Moser/Dipl.-Phys. W. Stichler, GSF-Institut für Hydrologie, München: Anwendung von Umweltisotopenmethoden und absichtlichen Markierungen zur Bestimmung von Fließzeiten und -wegen sowie von ein­ zelnen Komponenten des Grundwassers im Bereich von Mülldeponien und Uferfiltrationen ; Dr. D. Mühlhausen, WaBoLu, Langen : Modellversuche zum Verhalten von organischen Wasserinhaltsstoffen in unterschiedlichen Uferfiltratstrecken; Prof. Dr. H. Puchelt, Petrographie und Geochemie, Karlsruhe : Verhalten von Schwefelisotopen und Spurenelementen im Untergrund bei der Infiltra­ tion von Oberflächenwasser; Prof. Dr. R. Schweisfurth, Angewandte Mikrobiologie und Hygiene, Hom­ burg/Saar : Mikrobiologische Untersuchungen zur Uferfiltration ; Prof. Dr. H. Thielen/Dr. B. Herrling, Hydromechanik, Karlsruhe : Numeri­ sche Modeliierung und Oberprüfung von Ansätzen zur Berücksichtigung von Sorptions- und Reaktionsprozessen im Grundwasser. Als Koordinator der Forschergruppe möchte ich zunächst allen direkt Be­ teiligten für ihre engagierte Mitarbeit, für den uneingeschränkten Austausch von Daten und Erfahrungen sowie für die konstruktiven und lebendigen Dis­ kussionen danken. Besonders seien die jüngeren Mitarbeiter hervorzuheben. Es erfüllt uns mit Stolz , daß aus diesem Forschungsvorhaben neun anerkannte und vielbeachtete Dissertationen hervorgegangen sind. XIV

Vorwort Unser gemeinsamer Dank gilt den Initiatoren und Förderem des Schwer­ punktprogramms der Deutschen Forschungsgemeinschaft mit den verantwort­ lichen Koordinatoren Herrn Dr. U. de Haar, Bonn, und Herrn Prof. Dr. K.H. Schmidt, Dortmund. Den Stadtwerken Heilbronn mit den uns mit großem In­ teresse begleitenden und unterstützenden Direktoren Herrn Dipl.-Ing. Beins und Herrn Dipl.-Ing. Milke sind wir für die Bereitstellung des Versuchsstandor­ tes, für den Ausbau von Meßstellen und Meßeinrichtungen sowie für die direkte Mitarbeit beim Untersuchungsprogramm zu Dank verpflichtet. Beson­ ders möchten wir das Engagement des Laborleiters Herrn Knobloch hervor­ heben. Trotz eines umfangreichen Meßprogramms war er stets bereit, helfend einzuspringen und personelle Lücken zu schließen. Unser Dank gilt auch der Forschergruppe an der Insel Hengsen unter der Leitung von Herrn Dr. U. Schöttler. Der gegenseitige Ergebnisaustausch und die Diskussion offener Punkte waren wesentlich, um in praktischen und wis­ senschaftlichen Fragen voranzukommen. Den Projekt- und Berichtsgutachtern, den Herren Dr. K. Fröhlich, IAEA Wien, Prof. Dr. W. Giger, Dübendorf/Schweiz, Prof. Dr. H. Kobus, Stuttgart, Prof. Dr. G. Matthess, Kiel, Prof. Dr. A. Nehrkorn, Bremen, Prof. Dr. H. Schulz , Bremen, Prof. Dr. E. Thofern, Bann, und Prof. Dr. H. Zojer, Graz/Osterreich, danken wir für ihr selbstloses Interesse, für die vielen konstruktiven Anregun­ gen und die stete Stütze und Förderung unseres Forschungsvorhabens. Beson­ derer Dank gilt auch unserem Kollegen Herrn Prof. Dr. H. Maser, der mit sei­ ner großen Erfahrung bei der redaktionellen Uberarbeitung und Zusammenle­ gung der Teilberichte behilflich war. Heinz Hötzl, Karlsruhe

XV

1

Testfeld "Böekinger Wiesen" Heinz Hötzl, Werner Käß und Barbara Reichert

Als Standort für das interdisziplinäre Untersuchungsprogramm im Rahmen des DFG-Schwerpunktprogramms "Schadstoffe im Grundwasser" wurden neben der Insel Hengsen die "Böckinger Wiesen" in den Neckarauen bei Heil­ bronn ausgewählt, eines der Trinkwassergewinnungsgebiete der Stadt Heil­ bronn (Abbildung 1.1). Das Testfeld "Böckinger Wiesen" liegt zwischen den Ortsteilen Klingen­ berg und Böckingen. Bei einer Länge von ca. 2 km und einer Größe von 1,2 km2 nimmt das intensiv landwirtschaftlich genutzte Wassergewinnungs­ gebiet fast die gesamte Talbreite ein. Oberstromig wechselt der Neckar von der linken zur rechten Talflanke und begrenzt so das Testfeld. Der Neckar ist im Bereich des Testfeldes durch das ca. 1,5 km nördlich, stromabwärts gele­ gene Wehr Heilbronn aufgestaut. Der Standort "Böckinger Wiesen" schien gerade im Hinblick auf die Pro­ blematik der Grundwassergefährdung durch kontaminierte Oberflächenge­ wässer besonders geeignet, da der Neckar in den zurückliegenden Jahren eine hohe anthropogene Grundlast aufwies. Das bereits vorhandene Meßstel­ lennetz und die Bereitschaft der Stadtwerke Heilbronn für eine ausschließlich auf das DFG-Untersuchungsprogramm abgestimmte Bewirtschaftung des Trinkwassergewinnungsgebietes waren weitere wichtige Auswahlkriterien. Entscheidend war insbesondere die Möglichkeit der aktiven Beeinflussung der Strömungsverhältnisse im Testgebiet zur Simulation bestimmter Typsitua­ tionen.

1.1

Geologischer Aufbau des Untergrundes Barbara Reichert und Theo Sirnon

Die quartäre Talfüllung im Bereich des Testfeldes "Böckinger Wiesen" besteht aus holozänem Auelehm, zum Teil schlickführenden Füllungen von Altarmen des Neckars (Abbildung 1.2; vergrößerter Ausschnitt) und den überwiegend in

1

Testfeld "Böckinger Wiesen "

Abbildung 1 . 1 : Lageplan des Testfeldes ,.Böckinger Wiesen" (Kartenausschnitt aus der topographischen Karte Blatt 682 1 Heilbronn).

der Würmeiszeit abgelagerten und später mehrfach umgelagerten Kiesen. Die teilweise schluffigen, sandigen Fein- bis Grobkiese werden generell nach un­ ten grobkörniger. Es können Gerölle mit Durchmessern bis zu 20 cm auftre­ ten. Das Material stammt aus den im Einzugsgebiet des Neckars anstehenden Gesteinen. Oberer Muschelkalk überwiegt, untergeordnet treten Weißjura­ kalksteine, Keupersandsteine und -dolomite sowie Feuersteine aus dem Jura und dem Keuper auf. Die Kiesmächtigkeit schwankt zwischen 2 und 5,5 m. Sie ist am Talrand am geringsten, in ehemaligen Strömungsrinnen, die bis zu 1 ,5 m in die Festgesteinsbasis eingetieft sein können, am höchsten (Abbildung 1.3). Im Nordwestteil des Testfelds wurden die Talkiese abgebaut und durch Auffül­ lungen ersetzt (siehe Abbildung 1.3). Der Auelehm ist als feinsandiger, toniger Schluff anzusprechen. Es handelt sich dabei teils um Dberflutungssedimente

2

1. 1

NNW

m•l\l<

c::: .c "' .0 c::: CD (/)

iii

160

� 0 on

Geologischer Aufbau des Untergrundes

M

g

� M

M

::c C:::. Q)

c:::..._C\1

§�on .n ..... g

0::: . c.n

2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

0 0 z

SK1

50

Ba, B,

Z n Iug/II

1 00

1 50

Tiefe 200 1

:::::::::::::::::::::::::::::::::. : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : :

m

:) SK2

2m

SK3

3m

z •::J a: C!l

SK4 ffi SKS ::.::: u < SK6

:::::::::::: :::::::::::::::::::::::

::; : : : : : : : ::::::::: : : : : : : : : : :::::::: : :::::::;::: ::::::::::::::.:::::::: ••. :: �=:: : : : . : : : : : : : : : : :::::::::::::::.::

2m 3m

SK7

3,7 m

0

200

� Sr

400

Sr lug/1) O ea

iU B

600

800

!;:::::::l zn

Abbildung 2 . 1 1 : Mittelwerte der Konzentrationen von Strontium, Barium, Bor und Zink in Sickerwässern aus den beiden Saugkerzenprofilen der ungesättigten Zone.

Der Einfluß des Schichtaufbaus auf die Zusammensetzung des Sickerwas­ sers in der ungesättigten Zone wurde mit den Zentrifugaten aus den 1 6 Kernen der Rammkernbohrung untersucht. Auch wenn diese Wasserproben aufgrund des erhöhten Haftwasseranteils nicht direkt mit dem Sickerwasser vergleich­ bar sind, lassen sie einen gewissen lithologisch bedingten Stratifizierungs­ effekt im ungesättigten Bereich erkennen, der im Saugkerzenprofil wegen der geringen Probenzahl und anderer Oberlagerungseffekte weniger deutlich zum Ausdruck kommt (Tabelle 2 . 1 , Abbildung 2. 12) In den obersten Proben des Profils wurden im Vergleich zu den tieferlie­ genden Proben erhöhte Gehalte an Li, Be, B, V, Cr, Ni, Cu, As, Sr, Y, Zr, Mo, Cd, Sb, Ba, La, Ce, Hf, Ta, W, Hg festgestellt. Für einige Elemente kann unterhalb des A-Horizonts eine Zunahme der Konzentration mit der Tiefe erkannt wer­ den. Diese Tendenz ist bis zu einer Tiefe von 3 , 7 5 m eindeutig festzustellen. In dieser Teufe beginnt die sandig, schluffige Kieszone. Für vier Elemente ist die Entwicklung in Abbildung 2. 1 2 graphisch dargestellt. Mangan und Aluminium spiegeln keine Konzentrierungseffekte wider. Ihr Verhalten ist vom Redoxpo­ tential (Mn) beziehungsweise vom ph-Wert (Al) dominiert. Der Grundwasser46

2. 1 m unter GCK

1 _25

2.00 2.75

Profil

V////I/III; : ........_ . _.: . .

.

. ....... ·

. · . . . . ..

.

::·. · .�, "

. . . ·..�..�... · . · · . .

·

.

. . . ·. �: _":. ·

.

•

....LI... ,

· .

.

..

.. . ·. ·. · ...... . . ..

·.

. .

.

·•

Stratigraphie

�

A-H orizont

Al

Feinsand, schluffig

Mn

·. : ' : : . . ..

• •

·

Allgemeine chemische Parameter

Sr

..&..!...

: .

, · ·. .

. • : o : • I • 0 ' ' ·.: . . . . . . ' . -� . � . . 3.50 : . : . ': . .

�

Ba Feinsand, mittelsandig

0

1 00

200

300

400

500

600

700

Konzentration [ppb]

Abbildung 2 . 1 2 : Lithologisches Bohrprofil des Bohrkerns der ungesättigten Zone sowie Aluminium-, Mangan-, Strontium- und Bariumgehalte in den 1 6 Probennahmestellen.

stand betrug am 20, 1 1 . 1989 in der benachbarten GWM 3 050 4 , 69 m unter GOK. Die in den obersten Proben erkennbaren Anomalien sind durch Bach­ wassereinträge erklärbar. Die Untersuchung des Chemismus der Sickerwässer bestätigt deren Ein­ fluß auf die Beschaffenheit der Grundwässer ganz allgemein. Selbst in den oberflächennahen Zonen führt das einsickernde Niederschlagswasser trotz der dort noch relativ kurzen Kontaktzeiten zur raschen Anlösung der Sedi­ mentkomponenten. Ober das ungesättigte Profil hinweg ist die chemische Zu­ sammensetzung recht einheitlich. Unterschiede im Tiefenprofil sind weniger eine Frage der zunehmenden Kontaktzeit, sondern - abgesehen von einzel­ nen lithologischen Unterschieden - vor allem die Auswirkung von Sickerwas­ serfronten hydrologischer Ereignisse oder saisonaler hydrologischer Verände­ rungen. In Zusammenhang mit solchen Veränderungen kann es zu erheb­ lichen Stoffverlagerungen nach der Tiefe kommen. Im konkreten Fall der "Böckinger Wiesen" ist der Einfluß des Sickerwas­ sers auf den Chemismus des Grundwassers, den Anteilen von 1 0 % am Grund­ wassergesamtaufkommen entsprechend, eher gering. Zudem unterscheidet sich dieses Sickerwasser in seinen Hauptkomponenten (Erdalkali-Hydrogen­ karbonatwässer) von den Hangwässern sowie vom Uferfiltrat nicht allzusehr. In der Gesamtmineralisierung liegen die Sickerwässer aus den Ackerflächen 47

2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

über und die aus den Wiesenflächen unter der Gesamtmineralisierung der Kiesaquiferwässer. Am deutlichsten macht sich der Einfluß der Direktzusickerung von oben bei einzelnen anthropogenen Komponenten und Spurenstoffen bemerkbar. In erster Unie ist auf das Nitrat zu verweisen, das sich, wie zu erwarten, unter den Ackerflächen in erheblichem Maße im Sickerwasser anreichert, von wo es je nach Niederschlagsangebot stark verzögert oder sehr rasch vor allem in die oberen Bereiche des Kiesaquifers gelangt. Ahnliehe Effekte sind auch bei ein­ zelnen Spurenstoffen zu beobachten (Strontium, Bor, Zink), die vor allem aus den nach Uberschwemmungen abgesetzten Hochwassersedimenten in Lösung gehen und mit dem Sickerwasser in die Tiefe migrieren. Hier nicht untersucht und auch nicht zu erwarten ist der direkte Pestizideintrag über das Sickerwas­ ser, da die landwirtschaftlichen Flächen weitgehend von der Stadt Heilbronn verpachtet sind und dort die Pestizidapplikation nicht gestattet ist.

2.2

Umweltisotope

Die Untersuchungen mit Umweltisotopen, das heißt mit Messungen der Isoto­ pengehalte des Wassers und seiner Inhaltsstoffe, beschränkten sich im Testfeld 2 2 auf die Isotopenspezies H 1 H 16 0, 3H 1 H 18 0 und 1 H H 18 0 des Wassers (siehe 34 Abschnitt 2.2. 1) sowie auf das Isotop S im gelösten Sulfat (siehe Abschnitt 2 . 2 . 2).

2.2. 1

Deuterium

fH), Tritium eH) und Sauerstoff- 1 8 e 8 0)

Heribert Maser, Werner Rauert, Barbara Reichert, Willibald Stichler und Peter Trimborn 2 Grundlagen der Untersuchungen mit Messungen des H-, 18 0- und 3H-Gehalts in Wasserproben sind: das annähernd gleiche physikalische und chemische Verhalten der Wasser­ moleküle mit den genannten Isotopen gegenüber der häufigsten Isotopen­ spezies 1 H 2 16 0 im natürlichen Wasser und damit die idealen Tracereigen­ 2 schaften der mit H, 18 0 und 3H markierten Wassermoleküle, die aufgrund der hydrogeologischen Verhältnisse zu erwartenden unter­ 2 schiedlichen H-, 18 0- und 3H-Gehalte der im Testfeld vorhandenen Grund­ wassertypen und des Neckars und die zeitlichen Variationen dieser Isotopengehalte in den einzelnen Wasser­ typen. 48

2.2

Umweltisotope

Ziele der Untersuchungen waren die isatopische Charakterisierung der Komponenten der in den Grundwas­ serleitern des Testfeldes auftretenden Mischwässer und damit eine örtliche und zeitliche Erfassung der Uferfiltratanteile im jeweiligen Grundwasser. 2 Im folgenden werden Ergebnisse von Messungen der H-, 18 0- und 3H-Ge­ halte mitgeteilt, die im Rahmen der Ubersichtsbeprobungen (vgl. Abschnitt 1.5) durchgeführt wurden. In Abschnitt 2.3 werden dann diese Ergebnisse im Kontext mit den chemischen Analysen und den Messungen der 34S-Werte be­ 2 trachtet. Uber weitere Untersuchungen mit Hilfe von Messungen der H- und 18 0-Gehalte im Grundwasser längs der in Abschnitt 1 . 5 beschriebenen Infil­ trationsstrecke (siehe Abbildung 1 . 14) wird in Abschnitt 3 . 2 . 1 berichtet. Die dabei für verschiedene hydraulische Typsituationen erhaltenen Ergebnisse tragen wesentlich zu der in Kapitel 4 beschriebenen Diskussion des Transport­ verhaltens des Uferfiltrats bei. Die Messungen der 2H- und 18 0-Gehalte in den Wasserproben wur­ den nach entsprechender Vorbehandlung massenspektrometrisch, die der 3H-Gehalte mit Low-Level-Flüssigkeitsszintillationsspektrometern durch­ 2 geführt. Die Angabe der H- und 18 0-Gehalte erfolgt durch 8-Werte, das heißt die relative Abweichung vom Standardwasser V-SMOW, mit Meßfehlern 2 (2 s) von ö H = 1 %o und 8 18 0 = 1 , 1 5 %o. Der 3H-Gehalt wird in TU angegeben: 1 TU = 1 0- 1 8 3H/H = 0 , 1 1 8 Bq/L H2 0. Die Nachweisgrenze der verwendeten Meßmethode beträgt etwa 1 TU. Für nähere Einzelheiten der Umweltisotopen­ meßtechnik wird auf die einschlägige Fachliteratur verwiesen (zum Beispiel Maser und Rauert 1980; Fritz und Fantes 1 980). 2 Die Messungen der H- und 18 0-Gehalte wurden an speziellen Wasser­ proben durchgeführt, die von April 1986 bis Oktober 1990 im Rahmen der in Abschnitt 1.5 beschriebenen Probennahme-Aktionen gewonnen wurden. Für die relativ aufwendigere Bestimmung des 3H-Gehalts wurden Quartalsproben des Neckarwassers U eweils zehn Proben) und der Grundwässer U eweils neun Proben) der Probennahmeperiode Sommer 1 988 bis Herbst 1 990 verwendet. Die Ganglinien der 18 0-Gehalte und 3H-Gehalte im Neckarwasser und in ausgewählten Grundwässern sind in Abschnitt 3 . 2 . 1 . 2 dargestellt (siehe Abbil­ dungen 3 .24 bis 3 .33) und diskutiert. Zur Obersicht sind in Abbildung 2 . 1 3 für die einzelnen GWM die sich aus den Meßreihen Juni 1 988 bis März 1989 erge­ benden Mittelwerte der 18 0-Gehalte eingetragen. Bei dieser flächenhaften Darstellung ist das Infiltrationsgebiet des Neckarwassers aufgrund der Erniedrigung der 8 1 8 0-Werte unter 9 , 0 0%o deut­ lich zu erkennen. Ähnlich wie bei den in den Abbildungen 2.4 und 2 . 5 darge­ stellten Linien gleicher Gesamthärte und gleichen Uranirrgehalts sind auch die 8 18 0-Werte ,s; 9, 00%o, entsprechend Uferfiltratanteilen von 80 bis 1 0 0 % (vgl. Abschnitt 2.3), auf einen ufernahen Streifen von ca. 50 m beschränkt. Durch die verstärkte Zumischung von Hangwasser (Mittelwert - 8 ,35 8 18 0-%o, vgl. Abschnitt 3 . 2 . 1 . 2.2) erhöhen sich während der weiteren Fließstrecke die 49

2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

-8, 4 9 '48

-·

0

6 180

50

100

[ 0/00]

4 N

Pt?\]

1 00

c;m

80

-

8, 5 0

80 % Uferfiltrat 30 %

Uferfiltrat

INFILTRATIONSBEDINGUNGEN

Abbildung 2 . 1 3 : Mittlere 18 0-Gehalte für die monatlichen Probennahmen von Juni 1 988 bis September 1989 und daraus abgeschätzte Uferfiltratanteile im Testfeld .,Böckin­ ger Wiesen".

18 0-Gehalte ; der Uferfiltratanteil nimmt dementsprechend bis zu den beiden Förderbrunnen hin ab (vgl. auch Abschnitte 2.3 , 3 . 2 . 1 und Kapitel 4).

2.2.2

Schwefel-34 (o 34S) Harald Puchelt und Zsolt Berner

Schwefelisotopenuntersuchungen wurden nur am Sulfat der Wässer durchge­ führt. Dieses wurde dazu mit BaC12 gefällt, abfiltriert und nach Veraschen zur Sulfatbestimmung genutzt. Der Niederschlag wurde anschließend mit Thode­ Lösung (Thode et al. 1 9 6 1) zu H 2 S reduziert, das Gas mit Cd als CdS gefällt und dieses nach Abfiltrieren im Vakuum mit V2 05 zu S0 2 bei l OOO oC umge­ setzt. Details der Untersuchungsmethode sind zum Beispiel in Sakai (1 968), Puchelt und Blum ( 1 988) oder Marchig et al. ( 1 991) beschrieben. Die Messung erfolgte im Gasionenmassenspektrometer VG- 1 202 gegen Troilitschwefel aus dem Canyon-Diabolo-Meteorit als Bezugsstandard (ö 34S O%o) (Hoefs 1987). Einen Uberblick über die Sulfatgehalte und die dazugehörigen Schwefel­ isotopenwerte des Neckarwassers (GWM 3 03 2), des Grundwassers aus dem Muschelkalk- (3 04 1) und dem Lettenkeuperaquifer (3 043) sowie dem Hangwas­ ser (5033) geben Abbildungen 2 . 1 4 bis 2 . 1 7 und die Tabelle 2.2. =

50

13

180

12

100

11

140

10

� "" "'

�

120 9

�

'-

� I I

0 Ul

....

100

eo

S34S

Sulfal

Jan.88 Mirz 88 Mai 88 Juli 88 Sepl88 Nav.88 Jan.89 Mirz 89 M 89 Jyli 89 Sepl89 Nov.SS Jan.80 M4rz 90 MBI 90 Jul 90 Sept.90 Feb.88 April 88 Junl 88 Aug.88 Okt.88 Dez.88 Feb.BS April 89 Juni 89 Aug.89 Okt.88 Oez.89 F6b.90 April 90 Junl 90 Aug.90 Okl90

Abbildung 2 . 1 4 : o 34S-Werte und Sulfatgehalte im Neckarwasser von Januar 1988 bis Oktober 1990. Die verschiedenen Hochwasserereignisse sind zur Verdeutlichung mar· kiert. �! ,-----,-----.--,r 1 400

1200

20

1000

10

� t�

"" "'

eoo 16

.::::::. ..

§ I

..\.

0 Ul 14

12

200

Hochwasser

Jan.BS März 88 M 88 Jul 88 Sept.B8 Nov.88 Jan.B9 Milz 88 M B8 Ju B9 SeplB9 Now.89 Jan.90 Mirz 90 Mai 90 Jul 90 Sept.IJO Feb.88 April 88 Junl 88 Aug.88 Okt.BS Dez.88 Fob.B8 April89 Junl 88 Aug.89 Okl89 Dez.B9 Feb.lilO Apr11 90 Junl 80 Aug.90 Okt.90

10�-,r-r-.-.-,-,--r-.-.-.-,r-r-.-.-,-,--r-.-.-.-,r-r-r-o-i--r-r-.-.-,--�,-,-L'

Abbildung 2 . 1 5 : o 34S·Werte und Sulfatgehalte im Grundwasser der Referenz-GWM für den Oberen·Musch.elkalk·Aquifer (3041) von Januar 1988 bis Oktober 1990.

�.-----.-----,---�--,---r " oo

1000

21

\v: "" �

C') K>

�

700

1B

I

�

17

16

Hochwasser Jan.86

M!rz SS

Feb.Be

M B8

April 88

Jul 88 Sept.B9 Nov.89 Jan.BO Mlrz 90 M Juli ee Sept.88 Nov.88 Jan.BS Mi.rz 89 Mal 89 Juni 88 Aug.68 Okl8S Oez.88 Fltb.Biil April 89 Juni Bi AUQ.BS Oktß& Oez.B9 Feb.90 Aprll liO

90 Jull 90 Sept.BO Junl 90 Aug.QO Okt.BO

Abbildung 2 . 1 6 : 5 34S-Werte und Sulfatgehalte im Grundwasser der Referenz-GWM für den Unteren-Keuper-Aquifer (3043) von Januar 1988 bis Oktober 1 990. �-----.----�r---�--r 1 00

'-

§ I I

0 Vl

.".

40 31)

20

Jan.Ba

März 68

Feb.88

Ma1 88

April 88

Juli 88 Sepl9S Nov.BS Jan.ea M.lrz 89 Mai B9 Jul 89 Sept.89 Nov.89 Jan.BCI M6rz 90 90 Jul 80 Sept.SO Junl 88 Aug.88 Okt.BB Dez.88 Feb.BQ April 89 Juni 89 Aug.Ba Okt89 Dez.B9 Feb.90 Aprtl 90 Juni GO Aug.90 Old.90

10

Abbildung 2. 1 7 : o 34S-Werte und Sulfatgehalte im Hangwasser (GWM 5033) von Januar 1988 bis Oktober 1 990.

2.2

Umweltisotope

Tabelle 2.2: Mittlere Sulfat· und Schwefel-34-Gehalte der verschiedenen Zuflußkompo· nenten im Testfeld ,.Böckinger Wiesen'' (x = Mittelwert, s = Standardabweichung, Xmin = kleinster beobachteter Wert, Xmax Maximalwert). =

3043 304 1 3032 5033

S

so4

X

X

[mg/L]

[mg/L]

(mg/L]

Xmin

(mg/L]

Xma.x

[%o]

s [%o]

Xmin [%o]

Xmax

82 1 ,5 1 02 6, 1 1 1 8,5 60,0

1 59,8 250,8 30, 1 1 6,3

4 1 5, 5 77,0 53,5 19,9

1 007,7 1 256,0 1 67,9 97,0

1 9,35 1 9, 7 1 10,15 1 ,99

1 ,35 1 ,84 1,61 0,97

15, 12 1 1 ,67 5,80 0,23

2 1 ,9 5 2 1 ,80 1 2,60 4,05

[%o]

Korrelationsdiagramm 6 3 4 S - Sulfat 3032 1 80 �------� •

1 60

"-

§ I

�

0 (/]

1 40

•

•

1 20 1 00

••

80 60

�

•

•

•

• • •

-

• • •

•

•

•

•

•

•

• •

•

•

• •

•

•

• •

•

40 +---�.-----.--.--� 7 8 11 5 6 9 12 13 10 634S 1%.1

Abbildung 2 . 1 8 : Korrelationsdiagramm zwischen ö 34S-Werten und Sulfat im Neckar.

Wie bereits in Abschnitt 2. 1 . 1 . 2 kurz aufgezeigt, können die verschiede· nen Grundwasserleiter auch anhand der Sulfatgehalte und der dazugehörigen 5 34S-Werte eindeutig charakterisiert werden. Das hangseitig dem Kiesaquifer zuströmende Grundwasser (GWM 5033) zeichnet sich durch sehr niedrige Sul· fatgehalte und geringe ö 34S-Werte aus. Demgegenüber weisen die beiden tie­ feren Grundwasserstockwerke im Lettenkeuper und im Muschelkalk sehr hohe, mit ö 34S angereicherte Sulfatkonzentrationen auf. Alle übrigen Beob­ achtungsstellen im Kiesaquifer und auch der Neckar zeigen ö 34 S-Werte, die zwischen dem Hangwasser und dem Grundwasser aus dem tieferen Grundwas­ serstockwerk liegen. Typisch für das Testfeld "Böckinger Wiesen" ist die enge zeitliche und räumliche Korrelation zwischen der Sulfatkonzentration und dessen ö 34S­ Werten, wie sie zum Beispiel in Abbildung 2. 1 8 für den Neckar deutlich wird. 53

2

2.3

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

Bilanzierung der verschiedenen Mischungs­ komponenten des Grundwassers im Kiesaquifer auf der Basis chemischer und isotopen­ hydrologischer Analysen Pjotre Maloszewski, Heribert Maser, Harald Puchelt, Werner Rauert, Barbara Reichert, Willibald Stichler und Peter Trimborn

Für eine quantitative Beschreibung von Transportvorgängen in Uferfiltra­ tionssystemen ist die Bilanzierung der verschiedenen Mischungskomponen­ ten unerläßlich. Die Bewertung von Schadstoffverteilungsmustern, aber auch die Beurteilung der verschiedenen Reaktionsmechanismen während der Un­ tergrundpassage (siehe Abschnitt 3 . 1 .2) ist ohne Kenntnis des prozentualen Anteils des Neckarinfiltrats mit den anderen Mischungskomponenten nicht möglich. Die aufgrund der hydrogeologischen Gegebenheiten im Testfeld bei Infiltrationsbedingungen möglichen Zuflußkomponenten des Grundwassers in den Neckarkiesen sind in Abbildung 2 . 1 9 schematisch dargestellt. Brunnen

H d

d

d

a1

a

b

Uferfiltrat a1

=

Sohlkomponente, a2

=

Direktinfiltrat

Ha ngwasser

c

Grundwasser des zweiten Grundwasserstockwerkes

d

Grundwasserneubildu ng auf den Flächen der Talaue

Abbildung 2 . 1 9 : Schematische Darstellung der verschiedenen Zuflußkomponenten des Grundwassers in den Neckarkiesen bei Grundwasserförderung.

2.3 . 1

Mischungsgleichung

Unter der Voraussetzung konstanter Strömungsbedingungen, wie sie für die über dreij ährige Infiltrationsphase zu Beginn des Forschungsprogramms an­ nähernd gegeben waren, kann davon ausgegangen werden, daß die in einem 54

2.3

Bila.nzierung der verschiedenen Mischungskomponenten

Mischwasser festgestellten Konzentrationen einer Indikatorsubstanz direkt proportional den Mengenanteilen der Ursprungswässer und deren Indikator­ konzentrationen sind. Es gelten die folgenden Massenbilanz-Gleichungen: n

I: ß; = 1

(2.1 a)

1=1 n

L ß; x cj = Cix für j = 1 , . . . , k

lz1

und

k =::: M - 1 ,

(2.1 b)

mit : ßi = Anteil der i-ten Komponente im Mischwasser der GWM x; M = Ge­ samtanzahl der Mischungskomponenten; k = Anzahl der Indikatoren ; Ci = Konzentration des j-ten Indikators im Wasser der i-ten Komponente ; Cx = Konzentration des j-ten Indikators im Wasser der GWM x. Im Fall eines in Zweikomponenten-Mischwassers und der Verwendung eines einzigen Indikators reduziert sich das Gleichungssystem (2. 1) zu: ß1

+

ß1 C1

ß2 = 1 +

ß2 C2 = Cx

(2. 2 a) (2. 2 b)

mit der Lösung: (2.3)

Für Mischwässer, die aus drei Komponenten zusammengesetzt sind, wie zum Beispiel das Förderwasser des Brunnens H (siehe Abbildung 2 . 1 9) , müssen die Gleichungen (2.1) unter Verwendung von zwei Indikatoren gelöst werden.

2.3.2

Indikatoren

Für die Bestimmung des Uferfiltratanteils mit Hilfe des in Abschnitt 2. 3 . 1 an­ gegebenen hydrochemischen Ansatzes kommen verschiedene Indikatorsub­ stanzen in Frage. Das Migrationsverhalten dieser Indikatoren im Aquifer sollte nahezu ideal sein, das heißt, Konzentrationsänderungen durch Sorptions- und Desorptionsvorgänge oder Fällungs- und Lösungsprozesse sollten ebensowe­ nig auftreten wie mikrobieller Abbau. Außerdem muß zwischen dem Flußwas­ ser und den anderen Mischungskomponenten ein signifikanter Konzentra­ tionsunterschied der Indikatoren bestehen. Der Fehler bei der Berechnung ist um so kleiner, je größer die Differenz in den Indikatorkonzentrationen zwi­ schen den einzelnen Mischungskomponenten ist und je kleiner die jahreszeit­ lichen Schwankungen im Grundwasser sind. Auch bei einem hydrochemischen Ansatz muß wie bei hydraulischen Be­ rechnungen (siehe Abschnitt 5 . 6) der Anteil der lokalen Grundwasserneubil55

2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

dung über die ungesättigte Zone (Komponente d in Abbildung 2. 19) mittels der üblichen hydrologischen Verfahren abgeschätzt werden. Bei der rein hydrauli­ schen Bilanzierung wurde dieser Eintrag auf der Basis des langj ährigen Mittel­ wertes für die Grundwasserneubildungrate 250 mm/a berechnet und für das eigentliche Testfeld mit ca. 1 0 % angegeben (vgl. Abschnitt 5 . 6). Wie in Ab­ schnitt 1 . 3 ausführlich dargelegt, betrug die mittlere Grundwasserneubil­ dungsrate jedoch während des Untersuchungszeitraums aufgrund der hydrolo­ gischen Gegebenheiten nur ca. 1 60 mm/a; der daraus für den Bereich der Brunnen H und F resultierende Anteil aus der lokalen Grundwasserneubil­ dung liegt demnach bei 6,4 % . I n anderen Uferfiltrationssystemen haben sich neben den Umweltisoto­ pen 18 0 und 3H (zum Beispiel Drost et al. 1 9 7 7 , 1982; Hoehn und Santschi 1 9 8 7 ; Stichler et al. 1 986) die Wasserinhaltsstoffe Chlorid, Borsäure, Natrium und teilweise Uranin bewährt (vgl. Koppe 1 9 7 0 ; Kludig 1 97 0 ; Kußmaul 1977 ; Kußmaul et al. 1 97 7). Die Anwendbarkeit einiger dieser chemischen Indikator­ substanzen war jedoch im Testfeld eingeschränkt, da die vorliegenden Kon­ zentrationsunterschiede zwischen den Mischungskomponenten teilweise sehr gering waren (vgl. Tabelle 2.3); zusätzlich wies insbesondere das Hangwasser für einige Kennwerte eine ausgeprägte saisonale Variabilität auf (vgl. Ab­ schnitt 3 . 1 . 1).

2.3.3

Abschätzung der Uferfiltratanteile aus den Ganglinien der 1 8 0-Gehalte

Wie bereits in Abschnitt 2.2. 1 dargestellt, stellt 180 aufgrund seines jahres­ zeitlichen Ganges und der unterschiedlichen Absolutbeträge in den einzelnen GWM ein natürliches Markierungsmittel für die einzelnen Mischwasserkom­ ponenten dar. Für eine Abschätzung des Uferfiltratanteils wird die Ganglinie der 18 0-Gehalte im Neckar (Abbildung 2.20; vgl. Abbildung 3 . 24) mit den Ganglinien der längs der Infiltrationsstrecke liegenden GWM verglichen: die 1 , 5 m vom Ufer entfernt liegende GWM 3 054 (siehe Abbildung 2.20, vgl. Ab­ bildung 3 .27) spiegelt den Neckarwassergang mit nur geringfügig gedämpfter Amplitude wider. Auch nach einer Fließstrecke von 3 1 m (siehe Abbildung 2.20; vgl. Abbildung 3.29) ist die 1 8 0-Ganglinie des Neckars, wenn auch mit deutlicher Amplitudendämpfung und Zeitverschiebung, noch eindeutig er­ kennbar. Der Uferfiltratanteil liegt demnach auch hier bei annähernd 1 00 % . Erst i m Pumpbrunnen H (siehe Abbildung 2.20; vgl. Abbildung 3. 29) wird durch die deutlich erkennbare Verschiebung des 1 8 0-Gehalts zu höheren Werten die Zumischung isotopisch anders zusammengesetzten Wassers deut­ lich.

56

I

-·

ni����,J��r]

v\y,

- ·

Neckar

8· - • • -7

�

1 00 %

II . , t

-8

��J�i)t, ��r t �� l 1

_,

,

3054

b. _ , .

1 .5

-7

-·

m

1

I I I I I I I

1 00 %

I

! � JV\.

J·i �rJJJ�,,;y

•

V •

3062 3 1 .0 m

c. . . . -7

30 %

: rA�

d. - • •

7407 96.0 m

I

I

1

/ INFILTRATION L

JUN

I

J!Jl

'

.AU'

'

S{P

I

tiiU

I

NIJY

I

•

O f l ' J f HI

I

FE!

I

: EXFILTRATION

�Rl

I

RPR

I

" FI I

[

JUN

[

.JUl

I

IIUIO

I

Sfp

I

1 988 1 9 89 Abbildung 2.20: 18 0-Ganglinien ausgewählter Uferfiltrat-GWM im Testfeld "Böckinger Wiesen" von Juni 1988 bis September 1989. Für die Berechnung des Uferfiltratanteils wurde nur die Infiltrationsphase berücksichtigt (ergänzt nach Hötzl et al. 1989).

57

2

2.3.4

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

Berechnung der Mischwasseranteile in den Brunnen H und F mit Hilfe der Konzentrationsmittelwerte verschiedener Indikatoren

Während sich die isatopische Zusammensetzung des Neckarwassers deutlich vom Hangwasser unterscheidet, weist der tiefere Grundwasserleiter (Muschel­ kalk und Keuper) mit einem mittleren o tao-Wert von - 9 ,00%o annähernd gleiche Werte wie das Neckarwasser auf; damit ist eine eindeutige Trennung zwischen Neckarwasser und Wasser aus dem tieferen Aquifer bei ausschließ­ licher Verwendung von ta o-Werten nicht möglich (vgl. Abschnitt 3 . 2 . 1). Des­ halb wurden weitere Berechnungen der Mischwasseranteile mit Hilfe von Mit­ telwerten der Gehalte an Tritium, Chlorid, Natrium und Borsäure durchge­ führt. Die Bestimmung der Mischwasseranteile mit Hilfe von Mittelwerten ist hier zulässig (vgl. Koppe 1970), da die verwendeten Meßreihen um ein Vielfa­ ches länger sind als die mittlere Verweilzeit des Uferfiltrats im Untergrund (vgl. Kapitel 4). Eine Ubersicht über die für die Berechnung der einzelnen Mi­ schungsanteile verwendeten mittleren Konzentrationen einzelner Indikatoren gibt Tabelle 2 . 3 . Es handelt sich dabei um Mittelwerte der 2 1 monatlichen Stichtagsbeprobungen von Juli 1987 bis März 1 989. Für Chlorid und Borsäure, deren Konzentrationen im Infiltrationsprofil maßgeblich durch den Markie­ rungsversuch am 1 5 . 6. 1988 beeinflußt sind, erfolgte die Mittelwertbildung auf der Basis von zwölf Probennahmen (Juli 1987 bis Juni 1988). Die Ergebnisse dieser Berechnungen sind für den Brunnen H in Tabelle 2.4 zusammengestellt. Da das Wasser des Brunnens H ein Dreikomponentenge misch darstellt (siehe Abbildung 2 . 1 9) , mußten für die Berechnungen jeweils

Tabelle 2 . 3 : Mittlere Konzentrationen der Leitelernente in den verschiedenen Zufluß­ komponenten und in den ausgewählten Uferfiltrat-Meßstellen (Distanz zum Neckar in m). Die Uferfiltrat-Sohlkomponente (UFSK) wird durch die Meßstelle 3058 reprä­ sentiert.

Neckar Hangwasser 3 04 1 (mo) 3058 (UFSK) 3033 ( 1 ,5 m) 3045 (8,0 m) 3060 (20,0 m) 3046 (3 1 ,0 m) 3065 (40,0 m) 3050 (48,0 m) 7407 (96,0 m) n.v. = nicht verfügbar

58

T [TU]

o 1 80 [%o]

HB02 [mg/L]

Cl [mg/L]

Na [mg/L]

.. 85 30 ± 5 5±3 n.v. 68 65 n.v. 67 n.v. n.v. 50

- 9,00 - 8,35 - 9,00 - 9,00 -9,18 - 9, 1 6 - 9,08 - 9,04 - 8,96 - 9,06 - 8,72

795 130 1 375 960 642 730 650 728 675 717 440

44 5 1 ,6 6 1 ,2 47 24,3 4 6,2 45,6 44,7 44,9 46,6 53,4

24,4 21,1 1 29,8 40, 1 28,8 30,2 28,9 27,8 26,6 29,7 26,0

2.3

Bilanzierung der verschiedenen Mischungskomponenten

Tabelle 2 . 4 : Anteile der drei Hauptmischungskomponenten im Brunnen H bei einer konstanten Förderung von 50 m3 /h, berechnet aus den Mischungsverhältnissen ver­ schiedener Parameterpaare (GWNB = lokale Grundwasserneubildung). Parameterpaare ta o; JH 3H/HB02 3H/Na 3H/Sr Na/HB02 Li/HB02 Sr/HB02 Rb/HB02 Mittelwert Abweichung

Uferfiltrat [%]

Hangwasser + GWNB [%]

38, 1 38,2 37,9 37,9 40,3 37,5 38,4 43, 1

58,0 57,2 58,8 58,7 56,5 57,9 57,5 55, 1

38,9 ± 1 ,9

57,5 ± 1 ,2

tieferer Aquifer [%] 3,9 4,4 3,3 3,4 3,2 4,6 4,1 1,7 3,6 ± 0, 9

zwei Indikatoren verwendet werden. Für die lokale Grundwasserneubildungs­ rate von ca. 6,4% wurde dieselbe Indikatorkonzentration wie im Hangwasser angenommen. Sie ist damit im Hangwasseranteil enthalten. Kontrollberechnungen auf der Basis von Einzelwerten zeitlich gut aufge­ löster Probenserien erbrachten hierzu eine gute Ubereinstimmung. Dabei wurden die Indikatorkonzentrationen des uferfiltratunbeeinflußten Grund­ wassers als konstant angenommen. Die Indikatorkonzentrationen im Neckar und im Mischwasser des Brunnens H wurden unter Berücksichtigung der zeit­ lichen Verzögerung zwischen den Probennahmen entsprechend der mittleren Verweilzeit des Uferfiltrats bis zum Brunnen H eingesetzt (vgl. Kapitel 4). Zusätzlich zu den Ergebnissen mit "idealen" Indikatoren sind in Tabelle 2.4 zu Vergleichszwecken auch Ergebnisse von Indikatormessungen aufgeführt, deren Migrationsverhalten durch Reaktionen mit der durchflossenen Ge­ steinsmatrix geprägt ist. In der Tat weisen Lithium, Strontium und Rubidium bei geringer saisonaler Variabilität signifikante Konzentrationsunterschiede in den verschiedenen Zuflußkomponenten auf. Eine graphische Darstellung der prozentualen Verteilung der einzelnen Zuflußkomponenten in den Brunnen H und F unter Berücksichtigung einer zehnprozentigen Grundwasserneubildungsrate gibt Abbildung 2 . 2 1 . Die Ab­ weichungen von den hydraulischen Berechnungen (vgl. Abschnitt 5 . 6) sind im wesentlichen darauf zurückzuführen, daß bei einem hydrochemischen Ansatz die Zuflüsse aus dem tieferen Grundwasserstockwerk rechnerisch berücksich­ tigt werden. Der Brunnen F weist im Gegensatz zum Brunnen H aufgrund sei­ ner niedrigeren Förderrate einen deutlich geringeren Uferfiltratanteil bei einer höheren Zumischungsrate aus dem tieferen Grundwasserstockwerk auf. Während der Exfiltrationsbedingungen, wie sie von Frühj ahr bis Herbst 1 989 herrschten, nahm der Anteil des höher mineralisierten Grundwassers aus dem tieferen Grundwasserstockwerk auch im Brunnen H zu (Vogel 1989). Der be­ reits angesprochene signifikante Einfluß des Muschelkalkwassers auf die 59

2

Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

Brunnen H

Brunnen F

UFSK

0

20

40

80

60

100

Anteile [%!

D D

U ferfi l trat

- Hangwasser

mo-Grundwasser

�

GWNB

Abbildung 2 .2 1 : Mischungswasseranteile der Brunnen H und F im Vergleich zur GWM 3058 der Uferfiltrat-Sohlkomponente (UFSK) bei Infiltrationsbedingungen (GWNB lo· kale Grundwasserneubildung). =

hydrochemische Zusammensetzung des Grundwassers der GWM 3058, die als repräsentativ für das über die Neckarsahle infiltrierende Flußwasser angese­ hen werden kann, wird durch einen mittleren Muschelkalk-Grundwasser-An· teil von 1 4 % bestätigt.

2.3.5

Berechnung der Uferfiltratanteile längs des Infiltrationsprofils vom Neckar zum Brunnen H mit Hilfe von Konzentrationsmittelwerten .. idealer" Indikatoren

Die mit den idealen Indikatoren berechneten mittleren Uferfiltratanteile für die übrigen GWM im Infiltrationsprofil sind in Tabelle 2.5 zusammengefaßt ; pro Querprofil (siehe Abbildung 1 . 14) ist jeweils nur eine repräsentative GWM aufgeführt. Die Unterteilung des Infiltrationsbereichs zwischen dem Neckar und den beiden Brunnen, wie sie in Abbildung 2. 13 aufgrund der 18 0-Daten erfolgte, wurde mit den anderen chemischen Indikatorsubstanzen nahezu voll· ständig bestätigt. Bei einzelnen GWM, wie zum Beispiel 3046, deren Verfilte­ rung mit ca. 0,50 m in den Keuper reicht, wurden geringfügig kleinere Uferfil­ tratanteile ermittelt. Der Anteil des Grundwassers aus dem tieferen Grund· wasserstackwerk (hier Keuper) lag jedoch maximal bei 6 % . Bei der GWM 3065, die den Bereich der Schlicklinse erschließt, muß aufgrund der Ergeb· nisse ein signifikanter Zufluß von Keuper-Grundwasser bestehen. Die teil­ weise Verfilterung im Keuper wird besonders in dem deutlich gedämpften 18 0-Jahresgang sichtbar (vgl. Abschnitt 3 . 2). Da die GWM 3052 (80 m vom Neckar entfernt) bereits im engeren Absenkungstrichter des Förderbrunnens liegt, führt eine deutliche Zumischung von Hangwasser zu einer Verdünnung 60

2. 3

Bilanzierung der verschiedenen Misch ungskomponenten

Tabelle 2 . 5 : Mittlere Uferfiltratanteile verschiedener Meßstellen im Infiltrationsprofil während der dreijährigen Infiltrationsphase. Meßstelle Nr.

3033 3045 3060 3046 3065 3050 3052 7407

Entfernung vom Neckarufer [m)

Uferfiltratanteil [ %]

1 ,5 8,0 20,0 3 1 ,0 40,0 48,0 80,0 96,0

1 00 1 00 1 00 94 96 98 65 35

des Uferfiltratanteils auf ca. 65 % . Wie bereits in Abschnitt 2 . 1 beschrieben, werden einzelne chemische Kennwerte, insbesondere Nitrat, signifikant durch Zuflüsse aus dem Bereich der ungesättigten Zone beeinflußt. Vergleich­ bar mit dem Brunnen H kann daher auch für den Bereich zwischen dem Neckarufer und den beiden Brunnen von einer bis zu siebenprozentigen Ver­ dünnung des Uferfiltrats durch die lokale Grundwasserneubildung ausgegan­ gen werden.

2.3 . 6

Berechnung von Mischwasseranteilen im Brunnen H mit Hilfe einer Korrelationsrechnung mit Mittelwerten anorganischer Inhaltsstoffe

Berechnungen mit einem Computerprogramm, das sich auf eine von Stormer und Nicholls (1978) beschriebene, für die Modeliierung von magmatischen Differenzierungsprozessen vorgeschlagene Methode stützt, benutzen Korre­ lationen zwischen den Konzentrationen anorganischer Inhaltsstoffe längs der Infiltrationsstrecke. Eine Ubersicht über die Mittelwerte der Komponenten gibt Tabelle 2.6. Enge Korrelationen ergaben sich, wie in Abbildung 2.22 deut­ lich wird, für die Komponenten B, Rb, Sr, Ba, U, Co, Ni, Cu und S0 4 • Durch die simultane Bilanzierung dieser Komponenten lassen sich für den Brunnen H unter Infiltrationsbedingungen folgende Mischungsanteile berechnen: I (Hangwasser) (Keuperwasser) Ill (Neckarwasser) ll

60 , 1 % 1 ,7 % 38,2 %

±

± ±

1 ,5 1 ,5 1 ,5

Dies steht in guter Obereinstimmung mit den Ergebnissen der mit Indika­ torsubstanzen berechneten Mischungsanteile (siehe Tabelle 2.4). Wendet man umgekehrt dieselbe Methode für das in Tabelle 2.6 aufge­ listete Spurenelementmuster des Neckarwassers (GWM 3 032) an, so ergibt 61

(j) t-J

Tabelle

2.6:

Mittelwerte der anorganischen Komponenten, die für die Korrelationsrechnung herangezogen wurden. Mittelwerte [Jlg/L)

Li

3041

5033

3043

3032

7407

3033

3045

3046

3047

5037

3058

3050

3060

3065

3080

95,00

1 1'10

99,00

25,00

27,00

23,40

27,40

33,20

1 9 ,70

2 6, 1 0

44,30

57,90

34,50

2 1 ,40

9 4 , 80

0, 1 1

0,06

0, 1 4

0,07

0,05

0,21

0,07

0,04

0,10

0,05

0,09

0,53

0, 1 2

0,34

0,02

3 0 7 ,00

38,00

420,00

258,00

1 1 4,00

226,00

1 95,00

2 1 2 ,00

1 75,00

208,00

229,00

236,00

244,00

1 7 1 ,00

270,00

26,30

32,50

7,40

5 1 ,40

6,30

8,00

13, 10

36,20

52,30

3 1 ,30

1 1 , 80

1 6,20

1 0, 3 0

4,40

46,20

Sc

1 2 ,4

1 2 ,90

1 1 ,70

7,40

1 1 ' 10

6,80

7,90

7,50

1 0,20

8,60

9, 1 0

7,30

7 , 00

7,90

8,10

V Cr Mn

8,30

6 , 60

4,40

8,00

6,50

6,30

8,50

7,00

5,90

8,40

8,10

9,20

8,90

8,40

10,10

6,70

9 , 00

6,80

5 , 60

7 ,50

5,70

6,60

5,80

7 ,20

5,90

5,50

4,30

5,10

4,70

4,30 1 24,00

Be B

Al

67,00

2,00

28,00

1 9 ,00

1 , 00

1 99,00

1 20,00

54,00

4,00

202,00

1 23 , 0 0

7,00

49,00

1 63,00

Co

1 ,4 6

0,77

1,19

0,83

0,86

0,92

0,75

0,96

0,83

1,16

1 ,35

0,66

0,63

0,92

0,78

Ni

1 3 ,00

6,00

15, 1 0

6, 1 0

6,30

7,10

6,50

7,20

6,90

6,60

1 1 ,40

6,80

7,40

,30

1 2 ,90

Cu

20,70

3 ,4 0

1 8 ,40

7,80

4,50

6,60

6,60

5,60

7 , 60

5,70

6,50

6,70

7 , 60

5,90

8,40

Zn

48,70

1 0, 3 0

3 7 ,4 0

3 1 , 60

24,30

1 30,00

1 2,20

8,50

1 4,20

1 3 ,40

71,10

7, 1 0

1 5 ,60

9, 1 0

23,50

Ga As

0, 1 1

0, 1 2

0,07

0, 1 7

0, 1 2

0, 1 2

0,09

0, 1 2

0,14

0,14

0,12

0,07

0,07

0,08

0,09

Se

9,90

5,90

4,40

8,50

7,90

7,30

1 0 ,40

8,90

8,00

8,50

1 2 ,30

1 3 , 60

1 3 ,40

1 0,40

12, 1 0

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

< 4 ,00

0,98

1 1 , 50

6,77

1 , 96

3 , 42

3,37

2,54

2, 1 4

4,22

7 , 03

2,84

3, 34

1 ,50

5 2 1 ,00 4820,00

707,00

666,00

692,00

868,00

700,00

678,00

9 83 , 00 1 3 85,00

7 1 1 ,0 0

753,00

7 1 1 .0 0

5,15 748,00

Rb

1 1 . 00

Sr

4880,00

y

0, 1 9

0,48

0,13

0,37

0, 8 1

0,34

0 , 87

0, 1 6

0,22

0,51

0,17

0, 1 5

0,06

0 , 07

0 , 03

Zr

0,74

0,32

0,72

0 , 60

0,23

0,42

0,32

0,5 1

0,36

0,54

0,32

0,32

0,08

0,05

0,07

Nb

0,20

0, 1 7

0, 1 8

0,25

0,18

0,14

0, 13

0, 1 8

0, 1 6

0,12

0,13

0,29

0,09

0,05

0,04

Mo

0,53

0,40

0,50

1 . 79

0,60

1,61

1 ,34

1 .4 1

1,18

1 ,42

1 ,3 1

1 ,23

1 ,2 6

0,96

1 , 94

0,06

0,07

0,07

0,08

0,04

0,06

0,04

0,06

0,09

0,07

0 , 03

0,28

0,03

0,05

0,04

Ag Cd

0, 1 2

0,08

0, 1 2

0,28

0,07

0,3 1

0,33

0,21

0,20

0,20

0,25

0,26

0,45

0,20

1,16

Sn

0,71

0,38

0,45

0,40

0, 1 5

0,3 1

0,37

0,33

0,35

0,47

0 , 63

0,2 1

0,22

0,33

0,21

Sb

0,47

0,27

0,56

2,19

0 , 64

3,36

2,56

1 , 67

1 ,7 1

1 , 05

2,12

2,38

2,82

1 , 08

4,91

Cs

< 0 ,09

0, 1 1

0, 1 1

0,43

< 0 ,09

0,09

< 0,09

< 0,09

< 0 ,09

0, 1 1

0, 1 1

< 0,09

< 0 ,09

< 0,09

< 0,09

Ba

3 2 , 00

1 1 0,00

9,20

1 1 7,00

85,00

1 08,00

69,00

76,00

79,00

69,00

5 1 ,00

68,00

79,00

95,00

1 3 0,00

La

0,09

0, 1 1

0,06

0,2 1

0,05

0, 1 1

0,05

0, 1 0

0, 1 5

0, 1 0

0,05

0,05

0,05

0,05

0,04

Ce

0,04

0, 1 3

0, 1 1

0,25

0,02

0,06

0,09

0, 1 0

0, 1 8

0, 1 1

0 , 03

0,02

0,02

0,01

0,03

Nd

0,09

0,09

0,07

0, 1 7

0,06

0,07

0,08

0, 1 1

0,09

0,09

0 , 05

0,90

0,02

0,0 1

0,01

0 , 65

0,4 1

0,7 1

0,42

0,25

0,47

0,56

0,42

0,45

0,49

0,43

0,53

0,09

0,09

0, 1 0

0,23

0,27

0,30

0,28

0, 1 9

0,24

0,33

0,21

0,30

0,27

0,22

0,33

0, 1 2

0, 1 4

0, 1 0

0,34

0, 1 7

0,44

2,23

0,08

1 , 25

0,47

0,27

0, 1 0

0,36

0,2 1

< 0 ,06

< 0,06

< 0 ,06

0,49

Hf

Ta w

�

::r:

"&

(3 g. �. g. ('!) ... (I) c

t:::l Q.

..... (I) .....

0

.g('!) s. d (3

...

0

te. (I)

g.

('!)

Q

l:b

Cl

>;..... ('!)

�.... .

� c t:::l

t..C:i

Hg

0,24

0, 1 6

0,19

0,20

0, 1 7

0, 1 2

0, 1 3

0, 1 7

< 0, 1 1

0, 1 4

< 0, 1 1

0,22

< 0, 1 1

0,17

0, 1 3

TI

0, 1 0

0,09

0,10

0,13

0,09

0, 1 3

0, 1 5

0,13

0, 1 3

0,09

0, 1 2

0,19

0,06

0,06

0,08

Pb

1.17

0 , 75

1 , 30

0.40

0,87

0,90

0,82

0,95

0,74

1 ,3 2

0,57

0,69

0,74

1 , 20

Bi

0,09

0,77 0,08

0,10

0, 1 6

0,07

0,13

0,12

0,08

0, 1 4

0, 1 0

0,08

0,19

0,05

0,04

0,05

Tb u

0,21

0, 1 7

0,20

0,20

0, 1 2

0, 1 9

0, 1 9

0,16

0, 1 9

0, 1 7

0,19

0,06

0,08

0,04

0,08

0,35

2,63

0,34

0 , 75

1,21

1 ,02

0,77

0,93

0,94

0,54

0,59

0,94

1'11

1 ,29

1 ,3 0

1 , 99

1 9,35

10,15

7 , 50

9, 1 4

9,78

8,73

8,30

1 0,55

1 1 ,24

7,93

8,88

8 ,03

9 , 04

60,00

8 2 1 ,50

1 1 8,50

1 07 , 20

1 1 2, 6 0

1 26,80

1 1 6,90

1 1 0,80

1 08,90

1 59,90

1 1 4,20

1 23 , 1 0

1 23 ,80

1 2 1 ,90

ö24s l%ol 1 9, 7 1 so�- 1 026, 1 0

[mg/L)

Anzahl

30

32

31

33

34

32

31

33

31

32

25

20

31

21

19

� (...) tl:l

� ::;,

�-

�

�

�

� �

g.

ctl

.... .

�

§ � g.

tn" I::

::;,

�

>;-

�

1:::1 0 ::;,

§ §

CJ) w

0'1 ,!:>.

Tabelle 2 . 7 : Ableitung der Zusammensetzung des Neckarwassers durch simultane Bilanzierung der Komponenten Li, B, Rb, Sr, Ba, U, Co, Ni, Cu und so�- . Element Li

B

so� -

Sr Rb Ba u

Co Ni Cu relativer Anteil [%)

GWM 5033

1 1 ,00 39,00 6 1 ,oo 520,00 1 ,00 1 1 0,00 2 , 63 0,77 5,96 3,43 95,52

GWM

304 1

95,00 3 08,00 1 0 1 1,oo 4882,00 1 1 ,00 32,44 0,35 1 .4 6 1 2,97 20,74 4 ,48

Summe der Quadrate der Residualen 42 903 , 1 8

GWM 3032

theoretische Zusammensetzung Neckar

absolute Differenz [ppb)

relative Differenz [%)

25,08 257,00 1 1 8,00 7 1 0,00 6,80 1 1 7,00 0,75 0,83 6,15 7,77

1 4,77 5 1 ,06 1 03,86 7 1 5,54 1 .45 1 06,52 2,53 0,80 6,27 4,2 1

1 0 ,3 1 205,94 14,14 - 5,54 - 5,35 1 0 ,48 - 1 , 78 0,03 -0,12 3,56

69,85 403,34 1 3,62 - 0,77 3 69 ,52 9 ,84 - 70,33 3 , 63 - 1 ,98 84,74

t\:1

$

Cl.

(3 g. � (;;· g. tb

§Q.

�· .g

�

'a (3 0' �. t/l

g. tb

Q ll>

Ql

>;­

IB' :.-::!. E!l.

� 1:

l:::l tel

2.3

O.B-1 .0 0.6-0.6 0.4-0.6

Bilanzierung der verschiedenen Mischungskomponenten 3041

5 033

3043

3032

�

-0.6- -1 .0 -0.6- -0.6 -0.4- -0.6

Abbildung 2.22: Korrelationsmatrix ausgewählter chemischer Parameter.

sich als Verhältnis des Grundwasseranteils, der in seiner Zusammensetzung dem Hangwasser im Testfeld entspräche, zu dem Grundwasseranteil mit einer Spurenelementvergesellschaftung entsprechend dem Muschelkalk- bezie­ hungsweise Keuperaquifer ein Wert von 0,955 : 0,045 (Tabelle 2.7). Die beträchtlichen errechneten Mengen von Bor und Kupfer im Neckar können durch dieses Mischungsmodell nicht erklärt werden. Der große Uber· schuß von 400% Bor und 85 % Kupfer muß anthropogenen Ursprungs sein. Der große Rubidiumüberschuß dürfte eine geogene Komponente aus dem Oberlauf darstellen. Der Minderbefund von Uran (70%) ist auf eine Adsorp· tion beziehungsweise Fällung an Tonen oder Fe· und Mn-Hydroxiden zurück· zuführen. Ähnliche Mischungsverhältnisse von ca. 0,95 Hangwasser zu 0 , 05 Muschelkalk-Keuper-Wasser lassen sich auch aus einem ö 34S/(SO � - )-Dia­ gramm ablesen (Abbildung 2.23).

65

2 Hydrochemische und isotopenhydrologische Charakterisierung

..

1��------------------------------------------------------�� ��1·.-� � 0.9

I

I

0.7

0.5 I

0.3

} I

3f12

t..

305116.

�,

7407

1 00

I

�

I

0.02

0.04

0.06

0.

�

I

0'1

1 0�-----r----�---,--r---.--� 10 0 20

2

4

6

8

�34S i%.l

12

14

16

18

Abbildung 2.23 : Mischungskurve auf der Basis der Sulfatkonzentrationen und der S 3 4S-Werte mit den Werten des Grundwassers der GWM 3043 (ku) und GWM 5033 (Hangwasser) als Endglieder.

66

3

Raumzeitliche Variation ausgewählter Parameter der Normalwasserchemie und der Umweltis otopie in der Infiltrationsstrecke

3.1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats bei der Untergrundpassage

3 1 1 .

.

Infiltrationsbedingungen Barbara Reichert, Heinz Hötzl und Werner Käß

Durch eine konstante Förderung der Brunnen H und F im oberstromigen Teil­ bereich des Testfeldes wurden über drei Jahre mehr oder weniger stabile Infil­ trationsbedingungen im Testfeld .,Böckinger Wiesen" gewährleistet. So konn­ ten die bei der Uferfiltration ablaufenden Reaktionsmechanismen, die zu einer Veränderung der hydrochemischen Zusammensetzung des Uferfiltrats führen, im Detail erfaßt werden. Wie aus Abbildung 3 . 1 ersichtlich, lag der Wasserspiegel des Neckars in der Beobachtungszeit Juli 1987 bis März 1 989 stets über dem der ausgewählten Grundwassermeßstellen (GWM) im Infiltra­ tionsprofil (vgl. Abbildung 1 . 2 , geologisches Querprofil). Neckarwasser konnte daher kontinuierlich in das Testfeld infiltrieren. Trotz Stauhaltung im Bereich des Testfeldes zeigt der Wasserspiegel des Neckars signifikante Schwankungen. Die Grundwasserganglinien der Uferfil­ trat-GWM spiegeln diese Schwankungen wider, wobei mit zunehmender Di­ stanz zum Neckarufer eine merkliche Glättung auftritt (siehe Abbildung 3 . 1). Zwei Hochwasserereignisse im März und im Dezember 1988 dürften mit einer Erhöhung des Stauspiegels bis 4,4 m (März 1 988) zu einer kurzfristig verstärk­ ten Infiltration geführt haben. Die Auswirkungen dieser besonderen hydrauli­ schen Verhältnisse auf die Grundwasserbeschaffenheit im Testfeld werden in Abschnitt 3 . 1 . 3 näher beschrieben. In den nachfolgenden Ganglinien einzel­ ner hydrochemischer Kennwerte sind die Hochwasserereignisse mit Balken markiert. Ihre Auswirkung auf die chemischen Verhältnisse ist auch bei dem groben zeitlichen Probennahmeraster mit monatlichen Stichproben noch er­ sichtlich. 67

3

Raumzeitliche Variation a usgewählter Parameter

Orundwaaaeratand Im U.NN(

1 5 8,00

1 5 5,00

1 5 4,00

1 5 3,00 +--.�.-.--.-,,-,--,-,--,--.-.--.--.-.-� 07. 08. 09. 10. 1 98 7 -

-x-

Neckar

31.0

m

11.

12. 01. 02. 03. 04. 05. 08. 07. 08. 09. 10. 1 988 -+- 1.6 m

-0-

40.0

m

-

*

8-

8.0 m 48.0

11.

-o-

12. 01. 02. 03. 1 98 9 20.0 m

m

Abbildung 3 . 1 : Wasserstandsganglinie des Neckars und Grundwasserganglinien der Be· obachtungsstellen im Kiesaquifer im Bereich des Infiltrationsprofils (Juli 1987 bis März 1 989). Statt Meßstellennummern ist die jeweilige Entfernung zum Neckarufer in Metern angegeben.

3.1.1.1

Saisonale und regionale Schwankungen

Auch die jahreszeitlichen Änderungen in der chemischen Zusammensetzung der Grundwässer im Testfeld sind vielfach über die Uferfiltration gesteuert. Aus der Vielzahl der Meßergebnisse erfolgte die Parameterauswahl im Hin­ blick auf ihre Relevanz für Stofftransportvorgänge. Hauptaugenmerk wurde dabei auf Milieuindikatoren (zum Beispiel Temperatur, pH- und rH-Wert, 0 2 und C0 2 -Gehalt) gelegt, da sie für das Migrationsverhalten einzelner Schad· stoffe und Schadstoffgruppen von entscheidender Bedeutung sind (vgl. Kapi· tel 7). Für eine detaillierte Beschreibung des Uferfiltrateinflusses müssen auch alle weiteren Mischungskomponenten (vgl. Abschnitt 2.3) in ihrer saisonalen Variation mitbetrachtet werden. Neckar und Kiesaquifer-GWM des Infiltrationsprofils Für die Beobachtung im eigentlichen Uferfiltrationssystem im porösen Grund­ wasserleiter wurden neben dem Brunnen H (7407) in 96 m Distanz zum Neckarufer sechs GWM ausgewählt, die ausschließlich im Bereich des Kies­ aquifers verfiltert sind (Abbildung 3.2). Die Distanz zum Neckarufer liegt zwi­ schen 1 ,5 und 48 m. (Die Fließstrecke ist im folgenden zur Beschreibung der 68

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

GWM jeweils in Klammern angegeben.) Die GWM sind mit PVC-Rohren ausge­ baut, mit Ausnahme der GWM im unmittelbaren Infiltrationsbereich (3033 ; 1,5 m), die aus technischen Gründen mit verzinktem Stahlrohr ausgebaut wer­ den mußte. Die GWM 3 065 in 4 0 m Distanz zum Ufer erschließt die bereits er­ wähnte, ca. 2,50 m mächtige Schlicklinse ; die unmittelbar benachbarten GWM 3046 (3 1 , 0 m) und 3050 (4 8,0 m) weisen ebenfalls noch signifikante Schlickanteile auf. .-� -------------------------0---�----�-----------=--, m ü. NN �--��

�

96.0

g

g

/,()_0 1.8.0 Fließstrecke I m 1

�

�

�

g

31.0

20.0

8.0

115 0

Abbildung 3.2: Obersicht über die ausgewählten Beobachtungsstellen für die Erfassung saisonaler Trends.

Die Abbildungen 3 . 3 , 3.4 und 3.5 zeigen, daß die verschiedenen hydro­ chemischen Kennwerte im Neckarwasser einen ausgeprägten Jahresgang auf­ weisen. Die neckarnahen GWM, deren Ganglinien j eweils im obersten Dia· gramm in den Konzentrations-Zeit-Diagrammen der verschiedenen Parameter dargestellt sind, spiegeln die saisonale Entwicklung in der Zusammensetzung des Neckarwassers wider, wobei jedoch bei einzelnen Parametern eine merk· liehe Amplitudendämpfung stattfindet. Mit zunehmender Entfernung zum Neckarufer, insbesondere im Brunnennahbereich, ist der Jahresgang teilweise nicht mehr erkennbar. Im einzelnen zeigt die Temperatur des Neckarwassers (Abbildung 3.3 a) einen gleichmäßigen Jahresgang mit einem ausgeprägten Sommermaximum (8/88: 20,8 oC) und Winterminimum (12/87: 6,5 °C). Bereits nach einer Fließ­ strecke von 1,5 m tritt eine signifikante Erniedrigung der Maximalwerte auf; die Amplitude schwankt zwischen 8 , 0 (3/88) und 2 0 , 0 oc (8/88). Zusätzlich hat eine leichte Phasenverschiebung stattgefunden. Phasenverschiebung und Amplitudendämpfung werden mit zunehmender Untergrundpassage immer deutlicher. Nach 48 m Fließstrecke schwankt die Temperatur nur noch zwi­ schen 10,3 und 1 7 , 1 oc ; beim Brunnen H (96 m) beträgt die Temperaturdiffe­ renz zwischen Minimal- und Maximalwert noch 1,8 oc. Wie bereits Koppe (1 970) nachweisen konnte, sind die Reduktion der Temperaturamplitude wäh· rend der Untergrundpassage und die dabei auftretende Phasenverschiebung über die Wärmekapazität und den Wärmeinhalt der durchflossenen Gesteins69

Temperatur (0C) 2 5 r-�----���----�---------------------.----� 20

Neckar 1.5

m

8.0

m

20.0 m

� �======�==�

a. 2

20

m

31.0 40.0

m

96.0

m

48.0 m

07. OB. 08. 10. 11. 12. 01. 02. 03. 04. 05. 08. 07. 08. Olt. 10. 11. 12. 01. 02. 03. 1887 1 888 1 888 Freie Kohlensäure (mg/1) 1 0 0 ,-------------����------------�--------�-----. 80

Neckar

eo

m

•o

1.6

20

20.0

m

80

31.0

m

••

40.0

m

48.0

m

96.0

m

8.0

m

80

20 0 7 . 0 8 . 09. 10. 11. 1 2 . 0 1 . 0 2 . 0 3 . 0 4 . 0 5 . 08. 0 7 . 08. 0 8 . 10. 11. 12. 01. 0 2 . 03. 1988 1888

1 987 ,.

Sauerstoff (mg/1)

10

10

. �����_L_L_L_L����h=� 07. 08. 08. 10. 11. 12. 01. 02. 03. 04. 05. 00. 07. OB. 08. 10. 11. 12. 01. 02. 03.

1987

1988

INFILTRATIONSBEDINGUNGEN

1 989

Abbildung 3 . 3 : Jahreszeitliche Schwankungen entlang des Infiltrationsprofils: a) Tem­ peratur, b) Freie Kohlensäure, c) SauerstoffgehalL

70

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

matrix gesteuert. Im Bereich des Infiltrationsprofils wurden durch zeitlich bes­ ser aufgelöste Detailbeobachtungen (zum Teil tägliche Probennahmen) Pha­ senverschiebungen zwischen 9 ( 1 , 5 m) und 42 Tagen (48 m) ermittelt. Der stark gedämpfte Temperaturgang des Förderbrunnens H ist zusätzlich durch die Zumischung von Grundwasser mit einem relativ ausgeglichenen Tempera­ turgang bedingt. Die Ganglinien der freien Kohlensäure (siehe Abbildung 3 . 3 b) und des Sauerstoffgehalts (siehe Abbildung 3 . 3 c) sind mit den Temperaturganglinien korreliert. Bei der freien Kohlensäure (C02) kann ein mit der Temperatur­ ganglinie vergleichbarer, wenn auch deutlich gedämpfter und ungleichmäßi­ ger saisonaler Trend beobachtet werden, der durch ein Maximum zwischen Mai und August 1988 charakterisiert ist (siehe Abbildung 3 . 3 b). Die niedrig­ sten C02 -Gehalte weist das Neckarwasser mit einem Mittelwert von 8,8 mg/L ± 6,8 mg/L auf. Während der Untergrundpassage ist eine deutliche Erhöhung der C02 -Konzentration zu verzeichnen. Die mittleren C02 -Gehalte liegen bei 19,2 mg/L in der ufernahen GWM und bei 56,6 mg/L im Bereich der Schlick­ linse (GWM 3065, 40 m). Im Vergleich der frühsommerlichen Maximalwerte von 1988 wird die Erhöhung der C 02 -Konzentration auf der Infiltrations­ strecke noch wesentlich deutlicher : Während beim Neckar maximal 28,6 mg/L C02 nachgewiesen wurden, liegen die C02 -Gehalte in den einzel­ nen GWM zwischen 52,8 mg/L im unmittelbaren Infiltrationsbereich ( 1 ,5 m) und 1 0 1 ,2 mg/L C02 nach einer Fließstrecke von 40 m (Schlicklinse). Die jahreszeitlichen Schwankungen im Sa uerstoffgehalt (02) des Neckar­ wassers sind typisch für Oberflächengewässer (Hellmann 1986). Hohe Gehalte treten in den niederschlagsreicheren Wintermonaten auf. Dies ist einerseits auf die Zufuhr sauerstoffhaltigen Regenwassers zurückzuführen. Anderer­ seits ist die Bioaktivität und damit die Sauerstoffzehrung in Oberflächenge­ wässern bei den niedrigen Wintertemperaturen wesentlich reduziert. Entspre­ chend werden geringe Sauerstoffgehalte in den Sommermonaten beobachtet, in denen die mikrobielle Sauerstoffzehrung bei hohen Temperaturen und opti­ malen Lichtverhältnissen ihr Maximum erreicht. Bei Hochwasserereignissen, die durch die frühj ährliche Schneeschmelze oder besonders ergiebige Nieder­ schläge verursacht werden, steigen die Sauerstoffgehalte bis zur Obersätti­ gung (siehe Abbildung 3 . 3 c : 02 -Werte > 1 0 mg/L). Generell zeigt das Neckar­ wasser die höchsten Sauerstoffgehalte aller Beobachtungsstellen (Mittelwert: 9,8 mg/L 02 ). Auf der Fließstrecke des Neckarinfiltrats tritt dann, wie bereits in Abschnitt 2 . 1 . 2 beschrieben, eine drastische Reduktion auf. Im Bereich der Uferböschung (3033, 1,5 m) sind die mittleren 02 -Gehalte (0,6 mg/L 02 ) auf fast 5% der Ausgangskonzentration vermindert. Mit zunehmender Fließ­ strecke ist dann durch die Zufuhr von Sauerstoff aus der Bodenluft bezie­ hungsweise durch die Zumischung von sauerstoffhaitigern Grundwasser eine leichte Erhöhung feststellbar. Dies kommt in den höheren Sauerstoffkonzen­ trationen des Mischwassers des Brunnens H besonders deutlich zum Aus­ druck. Im Bereich der Schlicklinse (48 m) sind nochmals extrem niedrige bis keine Sauerstoffgehalte zu beobachten. Ursache für den Sauerstoffabbau wäh­ rend der Untergrundpassage des Uferfiltrats ist die Biodegradation der organi71

pH-Wert

a.a r------------------r--------------------,------, Neokar

1.5 m

7,0

8.0 m 20.0 m

31.0 m •o.o m

7,8

.a.o m 98.0 m

...

07. 0 8 . 0 9 . 1 0 .

11.

1187

1 2 . 01. 0 2 . 0 3 . 0 4 . 05. 08. 0 7 . 0 8 . 1 988

OQ.

UBV

1 0 . 1 1 . 1 2 . Qt. 0 2 . 0 3 .

rH-Wert

Nackar 1.5 m 8.0 m 20.0 m

b_ 31.0 m •o.o m •e.o m 20

98.0 m

10 0 7 . o e . ou. 10.

U8 7

Nitrat

11.

12.

0 1 . 02. 03. 04.

oa.

o e . 0 1 . o a . oe. 10.

11.

1088

12.

01. 02. 03. 1 18 8

[mg/IJ

80 ,------.--r--.

80

Neckar 1.5 m

40

8.0 m 20

20.0 m

80

31.0 m 40

•o.o m

ao

98.0 m

.8.0 m

0 �-L�--L-�-L-L�--L-�-L-L-��-L-L�--L-�� n � � � 1887

�

a � � � �- � � n � � � 1888

INFILTRATIONSBEDINGUNGEN

�

- � � � 1 0111 1

Abbildung 3.4 : Jahreszeitliche Schwankungen entlang des Infiltrationsprofils: a) pH­ Wert, b) rH-Wert, c) Nitrat.

72

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

sehen Substanz . Bei diesen Veratmungsprozessen wird gleichzeitig C 02 frei­ gesetzt (vgl. Abschnitt 3 . 1 . 1 .2). Wesentlicher Steuerparameter für die Bioakti­ vität ist wiederum die Temperatur ; dies erklärt die enge Korrelation zwischen den Jahresgängen im 02 - und C02 -Gehalt. Ober die temperaturgesteuerte Bioaktivität wird auch das saisonale Ver­ halten anderer Wasserinhaltsstoffe im Neckar und im Bereich der Infiltrations­ strecke bestimmt. Deutliche Zusammenhänge mit den mikrobiellen Abbau­ prozessen weisen die Milieuindikatoren pH-Wert (Abbildung 3 . 4 a) und insbe­ sondere das Redoxpotential, in Abbildung 3.4 b in Form des rH-Wertes angege­ ben, auf. Als weiterer sensitiver Parameter ist der Nitratgehalt {N03-) zu nen­ nen (siehe Abbildung 3.4 c), dessen saisonale, aber auch regionale Verteilung über mikrobielle Prozesse (vgl. Abschnitt 3 . 1 . 1.2) gesteuert wird. Alle drei Pa­ rameter können daher für die Charakterisierung des Milieus und damit für die Erklärung des Migrationsverhaltens einzelner Schadstoffe in den verschiede­ nen Abschnitten der Untergrundpassage herangezogen werden. Die pH-, rH- und NO]-Ganglinien des Necka.rwassers und der sieben GWM zeigen einen relativ schwach ausgeprägten Jahresgang (siehe Abbil­ dung 3.4). Sie sind im Gegensatz zu den langperiodischen Jahresgängen der Temperatur durch unregelmäßig auftretende Spitzen gekennzeichnet. Nur während des Temperaturmaximums im Sommer 1 9 88 liegen für die meisten GWM bei allen drei Parametern relativ niedrige Werte vor. Während der Neckar und die neckarnahe GWM 3033 ( 1 ,5 m) ausgeprägte Minima und Ma­ xima des pH-Wertes aufweisen, zeigen die GWM mit größeren Fließdistanzen relativ ausgeglichene Kurvenverläufe (siehe Abbildung 3 . 4 a). Demgegenüber sind die rH- und die NOJ-Ganglinien der GWM durch eine wesentlich grö­ ßere Schwankungsbreite als beim Neckar charakterisiert (siehe Abbildung 3.4 b, c). Auffällig in den Ganglinien der drei Parameter ist, daß im Neckarwas­ ser stets die höchsten Werte beobachtet werden. Während der Untergrundpas­ sage findet demnach eine, dem Sauerstoff vergleichbare, drastische Reduktion statt. Eindeutig nachweisbar ist dieser Effekt bis zur GWM 3 05 0 (48 m). Im Brunnen H tritt eine signifikante Oberprägung durch die Zumischung von Hangwasser und untergeordnet von Grundwasser aus dem tieferen Grundwas­ serstockwerk auf; dies ist besonders deutlich in den Nitratgehalten, die na­ hezu doppelt so hoch sind wie die Neckarwerte. Während die drei Milieuindikatoren pH, rH und N03 bei der Unter­ grundpassage drastisch vermindert werden, dokumentieren die signifikant hö­ heren Hydrogenkarbonat- und Kieselsäure-Gehalte der Kiesaquifer-GWM im Vergleich zum Neckar (Abbildung 3.5) die zunehmende Aufmineralisierung des Uferfiltrats, die jedoch nicht kontinuierlich verläuft. Die GWM nach 40 m Fließstrecke im Bereich der Schlicklinse (3065) zeichnet sich durch eine deut­ liche Konzentrationszunahme im Vergleich zu den beiden benachbarten GWM (3 1,0 und 48 m) aus, die nahezu gleiche Si02 - und HCO] -Gehalte auf­ weisen. Die Zuordnung des Brunnens H (96 m) zu diesem generellen Trend ist durch die anderen Zuflußkomponenten nicht eindeutig. Ein deutlich ausgeprägter Jahresgang ist für HC03 und Si02 nicht zu be­ obachten. Im Frühsommer liegen etwas erhöhte Konzentrationen vor, so daß 73

3

Raumzeitliche Variation a usgewählter Parameter

Hydrogenkarbonat [mg/1]

� � ---------r----------------------��----. 6 0 0 .a: 450

� J:

400 360

u

O

J:,,····

300

N e okar 1.5 m

r ·:·"" · '

;•

8.0 m 20.0 m

�\ ,/

260

a

w (j) (j)

200 •

6 0 0 .-------.--,---,

460

31.0 m

400

40.0 m

360

48.0 m

300

_ __ _ _ _ _ _ .... _ _ _ ..

98.0 m

260 2 0 0 �-L--L-�-L--L-�-L--L-�-L--L-�-L�L_�_L_J__l__L� 0 7 . 08. 09. 1 0 .

11. 12. 0 1 . 0 2 . 03. 0 4 . 0 6 . 06. 0 7 . 08. 09. 10. 11. 12. 01. 0 2 . 03. 1 988

1 98 7

20

1 9 89

Kieselsäure [mgjl] ,.---· ..

16

··

•. .........� ..

. . .. ...___ . ..

Neokar 1.5 m

10

8.0 m 20.0 m

6

b.

0 20

16

31.0 m 40.0 m

10

48.0 m 98.0 m

0 7 . 08. 09. 10. 1987

1 1 . 1 2 . 01. 0 2 . 03. 0 4 . 0 6 . 08. 0 7 . 08. 0 9 . 10. 1 e88

11.

12.

01. 0 2 . 03. 1 9 89

INFILTRATIONSBEDINGUNGEN Abbildung 3.5: Jahreszeitliche Schwankungen entlang des Infiltrationsprofils: a) Hy­ drogenkarbonat, b) Kieselsäure.

74

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

auch für diese Parameter ein ursächlicher, jedoch durch die Komplexität der ablaufenden Prozesse überprägter Zusammenhang mit dem Temperaturjah­ resgang (siehe Abbildung 3.3 a) bestehen könnte. HCO:J-, C02-Gehalt und pH-Wert sind über das Kalk-Kohlensäure-Gleich­ gewicht bestimmt. Die C02-Freisetzung bei den mikrobiellen Abbauprozes­ sen der organischen Substanz führt zu einer deutlichen Verschiebung dieses Gleichgewichts. So bewirken die stark erhöhten C 02-Gehalte während der Sommermonate eine verstärkte Karbonatlösung in der durchflossenen Ma­ trix; als Folge davon steigen im Uferfiltrat während der Untergrundpassage die 2 HCO:J- und Ca + -Gehalte und damit die Gesamthärte. Si02 gelangt über die Verwitterung von Silikaten in das Grundwasser. Aufgrund der sehr langsam ablaufenden Lösungsprozesse weisen die meisten Grundwässer Si02-Untersättigung auf (Hötzl 1 983). Unter den besonderen physikalischen und chemischen Milieubedingungen bei der Uferfiltration kommt es jedoch insbesondere bei hohen Temperaturen (Hötzl 1 983) zu einer verstärkten Silikatlösung. Nach Wuhrmann ( 1 9 7 7) findet die Auflösung von Si­ likaten prinzipiell zu Beginn der Infiltration, also in der unmittelbaren Infiltra­ tionszone statt. Die erhöhten Si02-Gehalte in der ufernahen GWM ( 1 , 5 m) sind dadurch erklärbar. Verstärkte Silikatlösung während der weiteren Boden­ passage im Aquifer, wie sie im Bereich des Testfeldes durch die signifikante Si02-Erhöhung dokumentiert wird, ist ein geochemischer Prozeß, der bereits in Uferfiltrationssystemen an der Glatt (Hoehn et al. 1 983 ; Jacobs et al. 1 988) und am Rhein (Sontheimer und Nissing 1 9 7 7) beschrieben wurde. Der Si02-Jahresgang der GWM 3045 (8 m) weicht mit einer drastischen Erhöhung der Werte im zweiten Halbjahr 1 988 deutlich von den Ganglinien der übrigen GWM ab (siehe Abbildung 3.5 b). Diese Erhöhung ist im Zusammenhang mit der Zugabe von Borax im Rahmen des kombinierten Markierversuchs vom 15. 6. 1 988 zu sehen. Da im Neckar vergleichsweise hohe Borkonzentrationen vorliegen (es wurden bis zu 2,5 mg/L Borsäure nachgewiesen), scheint ein kausaler Zusammenhang zwischen der im Vergleich zu anderen Aquifersyste­ men verstärkten Silikatlösung bei der Uferfiltration und der generellen, an­ thropogen bedingten Borbelastung der Oberflächengewässer plausibel. Grundwasser des tieferen Aquifers Die jahreszeitlichen Schwankungen im Grundwasserchemismus des tieferen Aquifers sollen beispielhaft an der Referenzmeßstelle 3 04 1 gezeigt werden, die im Bereich des Muschelkalkes verfiltert ist In Abbildung 3. 6 sind die Grundwas­ serganglinie sowie Ganglinien ausgewählter chemischer Parameter dieser GWM für den Beobachtungszeitraum von Juli 1987 bis März 1989 dargestellt. Die beobachteten Jahresgänge verschiedener hydrochemischer LeUpara­ meter in der Muschelkalk-GWM weisen im Vergleich zu den ausgeprägten jah­ reszeitlichen Schwankungen im Neckarwasser und im Grundwasser des Kies­ aquifers im Bereich des Infiltrationsprofils (siehe Abbildungen 3.3 bis 3.5) eine wesentlich geringere Schwankungsbreite auf. Insgesamt zeigt die chemische Zusammensetzung, entsprechend der Reservoirgröße (Simon 1986a) und den 75

3

Raumzeitliche Variation ausgewählter Parameter Temperatur (0C]

zweites Grundwasserstockwerk

1 & ,0

3041

1 3 ,0

1 1 ,0

a.

9,0

7,0

5,0

pH-Wert 8,0

7,5

b.

7,0

8,6

8,0

Freie Kohlensäure [mg/1) 1 00

80

c.

80

/

�0

20

0

Sulfat [mg/1) 1 400 1 200 1 000

d.

800 800 �00 200

Grundwasserstand [m l.l.NN) 1 &&.40 1 58,20 1 11 !1 , 0 0

e.

1 1!1 4 , 8 0 1 1 4,80 1 1!5 4 , 4 0

1887

or. o e . oe.

10. 11. 12.

1 U 88

ot. 02. oa. o • . o&. oe. 01. oe. oa. to.

11.

12.

ot. 02. 1 8 88

oa.

Abbildung 3 . 6 : Saisonale Trends ausgewählter Parameter im Muschelkalk-Grundwas­ ser (Meßstelle 3041).

76

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

deutlich höheren unterirdischen Verweilzeiten, eine relativ große Konstanz im Verlauf des Jahres. Nach Sirnon ( 1 9 8 6 a) sind nur etwa 2 0 % des Muschel­ kalkwassers in den beiden letzten Jahrzehnten gebildet worden, da der mitt­ lere Tritiumgehalt der Muschelkalkwässer im Bereich des Testfeldes bei 2 bis 7 TU liegt (vgl. Abschnitt 2.2. 1). Der relativ ausgeglichene soj - -Jahresgang (siehe Abbildung 3 . 6 d), der nur während der Extremniederschläge im März 1988 durch eine signifikante Verdünnung charakterisiert ist, zeigt beispielhaft die schwache Variabilität der Wasserinhaltsstoffe im Muschelkalkwasser. Eine Zumischung von Grundwässern der oberen Aquifersysteme zum Muschel­ kalkgrundwasser ist im Raum Heilbronn aufgrund der starken bruchtektoni­ schen Beanspruchung gegeben; nach Sirnon ( 1 9 8 6 a) kann bei einzelnen Mu­ schelkalk.brunnen diese Zumischung bis zu 5 0 % betragen. Dies bedingt bei sensitiven Parametern (wie zum Beispiel C02 ) eine gewisse j ahreszeitliche Va­ riabilität. Die direkte Zumischung des Kiesaquiferwassers im Bereich des Test­ feldes zu dem Muschelkalkwasser muß jedoch aufgrund des höheren Druck­ potentials des tieferen Aquifers ausgeschlossen werden. Einen schwach ausgeprägten Jahresgang zeigt die Temperatur, wobei die Schwankungsbreite nur 1 , 9 °C beträgt (siehe Abbildung 3 . 6 a). Höhere Tempe­ raturen wurden in den Monaten Oktober und November 1987 und 1 988 ( 1 1 ,8 oq beobachtet, das Temperaturminimum im März 1 988 (9,9 oq. Der pH­ Wert liegt mit Ausnahme von Einzelpeaks im Bereich des Neutralpunktes (siehe Abbildung 3 . 6b). Größere Schwankungen mit einem sehr unregelmäßi­ gen Kurvenverlauf weist der Gehalt an freier Kohlensäure auf: die Extrem­ werte liegen bei 3 ,3 mg (4/88) und 78 mg C02 (9/88) (siehe Abbildung 3 . 6 c). Eine Korrelation zur Temperaturganglinie besteht nicht. Der über die Tempe­ ratur gesteuerten Bioaktivität, die für den ausgeprägten C 02 -Jahresgang der Kiesaquifer-GWM im Bereich der Uferfiltrationsstrecke verantwortlich ist, kann daher für die saisonale Variation des C 02-Gehalts im Muschelkalkaqui­ fer nur eine untergeordnete Bedeutung zukommen. Der wesentliche C 02-Ein­ trag wird über die Bodenluft erfolgen. Zusätzlich wird C02 über die oberen Grundwasserstockwerke (außerhalb des Testgebiets) in das Grundwasser des Muschelk.alk.aquifers gelangen. Der Grundwasserstand (siehe Abbildung 3 . 6 e) zeigt einen insgesamt un­ ruhigen Verlauf mit einer auffälligen Parallelität zum Stauspiegel des Neckars (vgl. Abbildung 3 . 1), die besonders markant während der beiden Hochwasser­ ereignisse des Jahres 1988 in Erscheinung tritt. Die enge hydraulische Verbin­ dung zwischen dem Muschelkalkaquifer und dem Neckar dokumentiert sich in einer deutlichen und in der Regel ohne große zeitliche Verzögerung auftre­ tenden Reaktion des Druckpotentials in dem Muschelkalkaquifer (vgl. Ab­ schnitt 1 . 2.2). Dieser nahezu unmittelbare Druckausgleich ist durch die ge­ spannten Grundwasserverhältnisse im Muschelkalkaquifer erklärbar. Uferfiltrat-Sohlkomponente Als Uferfiltrat-Sohlkomponente wird das im Bereich der Flußsohle in den Glaukonitkalk des oberen Muschelkalkes infiltrierende Neckarwasser be77

3 Raumzeitliche Variation a usgewählter Parameter zeichnet. Nach der Zirkulation in den Kalken steigt dieses Uferfiltrat aufgrund des bestehenden Potentialunterschieds in Ufernähe in den Kiesaquifer auf und fließt mit dem über die Flanken direkt infiltrierenden Neckarwasser als ein­ heitlicher Strom zu den Förderbrunnen (vgl. Abschnitt 1.2 und Kapitel 5). Zur detaillierten hydrochemischen Erfassung der Sohlkomponente wurde im Mai 1988 die GWM 3058 in Ufernähe abgeteuft (Ausbauplan in Abbildung 1. 13). Die hydraulische Abhängigkeit der GWM 3058 vom Stauspiegel des Neckars bei Infiltrationsbedingungen wird in Abbildung 3 . 7 deutlich. Wäh­ rend der Beobachtungszeit (Mai 1 988 bis März 1989) lag der Neckarwasser­ spiegel konstant über dem der GWM, so daß Neckarwasser infiltrieren konnte. Der Unterschied betrug bei diesen monatlichen Stichtagsmessungen im Mittel 25 cm. Wasserstand [m ü.NN] 1 6 4,90

1 5 4,70

-

Neckar

-+-

306S

1 5 4,50

1 6 4,30

1 6 4, 1 0

1 5 3,90

1 53,70

1 5 3,50

-t----,---,--1

05.

06.

07.

OS.

1 98 8 I N F I LTRATIONSBEDINGUNGEN

09.

10.

11.

12.

01.

02.

03.

1 989

Abbildung 3.7 : Wasserstandsganglinie des Neckars und Grundwasserganglinie der Meßstelle 3 058 (mo).

Eine Zusammenstellung der Jahresgänge der hydrochemischen Kenn­ werte, Parameterauswahl entsprechend den Kiesaquifer-GWM, gibt Abbil­ dung 3.8. Die saisonalen Schwankungen sind aufgrund der relativ kurzen Be­ obachtungszeit mit elf monatlichen Stichtagsproben nicht so eindeutig wie bei den GWM des Infiltrationsprofils. Weitgehende Obereinstimmung besteht je­ doch in den generellen Tendenzen im saisonalen Verhalten sowie in den durch die Reaktionsprozesse bei der Untergrundpassage hervorgerufenen Konzen­ trationsunterschieden zwischen dem Neckar und dem Uferfiltrat. Bei der Temperatur (siehe Abbildung 3 . 8 a) ist eine deutliche Amplituden­ dämpfung zu beobachten. Während beim Neckar die Differenz zwischen Mi­ nima und Maxima bei 1 2 , 1 oc liegt, beträgt die Schwankungsbreite in der Tem78

215,0

Temperatur ["C] Neckar

20,0

11,0

a.

10.0

0,0

0,0 1,2

spez. elektr. Leitfähigkeit [msfcm 25 °C)

t

1,0

b.

0,0

0,8 0,4

pH-Wert

8 , 15 0

8.00

c.

7,150

7,00

1,10 38

rH-Wert

30

d.

20

20

..

Nitrat (mgfl)

30

e.

20

10

1 00

�-----Freie KohlensAure (mg/1)

.------

1

80

80

40

f.

20

4-��--,--,---.----,--r,--,

015.

1988

01.

07.

08.

09.

10.

INFILTRATIONSBEDINGUNGEN

11.

12.

t

01.

02.

03.

1 9 89

Abbildung 3 . 8 : Vergleich der Konzentrationsänderungen der wichtigsten chemischen Parameter im Neckar und in der Meßstelle 3058 (Mai 1988 bis März 1 989). Das Dezem· ber-Hochwasser 1 988 ist mit einem Pfeil markiert.

79

3

Raumzeitliche Variation a usgewählter Parameter

peratur der Uferfiltrat-Sohlkomponente nur noch 4,5 ac. Die Temperatur­ dämpfung für die Sohlkomponente ist damit stärker ausgeprägt als im eigent­ lichen Uferfiltrationssystem im Kiesaquifer, wo selbst nach einer Fließstrecke von 48 m die Maximalwerte noch zwischen 10,3 und 1 7 , 1 oc liegen. Eine Pha­ senverschiebung ist in der zeitlich schlecht aufgelösten Probenserie nicht fest­ stellbar. Der saisonale Trend in der spezifischen elektrischen Leitfähigkeit ver­ läuft parallel zum Neckar (siehe Abbildung 3 . 8 b), besonders markant während des Hochwasserereignisses im Dezember 1988. Die signifikant höheren Leit­ fähigkeiten in der GWM 3058 im Vergleich zum Neckarwasser dokumentieren die auch im Kiesaquifer beobachtete Aufmineralisierung des Flußwassers während der Untergrundpassage. Da der Mittelwert mit 900 IJ.S/cm (25 oq den mittleren Leitfähigkeiten der verschiedenen GWM im Infiltrationsprofil ent­ spricht, können deutliche Zuflußmengen des höhermineralisierten Muschel­ kalkwassers (GWM 3 04 1) eher ausgeschlossen werden. Der pH-Wert liegt mit einem Mittelwert von 7 , 1 0 in der Nähe des Neutralpunktes, während das Neckarwasser mit 7 , 7 6 leicht basisch ist (siehe Abbildung 3.8 c). Sein Kurven­ verlauf ist relativ ausgeglichen, nur in den Monaten nach dem Dezember­ Hochwasser ist eine deutliche Verschiebung in den schwach sauren Bereich zu beobachten. Eine Reaktion auf das Hochwasserereignis wird auch beim rH­ Wert (siehe Abbildung 3 . 8 d) sichtbar. Insgesamt zeigt der rH-Wert, der mit einem mittleren Wert von 22,8 im Bereich der indifferenten Systeme liegt, eine größere saisonale Variabilität als der pH-Wert. In der GWM 3058 werden im Vergleich zum Neckarwasser (Mittelwert 28,8 mg/L NO:J), aber auch zum Uferfiltrat im Bereich der quartären Neckar­ kiese ( 1 1 bis 2 6 mg/L NO:J) deutlich geringere Nitratgehalte beobachtet. Sie liegen zwischen 0,6 mg/L im Sommer 1 988 und ca. 2 mg/L während der Win­ termonate. Die höchsten Werte wurden während des Hochwasserereignisses im Dezember 1988 mit knapp 4 mg/L NO:J gemessen (siehe Abbildung 3 . 8 e). Die freie Kohlensäure weist mit ihrem ausgeprägten Sommermaximum (siehe Abbildung 3 . 8 f) auf eine verstärkte mikrobielle Degradation organischer Sub­ stanz hin, die auch durch entsprechend niedrigere pH-, rH- und 02 -Werte be­ legt wird. Verstärkte Bioaktivität als einziger Steuerfaktor für die drastische Nitratreduktion in der zweiten Uferfiltratkomponente ist jedoch aufgrund der nur mäßig reduzierenden Milieubedingungen eher unwahrscheinlich. Viel­ mehr muß eine Zumischung wenig nitratbelasteten Grundwassers angenom­ men werden, wofür das Grundwasser des eigentlichen Muschelkalkaquifers in Frage käme (mo-GWM 304 1 : 0 , 6 mg/L NOj"). Trotz der skizzierten hydrogeo­ logischen Verhältnisse mit den stauenden Baridien-Tonen an der Basis des Glaukonitkalks könnte der schwebende Grundwasserleiter in den Glaukonit­ kalken über das präquartäre Störungssystem im Bereich des Testfeldes mit dem eigentlichen Muschelkalkaquifer in Verbindung stehen. Eine derartige Beeinflussung des Grundwasserchemismus der Uferfiltrat-Sohlkomponente wird auch bei anderen Wasserinhaltsstoffen deutlich. So liegt der Sulfatgehalt der GWM 3058 zum Beispiel mit einem Mittelwert von 1 73 ,43 mg/L signifi­ kant höher als im Kiesaquiferwasser ( 1 1 0 mg/L so�-), aber wesentlich niedri­ ger als im Grundwasser des Muschelkalkaquifers (1270 mg/L So�-). Verschie80

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

dene Spurenstoffe, wie etwa Lithium, Strontium oder Rubidium (Kollias 1 988), belegen ebenfalls die Zumischung höhermineralisierten Grundwassers. Das aufgezeigte jahreszeitliche Verhalten und die Konzentrationsunterschiede sind daher nicht ausschließlich über den Neckar gesteuert. Aufgrund der Par­ allelität zu den Reaktionsprozessen im eigentlichen Uferfiltrationssystem ist allerdings der Anteil des höhermineralisierten Grundwassers in der Sohlkom­ ponente des Uferfiltrats nur von untergeordneter Bedeutung. Hangwasser Die hangseilige Zuflußkomponente weist, bedingt durch das oberflächennahe Einzugsgebiet und die deutlich geringeren mittleren Verweilzeiten im Unter­ grund, ausgeprägte jahreszeitliche Variationen auf (Abbildung 3 . 9). Im Ver­ gleich zum Grundwasser des zweiten Grundwasserstockwerkes mit Tritiumge halten zwischen 2 und 7 TU liegen im Hangwasser deutlich höhere Tritium­ werte von 24 bis 34 TU vor (siehe Abschnitt 2.2. 1). Die Temperatur schwankt zwischen 8,8 (3/88) und 12,3 oc (7 /87, 1 1 /88) (siehe Abbildung 3 . 9 a). Die Schwankungsbreite liegt damit fast doppelt so hoch wie in der GWM 3041 (mo), aber deutlich niedriger als in den von der Uferfiltration beeinflußten GWM. Der pH-Wert ist mit einem Mittelwert von 6,8 in den schwach sauren Bereich verschoben (siehe Abbildung 3 . 9 b). Ein jahreszeitlicher Trend ist nicht zu erkennen. Der Gehalt an freier Kohlensäure liegt zwischen minimal 30,8 mg/L (5/88) und maximal 79,2 mg/L (1 /88) (siehe Abbildung 3 . 9 c). Der Kurvenverlauf ist durch mehrere unregelmäßige Spitzen gekennzeichnet, die keinem generellen saisonalen Trend zugeordnet werden können. Die Nitratganglinie (siehe Abbildung 3 . 9 d) ist aufgrund der intensiven landwirtschaftlichen Nutzung im Einzugsgebiet durch einen ausgeprägten Jahresgang charakterisiert. In Abhängigkeit von der Vegetationszeit treten während der Wintermonate und im Frühjahr hohe N03 -Werte auf. Die maxi­ male Nitratauswaschung findet in der vegetationslosen Zeit im Herbst und Winter statt (vgl. Rohman und Sontheimer 1985). In der hangseiligen Zufluß­ komponente treten entsprechend der Sickergeschwindigkeit in der ungesättig­ ten Zone des Einzugsgebietes und der Grundwasser-Fließgeschwindigkeit bis zum Testfeld die Maximalpeaks mit einer signifikanten zeitlichen Verzöge­ rung auf. So wird die maximale Konzentration ( 1 05 mg/L N03) in der GWM 5033 im Juni 1988 gemessen, also während der eigentlichen Hauptvegeta­ tionszeit ackerbaulicher Kulturen. Generell ist im Nitratgehalt der GWM wäh­ rend der Beobachtungszeit eine schwach steigende Tendenz festzustellen. Den Jahresgängen fast aller hydrochemischer Kennwerte gemeinsam ist die geringe Reaktion auf den Grundwasserhöchststand im März 1988 (siehe Abbildung 3 . 9 e). Die Erhöhung ist auf den Druckausgleich im Kiesaquifer zu­ rückzuführen, der durch die bereichsweise gespannten Verhältnisse relativ rasch im gesamten Testfeld erfolgt (vgl. Ebner 1 987). Dieser rein hydraulische Effekt muß jedoch keine signifikanten Verdünnungen in der hydrochemi­ schen Zusammensetzung des Hangwassers bewirken. 81

3

1 &,0

Raumzeitliche Variation a usgewählter Parameter 0 Temperatur [ C]

hangsehiger Zufluß

5033

1 3,0 1 1 ,0

a.

8,0 7,0 8,0 8,0

pH-Wert

7,8

b.

7,0 1,8 8,0 100

Freie Kohlensäure [mg/1]

80

c.

10 40 20 0 120

Nhrat (mg/1]

100

d.

80 10 40 20 1 58 , 00

Grundwasserstand (m ü.NN]

e.

07 . oa.

1887

oe.

10.

11.

12. 01 . 02 . 1888

o3.

o• . OD.

oe.

07.

oe. oe.

10. 11. 12. 01. 0 2 .

os.

1 888

Abbildung 3 . 9 : Saisonale Trends ausgewählter Parameter im Grundwasser des hang­ seitigen Zuflusses (Referenzmeßstelle 5033).

82

3. 1

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

3 . 1 . 1 . 2 Milieuindikatoren und Reaktionsmechanismen 3.1. 1.2.1

Milieuindikatoren

Aufgrund ihrer grundlegenden Konzentrationsänderungen während der Un­ tergrundpassage im Testfeld können neben den eigentlichen Milieuparame­ tern wie pH-Wert, Temperatur oder Redoxpotential auch die Gehalte an 02 , C02 , NO:}, HC03 und Si02 als Indikatoren für die im Uferfiltrationssystem ab­ laufenden Reaktionsprozesse herangezogen werden. Zur Verdeutlichung der in Abschnitt 3 . 1 . 1 . 1 beschriebenen Effekte sind in Abbildung 3 . 1 0 die für die monatlichen Stichtagbeprobungen Juli 1 987 bis März 1989 gemittelten Werte ausgewählter Leitparameter für die GWM im Infiltrationsprofil aufgetragen. Demnach erfolgen die Konzentrationsänderungen nicht kontinuierlich auf der ca. 1 00 m langen Infiltrationsstrecke bis zum Brunnen H. Vielmehr sind der Beginn der Untergrundpassage sowie der Bereich der Schlicklinse durch sprunghafte Konzentrationszu- beziehungsweise -abnahmen charakterisiert. Durch die Zumischung des lokalen Grundwassers treten in der weiteren Fließ­ strecke bis zum Brunnen H deutliche Konzentrationsänderungen der einzel­ nen Parameter auf. Die wichtigsten Veränderungen während der Untergrund­ passage des Neckarinfiltrats im Testfeld können wie folgt zusammengeiaßt werden: •

Reduktion des 02 -Gehalts um fast 1 0 0 % , drastische Erhöhung des Gehalts an freier Kohlensäure, • Reduktion des NOj"-Gehalts auf bis zu 4 0 % der Neckarkonzentration (siehe Abbildung 3 . 1 0 d), • Verschiebung des pH-Wertes in den schwach sauren Bereich von 7,80 im Neckarwasser auf minimal 6,87 nach 40 m Fließstrecke (siehe Abbildung 3 . 10 b), • Verschiebung des rH-Wertes von oxidierend (Neckar : 3 0 ,2) zu indifferent (40 m: 22,6) (siehe Abbildung 3 . 1 0 c), • Zunahme des HC03- und Ca2 + -Gehalts sowie der Gesamthärte um 2 0 bis 30%, • Erhöhung der Si02 -Konzentration um ca. 3 0 % . •

Für einzelne, lokal und zeitlich engbegrenzte, Bereiche können für die Sy­ 2 2 stemcharakterisierung zusätzlich die Wasserinhaltsstoffe Mn + , Fe + , NHt und So � - herangezogen werden. Als Milieuindikatoren im Testfeld "Böckin­ ger Wiesen" sind diese Parameter jedoch nur von untergeordneter Relevanz. Die Sulfatgehalte zeigen nämlich im Neckarwasser und in den GWM eine aus­ geprägte zeitliche Variabilität ohne eindeutigen regionalen Trend im Infiltra­ tionsprofiL Die Mangan-, Eisen- und Ammonium-Konzentrationen sind im all­ gemeinen gering, teilweise liegen sie im Bereich der analytischen Nachweis­ 2 grenze (Mn + , NH..j ). Die zum Teil auftretenden signifikanten Schwankungen liefern jedoch entscheidende Hinweise für die Bewertung von Schadstofftrans­ portvorgängen bei speziellen hydrologischen Typsituationen. 83

'" 0

:; �

g

,-

'" "'

:;!

�

'"

SI :;!

m ü. NN

M M

R

- !GO

g ..

ku 9&.0

r.o o r.ß o Flienstrt'd4:e Im I

80

JI.O

15 0 .

Mittelwert pH-Wert

8 , 5 ,----- --------�

8

b.

7,5

9 6 .0

35

30 -

C.

4 8 .0

4 0.0

F l i e ß a i re c ke lml

31.0

2 0 .0

8.0

1.5 0

Mittelwert rH-Wert

-

I: i

25

20 -

<

15 96.0

[-::-

c-

. ·. .·

46.0

--,--

·.·, · .,

4 0.0

F l i e ß a i r e c ke lml

F I

I

3 1.0

�

,-,-

K

8.0

1.5

:

. 2 0 .0

I< I

. h-:: I > •·:• -: . 1 · 1 '·•.

I

0

Mittelwert Nitrat [mg/1] 8 0 .------,

00 -

d.

40 -

20

0 96.0

4 8.0

4 0 .0

F l i e ß a i r e cke (ml

31.0

20.0

8.0

1.5 0

I NFILTRATIONSBEDINGUNGEN Abbildung 3 . 1 0 : Mittlere Konzentrationen der wichtigsten Milieuindikatoren im Infil· trationsprofil (a) (Juli 1987 bis März 1 989): b) pH-Wert, c) rH-Wert, d) Nitrat.

84

3. 1 3 . 1 . 1 . 2.2

Chemische Veränderung des Uferfiltrats

Reaktionsmechanismen

Die wichtigsten Reaktionsmechanismen, die zu den beschriebenen Konzentra­ tionsänderungen der Indikatoren im Uferfiltrationssystem .,Böckinger Wie­ sen" führen, sind in Tabelle 3 . 1 zusammengestellt (nach DVWK 1 9 8 8 ; Freeze und Cherry 1979; Stumm und Morgan 1 981). Mit Stern wurden diejenigen Pro­ zesse markiert, die von entscheidender Bedeutung für die Veränderung des Uferfiltrats sind. Mikrobiell katalysierte Redoxreaktionen (Gleichungen 3 . 1 bis 3 . 8) stellen die wichtigsten Transformations- und Abbauprozesse dar. We­ sentlicher Steuermechanismus ist der mikrobielle Abbau gelöster organischer Substanz. Dabei katalysieren die Bakterien den Abbau der organischen Sub­ stanz durch die Reduktion anorganischer Oxidationsmittel (Elektronenakzep­ tor). Eine Reduktionssequenz mit zunehmender Untergrundpassage (02, N03, 2 2 Mn + Fe + so� -) liegt im Uferfiltrationssystem nicht vor. Limitierender Fak­ tor ist dabei einerseits die vergleichsweise geringe organische Belastung des infiltrierenden Neckarwassers mit einem DOC zwischen 2,5 und 6,0 mg/L (siehe Abschnitt 7 . 1 . 1 . 1). Andererseits bietet der Kiesgrundwasserleiter im Testfeld mit einem mittleren organischen Kohlenstoffgehalt von < 3 Gew.-% nur einen begrenzten Vorrat an zusätzlich abbaubarer organischer Substanz . I

I

Tabelle 3. 1 : Obersicht über die wichtigsten Reaktionsprozesse bei der Bodenpassage des Flußinfiltrates (nach DVWK 1988 ; Freeze und Cherry 1979; Stumm und Morgan 1981). A . Redoxprozesse •

Sauerstoff-Respiration:

C 6H 1 20 6 + 6 02

o� o� Q 0 1990

250

phagen

...enlerale

40

0 ��������4-L

300

111 •

60

- 30

200

350

150

Coll-

:10110

400

a.

MPNCU/10 I

120

d.

a' o"). r;:;� a" a� Q":-0 a�" 0;.."' a':- o":- o" o' o� a!1990

1991

Abbildung 6 . 1 5 : Ergebnisse der Untersuchungen auf CoUphagen und Enteroviren von verschiedenen GWM für den Beprobungszeitraum Juli 1990 bis April 199 1 : 3032 (Neckar) (a); 3080 (b) ; 3054 (c) ; 3036 (d). Zur Verdeutlichung der Einzeleffekte wurden zum Teil unterschiedliche Skalierungen verwendet.

Bei den virologischen Untersuchungen der GWM zeigte sich eine Abhän­ gigkeit der Häufigkeit positiver Befunde von den hydraulischen Bedingungen. Enterale Viren wurden während Exfiltrationsbedingungen selten gefunden, und auch dann nur in sehr geringen Konzentrationen. Bei Infiltrationsbedin­ gungen konnten enterale Viren dagegen im ufernahen Bereich häufiger nach­ gewiesen werden, teilweise auch in höheren Konzentrationen. In Abbildung 6. 13 sind nur die Ergebnisse dargestellt, die bei Infiltrations­ bedingungen gewonnen wurden. Daraus ist ersichtlich, daß die Konzentratio­ nen der CoUphagen bei größerer Entfernung vom Neckar abnehmen. Auch für die enteralen Viren können ähnliche Abnahmetendenzen festgestellt wer­ den, wenn auch nicht immer eindeutig. Auffällig sind die häufig hohen Kon­ zentrationen enteraler Viren in der GWM 3036 im Vergleich zu GWM, die näher am Neckar liegen. An der GWM 3036 ist die Relation von Coliphagen zu enteralen Viren zugunsten der Viren verschoben. In Wasserproben mit signifikanten Mischungsanteilen aus den tieferen Grundwasserleitern konnten keine Coliphagen und enteralen Viren gefunden werden. Weder von der GWM 3058, die in der Glaukonitkalkbank des Oberen 196

6.2

Virologie

Muschelkalks verfiltert ist und die Uferfiltrations-Sohlkomponente repräsen­ tiert (vgl. Kapitel l , 2 und 5), noch von der GWM 403 7 , teilweise im Unteren Keuper verfiltert, konnten viruspositive Befunde erhalten werden. Im Grundwasser der ufernahen GWM 3033 (siehe Abbildung 6. 14f), die oberstromig zu den GWM in der Profillinie zum Brunnen H (Ergebnisse sind in Abbildung 6. 13 dargestellt) liegt, fanden sich ähnliche Viruskonzentratio­ nen wie in den anderen beprobten GWM. Wie aus den Abbildungen 6.14 und 6. 1 5 zu ersehen ist, waren die Häufig­ keit viruspositiver Befunde und die Konzentration der Viren neben den hy­ draulischen Bedingungen und der Lokalisation der GWM im Infiltrationsprofil von den jahreszeitlichen Voraussetzungen abhängig. Der höchste Peak für Coliphagen und enterale Viren fand sich in den Wintermonaten Dezember und Januar; ein zweiter Peak an einigen GWM in den Sommermonaten Juni und Juli, insbesondere an der GWM 3036. Wie Abbildung 6.13 zeigt, ergaben sich tendenziell in den Meßstellen höhere Viruskonzentrationen, wenn der Neckar jahreszeitlich stärker viral belastet war. Die Hochwasserereignisse im Februar 1 99 0 führten zu keinen erhöhten Konzentrationen enteraler Viren in den Proben der GWM. Auch im Trinkwas­ serbrunnen H konnten Viren nicht nachgewiesen werden. Lediglich im Neckar ergaben sich im Vergleich zu den meisten anderen Beprobungstermi­ nen während und nach dem Hochwasser leicht erhöhte Werte, die jedoch noch weit unterhalb der Viruskonzentrationen lagen, die im Vormonat Januar ge­ messen wurden. Bei den Coliphagen fanden sich nur für die GWM 3045, 3085 und 5037 leicht erhöhte Konzentrationen, wobei bei den GWM 3085 und 5037 jedoch vermutlich Wasser von oben eingedrungen ist. Insgesamt sind die Kon­ zentrationen von Coliphagen und enteralen Viren während des Hochwasserer­ eignisses in den meisten GWM im Vergleich zu den Vormonaten als eher nied­ rig anzusehen. In den Bodenproben der GWM 3 086, 3083 und 3 085, die während der Bohrungen vom 7. 1 1 . bis 9. 1 1 . 1990 gewonnen wurden, fanden sich aus ver­ schiedenen Entnahmetiefen bis zu 6 m vereinzelt viruspositive Ergebnisse. Diese Virusuntersuchungen wurden jedoch lediglich qualitativ durchgeführt. Nachweis von Viren über molekulare Hybridisation Wie Abbildung 6. 1 6 zeigt, wurden mittels molekularer Hybridisation mit zwei verschiedenen Gensonden Polioviren qualitativ im Neckar und in verschiede­ nen GWM erfaßt. Sowohl über Zellkulturverfahren als auch mit den beiden Gensonden wurden Viren in unterschiedlicher Häufigkeit nachgewiesen. Mikrobiologische Parameter nach Trinkwasserverordnung {1986) Die Bakterienzahlen in den GWM lagen bei 50 bis 1 0 000 KBE/mL, im Neckar bei 200 bis 1 0 000 KBE/mL. Während des Hochwassers im Februar 1990 fan­ den sich Bakterienzahlen von 5 000 bis 7 000 KBE/mL. E. coli wurde in 1 00 mL Probe im Neckar regelmäßig gefunden, in den ufernahen GWM unregelmäßi­ ger, wobei um so häufiger positive Befunde vorhanden waren, je näher die 197

6

Mikrobiologische Charakterisierung des Uferfiltrationssystems

1 00

l§.§J • E;::]

80

Zellkultur cDNA-Sonde RNA-8onde

>

60 :e 111 0 0. 111 2 ·:;; ";/1. 40 20

0

3032

n= 1 0

3054 n=9

3036 n=7

3045 n=2

3060 n=5

7407 n=5

MeSstallen

Abbildung 6 . 1 6 : Vergleich der Ergebnisse der Untersuchungen auf Entereviren mittels Zellkulturenverfahren sowie der beiden verwendeten Gensonden (relative Häufig­ keilen).

GWM am Neckar lag. Während der Hochwasserereignisse fand sich E. coli häufiger in den ufernahen GWM. Auch im Brunnen H wurde E. coli gefunden. Coliforme Keime wurden außer im Neckar und in einzelnen GWM während des Hochwassers nicht nachgewiesen.

6.2.3.2

Wassergewinnungsanlage Hengsen

Im Stausee des Versuchsgebietes "Insel Hengsen" konnten an allen Bepro­ bungsterminen ( 1 3 . 1 1 . 1989, 5. 2 . 1990, 8. 8. 1 990) Coliphagen und enterale Vi­ ren gefunden werden. Coliphagen wurden in Konzentrationen von 300 bis 1 1 00 PFU/ 100 mL nachgewiesen, enterale Viren in Konzentrationen von 1 bis 100 MPNCU/ 1 0 L. Es wurden sowohl GWM der Transsekte I als auch der Transsekte II be­ probt. Coliphagen wurden in den GWM lA, IB, IIA, IIB in Konzentrationen von 2 bis 3 1 PFU /mL gefunden. Enterale Viren fanden sich in den GWM lA und IIB in Konzentrationen von 4 MPNCU/10 L. Im Hauptfiltereinlaß zum Feinsand­ becken konnten am 8. 8. 1 990 Coliphagen mit 100 PFU/ 1 00 mL nachgewiesen werden, enterale Viren in einer Konzentration von 1 MPNCU/ 1 0 L.

198

6.2

6.2.3.3

Virologie

Trinkwassergewinnungsgebiet bei Tübingen

Die in eigenen Voruntersuchungen (Hahn et al. 1 988) gefundenen viruspositi­ ven Befunde aus Grundwasserproben in einer Entfernung von ca. 50 m vom Neckar konnten nicht bestätigt werden. Bei insgesamt elf Beprobungen wur­ den keine enteralen Viren nachgewiesen. Auch Coliphagen wurden in GWM bis auf eine Ausnahme nicht nachgewiesen. Im Neckar hingegen ließen sich regelmäßig sowohl Coliphagen als auch enterale Viren nachweisen - und zwar in ähnlichen Konzentrationen wie bei den eigenen Voruntersuchungen (Hahn et al. 1988): ca. 100 bis 500 PFU/ 1 00 mL bei den Coliphagen sowie 1 bis 10 MPNCU/ 1 0 L bei den enteralen Viren.

6.2.4

6.2.4. 1

Diskussion

Vorkommen und Verhalten von Phagen und enteralen Viren im Uferfiltrat

Bei der Betrachtung der Untersuchungen hinsichtlich der Bedeutung des Vor­ kommens enteraler Viren im Uferfiltrat muß berücksichtigt werden, daß die im zuführenden Oberflächenwasser angegebenen Konzentrationen enteraler Viren im Vergleich zu den Untersuchungen anderer Flüsse (Walter et al. 1 988) eher im unteren Bereich der dort gemessenen Konzentrationen liegen. Aller­ dings wurden von den in Walter et al. ( 1 9 88) genannten Untersuchungen meist unterschiedliche Verfahren der Aufkonzentrierung angewendet. Bei den im Grundwasser gefundenen Coliphagen und enteralen Viren ist anzunehmen, daß sie aus dem Neckar stammen und mit dem Uferfiltrat einge­ tragen werden. Hierfür spricht das festzustellende Konzentrationsgefälle im Infiltrationsprofil (siehe Abbildung 6. 13). Bei den CoUphagen ist dieses Kon­ zentrationsgefälle außer bei einigen GWM deutlich vorhanden. Bei den enteralen Viren findet sich ein entsprechendes Phänomen zumindest bezüg­ lich einiger GWM. Dieses nicht eindeutig ausgeprägte Konzentrationsgefälle im Infiltrationsprofil könnte auch auf die besonderen hydraulischen Verhält­ nisse des Versuchsgebiets zurückzuführen sein, da Neckarwasser überwie­ gend über die Sohle des Flußbetts in den Grundwasserleiter eindringt und nur untergeordnet über den Böschungsbereich (vgl. Abschnitt 1 . 2). In diesem Zu­ sammenhang sind auch die hohen Viruskonzentrationen in der GWM 3036 zu beachten. Problematisch ist, daß aufgrund des Untersuchungs- und Meßstel­ lenprogramms nicht ganz ausgeschlossen werden kann, daß ein Viruseintrag auch aus landwirtschaftlich bewirtschafteten Bereichen außerhalb des Ver­ suchsieldes stattfindet. Unter Berücksichtigung der hydraulischen Verhält­ nisse des Versuchsfelds und der positiven Virusbefunde, die ausschließlich auf GWM in unmittelbarer Ufernähe beschränkt sind, ist ein derartiger Eintrag 199

6

Mikrobiologische Charakterisierung des Uferfiltrationssystems

j edoch unwahrscheinlich. Eindeutige Abhängigkeiten der Häufigkeit des Vor· kommens von Coliphagen und von enteralen Viren sowie ihrer Konzentratio· nen lassen sich bezüglich der j ahreszeitlichen Voraussetzungen und der hy· drogealogischen Bedingungen erkennen. Bereits andere Autoren haben gezeigt, daß enterale Viren überwiegend in den kalten Monaten des Jahres nachgewiesen werden (Walter et al. 1 988). Dies widerspricht den epidemiologischen Erfahrungen, daß Erkrankungen mit enteralen Viren, wie zum Beispiel Poliomyelitis, gehäuft in Sommer· und Herbstmonaten auftreten. Die hohen Konzentrationen enteraler Viren in den Wintermonaten hängen möglicherweise auch mit den hohen Resistenzen ge· genüber Umwelteinflüssen und langen Oberlebensraten dieser Viren zusam· men (Sobsey et al. 1 988; Matthess 1985). Das Auftreten enteraler Viren überwiegend unter Infiltrationsbedingun· gen läßt vermuten, daß Viren lediglich beim Abpumpen von Grundwasser in das Trinkwasser eindringen könnten. Es muß jedoch darauf hingewiesen wer· den, daß eine solche Aussage nur für die speziellen Bedingungen unserer Ver· suche gilt und nicht unbedingt auf andere Uferfiltrationsgebiete übertragbar ist. Im übrigen muß erwähnt werden, daß ein gewisser Vorrat an Viren am Bo· denmaterial adsorbiert ist, der unter geänderten hydraulischen Verhältnissen remobilisiert werden kann. Eine annähernd quantitative Erfassung des Virentransports über entspre· chende Modelle in diesen Untersuchungen ist nicht möglich, da zu wenig viruspositive Befunde und insbesondere zu geringe Viruskonzentrationen ge· messen wurden. Hinzu kommt, daß befriedigende Modelle zur Beschreibung des Transports von Viren im Untergrund bisher nicht existieren (Teutsch et al. 1 9 9 1). Bisher fehlen zum Beispiel Aussagen über die exakte Beschreibung von Adsorptions· und Desorptionsvorgängen an verschiedenen geologischen Ma· terialien unter variablen hydrogeologischen Bedingungen. Sollten Erkennt· nisse über solche Zusammenhänge vorliegen, könnten möglicherweise ge· nauere und auch quantifizierbare Aussagen über den Transport in Uferfiltra· tionsgebieten bei bekannten hydrogeologischen Bedingungen getroffen werden. Zur Beurteilung der Kontamination des Uferfiltrats mit humanpathoge· nen Viren ist es in der Praxis von Vorteil, die Indikatoren für diese Viren nach­ zuweisen. Als Indikatoren werden insbesondere Coliphagen diskutiert (Gra· bow et al. 1984 ; Karst et al. 199 1), die auch in diese Untersuchungen aufge· nommen wurden. Eine signifikante Korrelation zwischen den Phagen· und den Viruskonzentrationen konnte nicht errechnet werden. Es zeigte sich jedoch, daß Phagen meist immer dann auftreten, wenn auch humanpathogene Viren vorhanden sind. Auch die Abnahmetendenzen der Phagen· und der Viruskonzentrationen im Profil der Infiltrationsstrecke sind häufig gleichläufig. Insofern können Phagen auch im Uferfiltrat als Hinweis auf pathogene Viren verwendet wer· den. Dies steht im Gegensatz zu der Aussage in unseren früheren Untersu· chungen (Hahn et al. 1988), wo in den Grundwassermeßstellen keine Phagen gefunden wurden, obwohl Viren vorhanden waren. 200

6.2

6.2.4.2

Virologie

Umwelthygienische Betrachtung

Die vorliegenden Untersuchungen haben gezeigt, daß im Bereich der Trink­ wasserbrunnen keine enteralen Viren im Grundwasser zu finden sind. Diese Aussage gilt jedoch nur bei Anwendung der genannten Methoden, namentlich der Begrenzung der Probevalumina auf 10 L und des Virusnachweises durch Zellkulturen sowie unter den hydrogeologischen Bedingungen, die in den Un­ tersuchungen vorlagen. Bei Anwendung anderer Methoden der Aufkonzen­ trierung und des Virusnachweises sind viruspositive Befunde nicht auszu­ schließen. Dies gilt insbesondere für Verfahren wie PCR-Te chniken, die noch in der Entwicklung und wesentlich sensibler im Virusnachweis sind als die hier angewandten Verfahren (Alexander und Morris 199 1). In diesem Zusammenhang muß jedoch gefragt werden, welche Viruskon­ zentrationen im Wasser als infektiös anzusehen sind. Hierüber liegen keine einheitlichen Meinungen vor. Es kann jedoch nach dem Stand der j etzigen For­ schung davon ausgegangen werden, daß ein Viruspartikel in 10 bis 1 0 0 L Was­ ser für eine Infektion ausreicht (Gerba und Haas 1988 ; Morris 1 99 1 ) bei ver­ gleichbaren Methoden des Virusnachweises wie in den vorliegenden Untersu­ chungen. Solche Uberlegungen waren auch der Ausgangspunkt bei der Wahl der Methoden, einen Virusnachweis aus 10 L Wasserprobe durchzuführen. Dies bedeutet, daß man unter diesen Voraussetzungen den fehlenden Virus­ nachweis in 1 0 L Probe in der Weise interpretieren kann, daß eine Infektions­ gefahr nicht gegeben ist. Für die getesteten Uferfiltrationsgebiete können wir deshalb davon ausge­ hen, daß in keiner Phase des Versuchszeitraums eine Gefährdung des Trink­ wassers mit enteralen Viren bestand. Es muß jedoch berücksichtigt werden, daß wir zwar versuchten, möglichst alle Viren zu erfassen, die für wasserüber­ tragene Infektionen von Bedeutung sind, aber in Zukunft möglicherweise Viren in der Trinkwasserhygiene eine Rolle spielen, die bisher noch nicht als solche erkannt sind. Hierzu könnten Hepatitisviren gehören, die nicht den Hepatitis-A-Viren zuzurechnen sind (Bradley 1990), aber auch manipuliertes Genmaterial, das in das Trinkwasser gelangt (Filip et al. 1 988).

6.2.4.3

Ausblick

Nach den vorliegenden Untersuchungen könnte aus wasservirologischer Sicht diskutiert werden, ob es zur Sicherstellung einer Trinkwasserversorgung aus Uferfiltrationsgebieten nicht ausreicht, in regelmäßigen Abständen nur das Trinkwasser auf pathogene Viren zu untersuchen. Voraussetzung einer sol­ chen Vorgehensweise sollte aber eine Bestandsaufnahme des Uferfiltrations­ gebiets hinsichtlich seiner Belastung mit humanpathogenen Viren und dem möglichen Transportverhalten dieser Viren bei den gegebenen hydrogeologi­ schen Bedingungen sein. Die Beurteilung solcher Fragestellungen erfordert 201

6

Mikrobiologische Charakterisierung des Uferfiltrationssystems

auch weitere grundlegende Erkenntnisse über das Verhalten pathogener Viren im Boden· und Grundwasserbereich. Dies schließt neben notwendigen neuen Erkenntnissen in Laborexperimenten wie Säulenversuchen auch Unter· suchungen im Freiland, zum Beispiel in Uferfiltrationsgebieten, ein. Zudem muß diskutiert werden, welche Viruskonzentration im Wasser als infektiös angesehen wird und welche Methoden des Virusnachweises zu· grunde gelegt werden sollen. Dies sind grundsätzliche Fragen zur Bedeutung des Vorkommens pathogener Viren im Wasser, die sich auf viele Aspekte der Wasserhygiene beziehen.

202

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld "Böckinger Wiesen" unter Berück­ sichtigung der einzelnen T ypsituationen

7.1

Organische Substanzen

Als Indikatoren anthropogener Belastungen, Nährboden für mikrobiologische Aktivitäten oder Komponenten, die für unangenehmen Geruch oder Ge­ schmack von Trinkwasser verantwortlich sind, werden organische Substanzen in Grundwasser oder Flußwasser im Zusammenhang mit der Trinkwasserge­ winnung vielfach beschrieben (Holluta 1960; Kußmaul und Mühlhausen 1 9 7 9 ; Fokken e t al. 1 985 ; Haberer 1 9 9 1). Unter der Vielzahl a n Einzelsubstanzen be­ finden sich Stoffe mit gesundheitsgefährdenden Wirkungen, und auch andere, die selbst als unbedenklich einzustufen sind, beeinflussen das Transportver­ halten weiterer Wasserinhaltsstoffe und erhalten hierdurch eine gewisse Be­ deutung (Dehnad und Förstner 19 88). Die Verteilung organischer Substanzen im Testfeld wurde unter zwei Hauptzielsetzungen gemessen. Zum einen sollten aus den Langzeitbeobach­ tungen für die Gewinnung von Trinkwasser mittels Uferfiltration verallgemei­ nerbare praktische Erkenntnisse über das Verhalten einzelner Substanzen und Substanzgruppen in derartig geprägten Grundwasserleitern erhalten wer­ den. Damit könnten gezielte Maßnahmen bei geänderten hydraulischen oder hydrochemischen Bedingungen abgeleitet und die Betriebssicherheit dieser Wasserwerke erhöht werden. Zum anderen dienten die Messungen der Ge­ halte organischer Substanzen im Testfeld als Grundlage und Interpretations­ hilfe für die anderen am Projekt beteiligten Arbeitsgruppen.

7.1.1

Summenparameter Hellmuth Sirnon und Horst Kußmaul

Summenparameter stellen einen ersten Schritt zur Charakterisierung der or­ ganischen Belastung eines Oberflächengewässers oder eines Aquifersystems dar. Bei allen Einschränkungen, welchen die Interpretation der Ergebnisse von 203

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

Summenparametern unterliegt, kann man mit ihrer Hilfe doch schnell und mit relativ geringem Aufwand einen Uberblick über einen Gewässerzustand er­ halten. Methodisch bedingt, können nach der Analyse von Summenparame­ tern spezifische organische Belastungen nicht völlig ausgeschlossen werden. In der Regel nämlich sind die erreichbaren analytischen Nachweisgrenzen bei der Bestimmung von Summenparametern im Vergleich zu Einzelsubstanzbe­ stimmungen deutlich unterlegen. Die unüberschaubare Vielfalt von anthropo­ genen und biogenen Einzelsubstanzen macht die Summenparameter jedoch zu einem unverzichtbaren Bestandteil eines Informationssystems über den Ge­ wässerzustand. Dies spiegelt sich auch in der Aufnahme von Summenparame­ tern in Gesetze und Verordnungen wider (Trinkwasserverordnung 1990).

'7 . 1 . 1 . 1

Gelöster organisch gebundener Kohlenstoff (DOC)

Der gelöste organisch gebundene Kohlenstoff, der durch Oxidation (thermisch oder mit UV-Bestrahlung) und anschließenden Nachweis des entstandenen Kohlendioxids bestimmt wird, charakterisiert in unspezifischer Form die Menge an organischer Substanz , die für mikrobiologische oder hydrochemi­ sche Umsetzungsprozesse zur Verfügung steht oder die aus derartigen Prozes­ sen entsteht (Thurmann 1 9 86). Die Nachweisgrenze bei Oberflächengewäs­ sern und Grundwässern liegt im Bereich von 0 , 1 mg/L. Da die Konzentratio­ nen organischer Einzelsubstanzen anthropogener Herkunft und ihrer Metabo­ liten in der Regel deutlich darunter liegen, werden mit dem DOC zum Großteil auch organische Substanzen natürlicher Herkunft erfaßt. Die Konzentrationen im Neckar liegen zwischen 3 und 5 mg/L und damit in einem Bereich, der für den Mittellauf langsam fließender Oberflächenge­ wässer üblich ist. Für den landseitigen, vom Uferfiltrat unbeeinflußten Aqui­ ferbereich liegen die Konzentrationen im Bereich von 0,5 bis 1 mg/L. Abbil­ dung '7. 1 zeigt in Form einer Trendflächendarstellung, wie durch die Bewirt­ schaftung der Brunnen H und F die Verteilung des organisch gebundenen Koh­ lenstoffs im Aquifer beeinflußt wird. Geringfügig höhere Konzentrationen im Vorfluter, die im Mittel im Sommer 1986 erkennbar sind (Abbildung '7.2), wir­ ken sich allenfalls auf den ersten Zentimetern der Infiltrationsstrecke aus. Nach dieser deutlichen Abnahme ist dann im überwiegenden Teil des Aquifers kaum eine weitere Abnahme zu beobachten. Diese rein auf den DOC gerich­ tete Beobachtung schließt j edoch eine Veränderung des erfaßten Substanz­ spektrums (qualitativer Aspekt) nicht aus. So wären bei einer Fraktionierung, wie Schwarzenbach et al. ( 1 983) sie beschreiben, bei einer Abnahme der hy­ drophilen und der hydrophoben Fraktionen des DOC in der "sauren" Fraktion nur geringfügige Veränderungen zu beobachten. In Abbildung '7.3 wird deutlich, daß unter Zugrundelegung einer DOC­ Konzentration im Neckarwasser von 1 0 0 % und unter Berücksichtigung der prozentualen Anteile von Neckarwasser an den einzelnen GWM (siehe Ab­ schnitt 2 . 2) innerhalb des ersten Meters eine Abnahme um 4 0 % und bis etwa 204

7. 1

Organische Substanzen

0

c

0

50

100

I SO m

Abbildung 7 . 1 : Trendflächendarstellung der DOC-Konzentrationen (Mai 1986; r

=

0,80).

DOC in mg/1 5 ,-------�----------------------------------------. 5 4

4

3

3

2

2

0 +-----.----.---,--L O 35 40 30 20 15 0 10 25 5 m Entfernung vom N eckar

I

-

Sommer

-+-

Winter

Abbildung 7.2: Konzentrationsprofile des DOC im Sommer und im Winter.

205

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

DOC

in mg/1

DOC in %

5 +-------�--------------------------------------.

1 00

4

80

3

�">----+---+----+

60

2

40

0

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Entfernung vom Neckar

I

-

DOC

--+--

REST %

I

110

120

130

140

m

Abbildung 7.3 : DOC-Konzentrationsprofil und prozentuale Abnahmekurve unter Be­ rücksichtigung der reinen Mischungsvorgänge im Vergleich zum Verhalten einer kon­ servativen Substanz.

6

DOC

in mg/1

5 4 3 2

� � �

0

10

20

..

� -

30

40

50

60

70

80

90

Entfernung vom Neckar -

Exfiltration

100

110

120

130

m

--+-- I n f i l t ration

Abbildung 7.4: DOC-Konzentrationsprofil unter Exfiltrationsbedingungen.

206

140

7. 1

Organische Substanzen

1 0 m eine Abnahme um 5 0 % im Vergleich zur Ausgangskonzentration erfolgt. Im weiteren Verlauf der Fließstrecke bis zum Brunnen verbleibt ein DOC-An­ teil von etwa 5 0 % . Die absolute Abnahme der DOC-Konzentration ist damit durch die Zumischung tieferen Grundwassers sowie landseiligen Grundwas­ sers im Bereich des Brunnens H in 96 m Entfernung vom Neckar bedingt. Unter Exfiltrationsbedingungen, bei denen eine Fließrichtung des Grund­ wasserstroms vom Förderbrunnen auf den Neckar zu eingestellt wurde (siehe Abschnitt 3 . 1 .2), liegt die Konzentration des gelösten organisch gebundenen Kohlenstoffs im gesamten Aquifer deutlich niedriger als unter Infiltrationsbe­ dingungen (Abbildung 7 . 4). Allenfalls im vordersten, ufernahen Bereich ist hier ein Einfluß von Neckarwasser erkennbar. Insgesamt liegen die DOC-Kon­ zentrationen im ehemaligen Infiltrationsbereich immer noch geringfügig über den Konzentrationen des als Background zu beurteilenden landseiligen Aqui­ fers. Neben dem kurzfristigen Einfluß, der mit dem Austausch des infiltrierten Wasserkörpers beendet ist, geht offensichtlich vom festen Aquifermaterial ein längerfristiger Einfluß auf die DOC-Konzentration aus, der auf den lange an­ dauernden, erhöhten Eintrag organischer Substanz während der Bewirtschaf­ tungsphasen zurückzuführen ist.

7 . 1 . 1.2

Adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX)

Die adsorbierbaren organischen Halogenverbindungen wurden gemäß DIN 38 409, Teil 14, mit der sogenannten Säulenmethode bestimmt. Durch Adsorp­ tion der Halogenverbindungen aus 300 mL Probenwasser wurde eine Bestim­ mungsgrenze um 5 �J,g/L (als Chlorid) erreicht. Neben chlorierten Verbin­ dungen werden dabei auch iodierte und bromierte Substanzen erfaßt (Kuß­ maul et al. 1988b). Insgesamt stellen sie j edoch einen vergleichbar geringen Anteil an den überwiegend anthropogen eingetragenen organischen haloge­ nierten Verbindungen dar. Mit mittleren Konzentrationen im Neckar zwischen 1 0 und 15 �J,g/L und einer geringen Schwankungsbreite zeigt sich der Neckar als relativ gering be­ lastet mit derartigen Verbinc;iungen. Das Hangwasser (GWM 5033) weist Kon­ zentrationen im Bereich der Bestimmungsgrenze auf. Der Konzentrationsgra­ dient zwischen Neckar und dem Förderbrunnen H (Abbildung 7 . 5) wird durch den Eintrag des Neckarwassers in den Grundwasserleiter und die nur teilweise Eliminierung beim Infiltrationsprozeß hervorgerufen. Ein Jahresgang der AOX-Konzentrationen konnte weder im Neckar (Ab­ bildung 7 . 6) noch in anderen GWM beobachtet werden. Abbildung 7. 7 zeigt, daß im neckarnahen Infiltrationsbereich die Ab­ nahme der adsorbierbaren organischen Halogenverbindungen von etwa 1 3 11g/L auf etwa 7 �tg/L erfolgt. Unter Berücksichtigung der prozentualen Anteile von Neckarwasser im Grundwasser (siehe Abschnitt 2.3) entspricht dies einer Ab­ nahme um etwa 4 0 % im Vergleich zur Konzentration des Neckarwassers. Das deutliche Konzentrationsgefälle im Bereich zwischen 30 und 40 m könnte 207

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

�onzentrationszunahme

N

�

0

50

100

ISO

m

ORJB\1lltll

Abbildung 7.5: Trendflächendarstellung der AOX-Konzentrationen (Mai 1986; r

=

0, 7 5).

AOX in ug/1 20 .------,- 20

15

15

10

10

5

5

Jun-88

Dez-88

Jun-87

Dez-87

J un - 8 8

Dez-88

J un - 8 9

U n tersuchungsze i t raum

Dez-89

J u n-90

Dez-90

Abbildung 7 . 6 : Zeitliche Veränderungen der AOX-Konzentrationen im Wasser des Neckars (GWM 3032).

208

Organische Substanzen

7. 1

20

AOX

AOX i n o/o

in ug/1

1 00

15

75

5

25 0

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Entfernung vom N eckar

I

-

AOX

--+- REST o/o

100

I

110

120

130

140

m

AbbUdung 7.7: AOX-Konzentrationsprofil und prozentuale Abnahme unter Berück­ sichtigung der reinen Mischungsvorgänge im Vergleich zum Verhalten einer konservati­ ven Substanz.

vielleicht durch die Schlicklinse (vgl. Abschnitt 1 . 1 , Abbildung 1 .2) verursacht sein. Offensichtlich sind die dortigen Milieubedingungen mit einem höheren Anteil an organischer Substanz im Untergrund verantwortlich für eine, im Ver­ gleich zu den umliegenden GWM, geringfügig höhere AOX-Konzentration. Diese Beobachtung könnte j edoch auch durch ein zeitlich zurückliegendes Konzentrationsereignis bedingt sein, das sich im Aquifer aufgrund verlang­ samter Strömungsbedingungen in der Schlicklinse erst später oder über eine längere Zeit hinweg auswirkt. Im weiteren Verlauf der Infiltrationsstrecke lie­ gen die AOX-Konzentrationen im Bereich der Nachweisgrenze (4 bis 5 1-1g/L). Zusammenfassend ist entlang der Infiltrationsstrecke eine Abnahme auf 50 und 60% der AOX-Konzentration des Neckarwassers zu beobachten, die auf Adsorption oder Abbauprozesse zurückzuführen ist. In der Exfiltrationsphase (Abbildung 7.8) liegen die Konzentrationen im gesamten Aquifer geringfügig unterhalb der Nachweisgrenze ; ein vom Fluß­ wasser beeinflußter Aquiferbereich ist nicht erkennbar. Im Verlauf einer mehrtägigen Probennahme, bei der das Hochwasserer­ eignis im Neckar erfaßt werden sollte, deutet sich zwar in einer ufernahen GWM (nach 1,5 m) mit einer Verzögerung von etwa zwei Tagen eine Konzen­ trationserhöhung an ; im Vergleich zur normalen Fließgeschwindigkeit kann jedoch keine Verzögerung abgeleitet werden (Abbildung 7.9). Eine allgemein gültige Aussage über die Retardation kann für den Sum­ menparameter AOX auch deshalb nicht getroffen werden, da dieser Meß­ wert durch einen nicht konstanten Beitrag unterschiedlicher Substanzen zustande kommt, die selbst ein unterschiedliches Transportverhalten aufwei­ sen können. 209

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

7

AOX in ug/1

---�------------------------, 2 0 ,-

15

-

10

o +---,--.--,---.---,--.-� 0

10

20

30

40

50

60

Entfernung -

70

80

90

vom Neckar

AOX (Infiltration)

100

110

120

130

140

m

-+- AOX (Exfil tration)

Abbildung 7.8: AOX·Konzentrationsprofil unter Exfiltrationsbedingungen.

20.0 1 6.0 1 2.0

20.0

8.0

1 6.0

25

JO

20.0 _J ....... 01

::i..

X 0 ..(

1 6.0· 1 2.0 6.0 4.0

0.0

0

5

10

Tage: Juni

15

1 9 87

20

25

Neckor

JO

Abbildung 7 . 9 : AOX-Konzentrationen im Verlauf einer mehrtägigen Probennahme im Bereich des Infiltrationsprofils (Juni 1 9 87).

210

Organische Substanzen

7. 1

7 . 1 . 1 .3

Adsorbierbare organische Schwefelverbindungen (AOS)

In Ergänzung zur allgemeinen Charakterisierung des Gehalts an organischer Substanz durch die Summenparameter DOC und AOX wurde im Hinblick auf eine anthropogene Belastung auch die Bestimmung der adsorbierbaren orga­ nischen Schwefelverbindungen (AOS) weiterentwickelt und eingesetzt. Das Analysenverfahren ist weitgehend an die von Schnitzler und Sontheimer (1982) durchgeführte Methode angelehnt und setzt sich aus den Schritten Aktivkohleadsorption, Verbrennung, Absorption der Verbrennungsgase in einer Wasserstoffperoxidlösung und anschließende ionenchromatographische Detektion des Sulfats zusammen. Bei der Bestimmung werden unter anderem Sulfonsäuren oder schwefelhaltige Aminosäuren sowie natürliche organische Schwefelverbindungen erfaßt. Da die Analytik schwefelhaltiger Verbindun­ gen mittels Gaschromatographie noch nicht so weit entwickelt ist, stellt die summarische Bestimmung der schwefelhaltigen organischen Verbindungen eine wichtige Informationsquelle für Hinweise auf anthropogene Einflüsse dar. Schwefelverbindungen haben in der Praxis eine hohe Bedeutung als mög­ liche Geruchs- oder Geschmacksstoffe, die die Qualität des geförderten Trink­ wassers beeinträchtigen können. Nach methodischen Vorarbeiten liegen AOS-Meßwerte für die Zeit ab Ende 1988 vor. Die Gehalte im Neckar (Abbil­ dung 7 . 1 0) liegen in einem Bereich zwischen 50 und 1 3 0 1-1g/L mit einem Mit­ telwert um etwa 80 1-1g/L.

AOS

in

ug/1

1 40 1 20 1 00 80 60

1---

40 20

o ����T=FT=F�=r�����=r I

7

8

10

88

12

I

2

4

6

89

8

10

12

I

2

4

6

90

8

10

I

Abbildung 7 . 1 0 : Zeitliche Veränderungen der AaS-Konzentrationen im Wasser des Neckars.

Im Verlauf der Untergrundpassage (Abbildung 7 . 1 1) nehmen die Aas­ Konzentrationen mit zunehmender Entfernung vom Neckar langsam bis zu etwa 20 llg/L ab. Der sprunghafte Konzentrationsrückgang, wie er für AOX und DOC festgestellt wurde, wird nicht beobachtet. Berücksichtigt man die prozentualen Anteile von Neckarwasser in den verschiedenen GWM (siehe Abschnitt 2.3), so liegt die prozentuale Abnahme im neckarnahen Bereich der 211

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

7

Infiltrationsstrecke bei etwa 2 0 % und erreicht bis zum Brunnen H im Mittel etwa 30 bis 4 0 % . Die Abnahme im Verlauf der Infiltration ist also deutlich ge­ ringer als bei den übrigen Summenparametern. Neben einer höheren Polarität dürfte hierbei die Einbeziehung des Schwefels in mikrobiologische Reaktions­ abläufe eine wichtige Rolle spielen.

in ug/1

AOS

AOS i n %

1 00 +-------. 1 00 90

90

80

80

70

70

60

60 50

40

40

30

30

20

20

10

10

0

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Entfernung vom Neckar

I

- AOS

--+- REST %

I

110

1 2 0 130

140

m

Abbildung 7 . 1 1 : AOS-Konzentrationsprofil und prozentuale Abnahme unter Berück­ sichtigung der reinen Mischungsvorgänge im Vergleich zum Verhalten einer konservati­ ven Substanz.

AOS

in ug/1

1 00 ,-------� 90 80 70 60 50 40 30 20 10

o +---�-.---,--,---�-.---.--.---.-� 0

10

20

30

40

50

60

Entfernung

70

vom

- AOS ( I n f i l t rat ion)

80

90

Neckar

100

110

120

130

140

m

--+- AOS (Exfiltration)

Abbildung 7 . 1 2 : AOS-Konzentrationsprofil unter Exfiltrationsbedingungen.

212

7. 1

Organische Substanzen

Im Vergleich zur Infiltrationsphase liegen die Konzentrationen bei der Ex­ filtration (Abbildung 7 . 1 2) im gesamten Grundwasserleiter mit 20 1-1g/L im Be­ reich der Konzentration des Hangwassers (GWM 5033). Lediglich im uferna­ hen Bereich wird auch während der Exfiltrationsphase ein deutlicher Einfluß des Neckarwassers erkennbar.

7 . 1 . 1 .4

Phenole und anionenaktive Tenside Georg Jentsch

7 . 1 . 1.4 . 1

Einleitung

Bestimmungen der organischen Summenparameter wasserdampfflüchtiger Phenole und anionischer Tenside erfolgten von Januar 1988 bis Dezember 1988 im monatlichen Rhythmus. Von April 1989 bis Oktober 1990 wurde die Beprobung wöchentlich, zu Beginn der Typsituationen (siehe Abschnitte 3 . 1 . 2 und 3 . 1 .4) zweimal wöchentlich durchgeführt. Die Analysenverfahren wurden am Geologischen Landesamt Baden-Württemberg in Freiburg in Anlehnung an die Deutschen Einheitsverfahren ( 1 987) entwickelt und die Messungen bis Dezember 1988 dort durchgeführt. Ab April 1989 wurden die Analysen am In­ stitut für Angewandte Geologie Karlsruhe weitergeführt. 7 . 1 . 1 .4.2

Wasserdampfflüchtige Phenole

Die Phenole gehören zu den häufigsten organischen Schadstoffen im Trink­ wasser. Sie entstehen auf natürliche Weise als Produkte mikrobieller Umset­ zungsprozesse organischer Substanz im Boden und im Wasser (DFG 1 982). Da die Abbaubarkeit dieser natürlichen Schadstoffe in der Regel gut ist, werden sie eher als ökotoxikologisch harmlos angesehen. Toxikologisch relevant sind dagegen die Phenole (und deren Abbauprodukte), die synthetisch hergestellt werden und auf mannigfaltige Weise in den Wasserkreislauf gelangen (DFG 1982). Von der World Health Organization wurde 1 97 0 der Grenzwert des Ge­ halts an "Gesamtphenolen" für Trinkwasser mit 1 , 0 1-1g/L vorgeschrieben. Im Rahmen des Teilprojekts Hötzl/Käß wurden nur die einwertigen, was­ serdampfflüchtigen Phenole erfaßt, die allerdings in der Wasserbelastung die Hauptrolle spielen. Die Analyse wurde als photometrische Summenbestim­ mung durchgeführt, bei der alle p-Nitranilinkupplungsfähigen Stoffe bestimmt werden. Die Phenol-Angaben beziehen sich auf m-Kresol ; die Nachweisgrenze beträgt 1 , 0 1-1g/L. Bei der Auswertung muß jedoch berücksichtigt werden, daß mit dieser Summenbestimmung neben den wasserdampfflüchtigen Phenolen auch organische Substanzen mit Phenolgruppen und Amine erfaßt werden. Für die unterschiedlichen Typsituationen wurden Mittelwerte gebildet, die in Abbildung 7. 13 dargestellt sind. Die Phenolgehalte im Neckar erreichten die höchsten Werte (bis 60 1-1g/L) im Spätsommer, Herbst und Winter (Abbildung 7. 1 4). 213

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

waaaerdampfflüchtlge Phenole [ug/ll

7 �--------�----�----------��----------------�

I

4 3 2

0 NeOkar 1,15 111

• 111

UF8K

- INFILTRATION

1/88-3/81

20 111

Entlernu�

31 111

vo111

40 111

Neclulr

B EXFILTRATION 4/llt-10/88

48

111

lr.H

HW

CJ INFILTRATION S/80-8/80

Abbildung 7 . 1 3 : Mittlere Werte der wasserdampfflüchtigen Phenole in der Infiltrations­ strecke bei verschiedenen Typsituationen (UFSK: Uferfiltrat-Sohlkomponente, GWM 3058; Br. H: Brunnen H; HW: Hangwasser, GWM 5033).

20 18 16

Cl ::J Q)

ö c: CD .r:. 0..

61,2

44,4

14

12 10 8

6 4 2

0 1 1 .08.87

c=J

27.02.88 Exfiltr.

- lnfiltr.

1 4.09.88

I--EI-

02.04.89

19. 1 0.89

Neckar ---+·- 3060

07.05.90

23. 1 1.90

_I

Abbildung 7 . 1 4 : Phenolbelastung im Neckar während der Untersuchungszeit

214

7. 1

Organische Substanzen

Während der fast dreijährigen Beobachtung wurden starke unregelmä­ ßige Schwankungen der Phenolgehalte in allen GWM festgestellt. Die Eintrags­ belastungen (Neckar, Hangwasser) für die einzelnen Typsituationen waren un­ terschiedlich. Da während der Infiltrationsphase von Januar 1988 bis März 1989 auch die saisonal bedingten höheren Belastungen erfaßt wurden, lag der Mittelwert mit 5 , 1 11g/L im Neckar höher als in den nachfolgenden Typsitua­ tionen. Bei den anschließenden zwei Phasen, die beide im Frühj ahr und Som­ mer stattfanden, sind keine Unterschiede festzustellen; das Neckarwasser ent­ hielt ca. 3 J,Lg/L Phenole. Bei der Infiltrationsphase von Januar 1 988 bis März 1 989 war eine Kon­ zentrationsabnahme der Phenolgehalte um ca. 3 5 % (von 5 , 1 auf 3 , 2 11g/L) auf den ersten 1 6 Metern der Infiltrationsstrecke zu beobachten. Diese Abnahme wurde im reduzierenden Bereich durch mikrobielle Aktivität ausgelöst. Mit dem weiteren Verlauf des Infiltrationsprofils nahmen die Phenolgehalte wie­ der zu und erreichten in einer 48 m vom Neckar entfernten Meßstelle mit 5,8 11g/L sogar höhere Konzentrationen als im Fluß. Ursache dieses Phäno­ mens ist vermutlich der Eintrag der Phenole aus der ungesättigten Zone. Die­ ser Eintrag kann einerseits direkt über die landwirtschaftliche Bewirtschaf­ tung in das System erfolgen, andererseits können Phenole auch durch natür­ liche Prozesse im Boden entstehen (Vogel 1 989). Die Zunahme während der Untergrundpassage war jedoch nicht konstant. In manchen GWM waren die Konzentrationen durch mikrobiellen Abbau (reduzierende Bedingungen in der Schlicklinse) vermindert. Der Brunnen H zeigte geringere Konzentratio­ nen (2,6 11g/L); dies ist durch Zumischung von unbelastetem Wasser aus dem tieferen Grundwasserstockwerk zu erklären. Das Hangwasser wies Konzentra­ tionen von 4,2 11g/L auf, wahrscheinlich verursacht durch den Schadstoff­ eintrag aus den landwirtschaftlich intensiv genutzten Talhangflächen (Vogel 1989). Bei der Exfiltrationsphase erfolgte ein relativ geringer Eintrag ( 1 , 7 11g/L) mit dem hangseitigen Wasserzustrom. Auf dem Fließweg zum Neckar hin nah­ men die Phenolkonzentrationen zu. Die Zufuhr der Phenole aus den Ackerflä­ chen war relativ hoch, so daß im Brunnen trotz Zumischung des Grundwassers aus dem Lettenkeuper der Phenolgehalt mit 2 , 0 11g/L geringfügig höher war als im Hangwasser. Von der GWM 3050 (4 8 m) nahmen die Phenolgehalte zum Neckar hin ab ; besonders niedrige Werte waren in der Schlicklinse (4 0 m) zu beobachten. Diese Abnahme ist durch mikrobiologischen Abbau zu erklären. In der 1 , 5 m vom Neckar entfernten GWM war die Phenolkonzentration er­ höht. Hier machte sich auch während der Exfiltrationsphase der Einfluß des Neckars bemerkbar. Während der Infiltrationsphase zwischen März und August 1990 stellten sich etwas andere Verhältnisse im Testfeld als in der ersten Infiltrationsphase ein. Der Abbau der Phenole auf dem Infiltrationsweg war signifikant gering­ fügiger, und die Abbaurate lag nur bei ca. 1 0 % . Die Abnahme erfolgte ledig­ lich auf den ersten 1 6 Metern des Profils. In der 20 m vom Neckar entfernt lie­ genden GWM war eine kleine Zunahme zu verzeichnen. Auf der weiteren Fließstrecke bis zum Brunnen H nahmen die Phenolgehalte durch Abbaupro215

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

zesse und Verdünnung mit Grundwasser aus dem tieferen Grundwasserstock­ werk beziehungsweise aus dem Kiesaquifer ab. Im Gegensatz zu der ersten In­ filtrationsphase nahm der Phenolgehalt in der 48 m vom Neckar entfernten GWM ab. Dies ist auf einen geringeren Phenoleintrag über die ungesättigte Zone zurückzuführen, bedingt durch Änderungen in der landwirtschaftlichen Bewirtschaftungsweise durch die Stadtwerke Heilbronn (pers. Mitteilung Dipl.­ Ing. Milke). 7 . 1 . 1.4.3

Tenside

Tenside (Detergentien) sind niedermolekulare Verbindungen, deren Moleküle einen hydrophilen (wasseranziehenden) und einen hydrophoben (wasserab­ stoßenden) Teil enthalten. Infolge dieser Eigenschaften sind die Tenside in wäßrigen Lösungen grenzflächenaktiv, was einerseits als nützlich angesehen wird, andererseits aber auch schädliche Wirkungen haben kann (Stache 1990). Bei hohen Tensidkonzentrationen ( > 200 tJg/L) treten im Wasser Geruchs- und Geschmacksbeeinträchtigungen auf; als Grenzwert sind in der Trinkwasser­ verordnung 200 tJg/L festgelegt. Die hier angewendete analytische Methode erfaßt die Gruppe der anioni­ schen Tenside, die den größten Anteil am Gesamttensidverbrauch in der Bun­ desrepublik darstellt. Bei der photometrischen Summenbestimmung werden die "methylenblauaktiven Substanzen" erfaßt ; die Nachweisgrenze beträgt 10 tJg/L. Die Mittelwerte der gemessenen Tensidkonzentrationen für die ein­ zelnen Typsituationen sind in Abbildung 7 . 1 5 dargestellt. anionlache Tenside

(pg/11

80

10

40

20

0

N eokar 1,1

"'

11

m.

111!1111 INFILTRATION 1188-S/81

UFBK

20

m

Entfernung

S1

wm

m

- EXFILTRATION 4181-10181

40

m

N eckar

41

m

Br.H

HW

c:J INFILTRATION S/10-1110

Abbildung 7 . 1 5 : Mittlere Werte der anionischen Tenside in der Infiltrationsstrecke bei verschiedenen Typsituationen (UFSK: Uferfiltrat-Sohlkornponente, GWM 3058; Br. H: Brunnen H ; HW : Hangwasser, GWM 5033).

216

7. 1

Organische Substanzen

Wie bei den Phenolen, sind auch bei den Tensiden Änderungen des Ein­ trags mit dem Uferfiltrat beziehungsweise dem Hangwasser während der ein­ zelnen Typsituationen zu vermerken. Im Neckar betrug der mittlere Gehalt an anionischen Tensiden 3 6 J.Lg/L bei der ersten Infiltrationsphase, bei der zwei­ ten Infiltrationsphase 62,6 J.Lg/L und während der Exfiltration 8 1 , 6 J.Lg/L. Die höchste Konzentration von 140 J.lg/L wurde im Juli 1 989 beobachtet. Ausge­ prägte saisonale Änderungen der Tensidkonzentrationen im Neckar wurden nicht registriert. Im Hangwasser lag der Tensidgehalt durchweg unter der ana­ lytischen Nachweisgrenze. In beiden Infiltrationsphasen (Januar 1988 bis März 1 989 und März 1990 bis August 1 990) nahmen die Tensidgehalte auf der Infiltrationsstrecke ab. Auf den ersten 20 Metern des Profils ging die Belastung auf 20 bis 25 % des Neckar­ eintrags zurück. Diese Verminderung ist durch biochemische Abbauprozesse in der Reduktionszone bedingt (Vogel 1 989). Auf dem weiteren Fließweg (3 1 rn) erfolgte eine geringfügige Zunahme der Tensidkonzentrationen, die vermut­ lich durch den Eintrag aus den landwirtschaftlich genutzten Flächen verur­ sacht wurde. Im Bereich der Schlicklinse (40 rn) findet bei reduzierenden Be­ dingungen ein mikrobieller Tensidabbau statt. In der 48 rn vorn Neckar ent­ fernten GWM ist ein Unterschied im Verhaltensmuster der Tenside zwischen den beiden Infiltrationsphasen festzustellen. In der ersten Phase nahm dort die Konzentration im Vergleich mit der neckarnäheren Meßstelle (4 0 rn) zu, in der zweiten Phase nahm sie ab. Dieses Verhaltensmuster der Tenside hängt wahrscheinlich mit der schon oben erwähnten Änderung der Bewirtschaftung (vermindertes Ausbringen chemischer Stoffe) zusammen. Das Brunnenwasser wies wegen der Zumischung tieferer unbelasteter Wässer geringere Konzen­ tration von 3 bis 7 J.lg/L auf. Die im Hangwasser beobachteten Tensidkonzen­ trationen weisen eventuell auf den Einfluß der Landwirtschaft hin (Vogel 1989). Während der sechsmonatigen Exfiltrationsphase 1989 sah die Verteilung der Tensidkonzentrationen im Grundwasserleiter völlig anders aus. Auf der Profilstrecke zwischen 20 rn und dem Brunnen H lagen die Tensidgehalte ein­ heitlich zwischen 7 und 9 J.Lg/L. Das Hangwasser führte etwas größere Schad­ stoffmengen (12,4 J.Lg/L) zu, die bei der Untergrundpassage jedoch abnahmen. Erhöhte Konzentrationen sind in der Uferfiltrat-Sohlkomponente (GWM 3 05 8 : 1 4 , 5 J.lg/L) und i n der 1 ,5 rn vorn Neckar entfernten GWM 3 054 (12,4 J.Lg/L) zu beobachten. Dies weist auf eine hydraulische Verbindung dieser GWM mit dem Neckar auch bei Exfiltrationsbedingungen hin.

7 . 1 . 1 .4.4

Schlußfolgerungen

Allgerneine Aussagen zum Transportverhalten von Phenolen und Tensiden bei der Uferfiltration müssen aufgrund der geringen Konzentrationen sehr vorsichtig formuliert werden. Das beobachtete Verhaltensmuster der Phenole und der Tenside scheint eng mit den Redoxbedingungen im Grundwasserleiter zusammenzuhängen. In Bereichen mit reduzierendem Milieu (wie etwa Ufer217

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

böschung und Schlicklinse) scheint ein Abbau der Schadstoffe durch bioche· mische Prozesse stattzufinden. Die Abnahme in Bereichen, in denen oxidie· rende Verhältnisse vorherrschen, ist auf Verdünnungseffekte durch weniger belastetes Wasser aus dem Kiesaquifer und aus dem tieferen Grundwasser· stackwerk zurückzuführen. Die Konzentrationszunahme der Phenole und der Tenside während der Untergrundpassage ist vermutlich durch einen Eintrag aus der ungesättigten Zone verursacht, wobei insbesondere die Phenole durch natürliche Umsetzungsprozesse im Boden entstehen können oder anthropo· genen Ursprungs sind. Während der Exfiltrationsphase ist ein Teil dieser Schadstoffmengen als Restgehalt aus der Infiltrationsphase anzusehen. Die be· obachtete Abnahme der Tensidgehalte während der Untergrundpassage ist viel deutlicher als die der Phenole. Möglicherweise verlaufen die Abbaupro· zesse der Phenole weniger effektiv als die der Tenside. Eine weitere Erklä· rungsmöglichkeit ist die Miterfassung der Abbauprodukte der Phenole mit der verwendeten analytischen Methode. Darüber hinaus sind die Abbaueffekte bei den Phenolen durch den Eintrag phenolischer Komponenten aus der unge· sättigten Zone überlagert. Diese phenolischen Substanzen treten biogen als Teil von Huminstoffen im Boden auf. Die unterschiedliche Zufuhr der unter­ suchten organischen Schadstoffe wurde durch Beobachtungen in einem Multi· Ievelpegel (GWM 3 085) bestätigt (Jentsch 1992). Der obere Grundwasserhori· zont in dieser GWM weist höhere Phenolgehalte auf als der untere. Die Maxima der Tensidgehalte treten dagegen häufiger im unteren Horizont auf. Dies weist darauf hin, daß der Tensideintrag aus der ungesättigten Zone eher gering ist.

7 1 2 .

.

Organische Einzelsubstanzen Hellmuth Sirnon und Horst Kußmaul

Die im Rahmen des Forschungsprojektes bearbeiteten Einzelsubstanzen wur· den primär nach dem Gesichtspunkt der Umweltrelevanz ausgewählt. Im Oko· system wird die Bedeutung industriell oder landwirtschaftlich eingesetzter Substanzen durch die Einsatzmengen und das Umweltverhalten bestimmt, wo­ bei Stabilität und Mobilität sowie Okotoxizität die dominierenden Faktoren darstellen. Unter diesen Gesichtspunkten wurden zunächst Voruntersuchun­ gen mit einem breit angelegten Substanzspektrum durchgeführt. Hierbei wur­ den Analysenverfahren angewandt, die speziell auf den Bereich der Trinkwas· serüberwachung abgestimmt sind. Mittels Gaschromatographie erfolgte die Analyse auf Weichmacher, Nitroaromaten, verschiedene Phenole, höhersie· dende organische halogenierte Verbindungen und leichtflüchtige haloge· nierte Kohlenwasserstoffe. Zur Analyse von Pflanzenbehandlungs· und Schäd· lingsbekämpfungsmitteln aus den Gruppen der Organochlor- und Organo· phosphorpestizide, der Penylharnstoffpestizide, der Phenoxialkankarbonsäu· ren sowie der Triazinherbizide wurden auch HPLC.Yerfahren eingesetzt. 218

7. 1

Organische Substanzen

Im Rahmen der Voruntersuchungen im Frühj ahr 1986 erwies sich der Neckar als mit organischen Substanzen relativ gering beziehungsweise weit­ gehend unbelastet. Weichmacher, Nitroaromaten, Phenole und höhersie­ dende organische Verbindungen sowie ein Großteil an Pestiziden konnten mit den Standardbestimmungsgrenzen nicht nachgewiesen werden. Da es nicht Ziel der Arbeiten war, die Analysenverfahren für diese Parameter bis in den unteren ng/L-Bereich zu verfeinern, wurden diese Verbindungen im weiteren Projektverlauf nicht beziehungsweise nur noch vereinzelt berücksichtigt. Diese Vorgehen entsprach dem Projektziel, sich nur mit Substanzen und Kon­ zentrationsbereichen zu beschäftigen, die für die Praxis der Trinkwasserge­ winnung durch Uferfiltration von Bedeutung sind. So konzentrierten sich die Untersuchungen auf die Bestimmung der leichtflüchtigen halogenierten Koh­ lenwasserstoffe, auf aromatische nichthalogenierte Kohlenwasserstoffe, die zusammen mit biogenen Substanzen erfaßt wurden, auf die Komplexbildner EDTA und NTA, deren Analytik erst im Projektverlauf adaptiert wurde, sowie auf die Bestimmung von Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungs­ mitteln mit dem Schwerpunkt der Analyse der Triazinherbizide. Daneben wur­ den Arbeiten zur Identifizierung unbekannter Substanzen durchgeführt.

7. 1.2.1

Leichtflüchtige halogenierte Kohlenwasserstoffe

Die Gruppe der leichtflüchtigen halogenierten Kohlenwasserstoffe besitzt auf­ grund der industriellen Einsatzmengen (zum Beispiel zur Metallentfettung, als Lösemittel, bei der Chemischen Reinigung) sowie aufgrund ihres Umweltver­ haltens (hohe Mobilität und Stabilität) eine besondere Bedeutung im Hinblick auf eine Beeinträchtigung von Grundwasser durch Uferfiltration (Schwarzen­ bach et al. 1 983). In vielen Fällen führten Stoffe dieser Substanzgruppe in der Vergangenheit zu gravierenden Verschmutzungen von Grundwasserleitern (Kußmaul et al. 1988 a). Als Analysenverfahren wurden die Flüssig/Flüssig-Extraktion mit Pentan unter Verwendung eines internen Standards und anschließender gaschromato­ graphischer Trennung (parallel über zwei Säulen) sowie der Nachweis mittels Elektroneneinfangdetektor (ECD) angewendet. Unter Berücksichtigung der im Rahmen der Trinkwasserverordnung von 1 98 6 festgelegten Grenzwerte für diese Substanzen waren die erreichten Nachweisgrenzen zwischen 0 , 2 und 5 J.lg/L zufriedenstellend. Bei den Einzelanalysen konnten meist nur Trichiar­ ethen sowie Tetrachlorethen als die Hauptvertreter dieser Substanzklasse nachgewiesen werden. Die Konzentrationen lagen hierbei im Neckar zwischen 0,4 und 0,8 J.lg/L, im von Uferfiltrat beeinflußten Grundwasserleiter im Bereich beziehungsweise geringfügig oberhalb der Nachweisgrenze bis etwa 0 , 6 J.lg/L. Abbildung 7. 1 6 zeigt Konzentrationen an Tetrachlorethen in ihrer Verteilung über das gesamte Testfeld. Aussagen zur Dynamik und Elimination dieser Koh­ lenwasserstoffe im Uferfiltrationssystem "Böckinger Wiesen" sind aufgrund der niedrigen Konzentrationen sowie der geringen Schwankungen der Konzen­ trationen nicht möglich. 219

7

o

M eßs s t elle

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

0

Brunnen

Abbildung 7 . 1 6 : Räumliche Verteilung der Konzentrationen von Tetrachlorethen im Un­ tersuchungsgebiet (Juni 1 987).

7 . 1 . 2.2

Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmittel

Voruntersuchungen mit einem relativ breiten Substanzspektrum von Pflanzen­ behandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmitteln ergaben, daß die Gruppe der Triazinherbizide die höchste Umweltrelevanz im Testfeld besitzt. Neben Atrazin sowie seinem Hauptabbauprodukt, dem Desethylatrazin, konnte ver­ einzelt auch Simazin nachgewiesen werden. Atrazin, das überwiegend im Be­ reich der Landwirtschaft (Maisanbau) zu Beginn der Hauptvegetationszeit ein­ gesetzt wurde, zeigt im Neckar das Konzentrationsmaxima im Frühj ahr bis Frühsommer (Abbildung 7. 1 7). Bedingt durch den applikationsgeprägten Eintrag, ergeben sich zwei typi­ sche Konzentrationsverläufe für die Sommer- und Wintersituation (Abbildung 7. 1 8). Die Sommersituation ist durch erhöhte Konzentrationen der Wirkstoffe (Atrazin und Simazin) im Flußwasser charakterisiert. Die Konzentration des Hauptabbauprodukts von Atrazin, des Desethylatrazins, liegt zu dieser Zeit noch im Bereich der Nachweisgrenze von 0,05 J.Lg/L. Im Verlauf des Infiltra­ tionsprofils nehmen Atrazin und Simazin ab, wobei nach ca. 40 m Fließstrecke die Konzentrationen bis in den Bereich der Bestimmungsgrenze zurückgegan­ gen sind. Ein signifikanter Unterschied zwischen dem Verhalten des Atrazins und des Simazins ist auf der vorliegenden Datenbasis nicht erkennbar. Im Win­ ter gehen die Atrazinkonzentrationen im Neckar applikationsbedingt stark 220

7. 1

Organische Substanzen

Atraz in in ug/1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Jun-86

Dez-86

J u n -87

Dez-87

Jun-88

Dez-88

Jun-88

Dez-89

J un-90

Dez-90

U ntersuchungszeitraum Abbildung 7 . 1 7 : Zeitliche Veränderungen der Konzentrationen des Stickstoffherbizids Atrazin im Neckar (GWM 3032).

zurück. Die Konzentration des Hauptabbauprodukts Desethylatrazin liegt jetzt geringfügig über der des Atrazins und geht im Verlauf der Infiltrations­ strecke bis zum Entnahmebrunnen H (96 m) in den Bereich der Nachweis­ grenze zurück. Im Rahmen der Untersuchungen zum Einfluß von hydraulischen Typsi­ tuationen (siehe Abschnitte 3 . 1 . 2 bis 3 . 1 .3) wurde im Juni 1 987 eine Hochwas­ serwelle verfolgt, wobei über eine Zeit von 20 Tagen an drei GWM des Infiltra­ tionsprofils täglich Proben zur Atrazinbestimmung entnommen wurden (Ab· bildung 7 . 1 9). Der hierbei erfaßte Konzentrationsverlauf (Atrazinkonzentra­ tion im Neckar bis 1 , 0 J.lg/L) spiegelt wider, mit welcher Verzögerung bei der­ artigen Ereignissen mit dem Durchgang von Atrazin zu rechnen ist. Neben der reinen Konzentrationsabnahme zeigen die Messungen, daß unter den gegebe· nen Rahmenbedingungen für die Fließstrecke von 1 , 5 m vom Neckar zur GWM 3 03 3 eine Zeit von ein bis zwei Tagen benötigt wird. Dies entspricht in etwa auch der Fließzeit des parallel untersuchten Parameters Chlorid (Rei­ chert 1991). Eine Retardation des Atrazins bei einer Fließdistanz von 1 , 5 m ist nicht erkennbar. Ein zeitverzögerter Durchgang kann dagegen nach einer Fließstrecke von ca. acht Metern angenommen werden, das Maximum der Atrazinkonzentration wird hier nach sieben bis acht Tagen erreicht. Chlorid als idealer Tracer weist auf eine Fließzeit des reinen Wassers von ca. zwei Tagen hin (Reichert 199 1). Um die Abnahme der Atrazinkonzentration im Verlauf des Infiltrations· weges eventuellen Abbau- und Absorptionsprozessen zuordnen zu können, ist der mittlere Verlauf der Atrazinabnahme längs des Infiltrationsprofils unter 221

7

Verteilung umweltrelevanter Spurenstoffe im Testfeld

Konzentration in ug/1 0,8 .-------------�--------------------------------,

0,7 0,6 0,5 0,4 0,3

--9 �------m- � -Js--� 0,1

0,2

�

0 ���==����==����--��-,� 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 Entfernung vom Neckar ----B-

---e---

Atraz in

Desethylat razin

m ----'*"-

Simazin

Konzentration in ug/1

0, 1 5 0, 1 0,05

0

10

20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 E n tfernung vom N eckar --B-

Atrazin

---e---

m

D esethy latraz in

Abbildung 7 . 1 8 : Konzentrationen von Atrazin, Desethylatrazin und Simazin im Infiltra­ tionsprofil im Sommer (Mai 1990, oben) und im Winter (Februar 1 988, unten).

222

Organische Substanzen

7. 1

1 .41 1 .2 1 .0

0.8 0.6

1 .4-

OA

1 .2

0.2

1 .0

0.

0.8·

...J '-. 01

::::1..

0

I

5

0

'l�e� - 71'?1'

0

10

15

�Qijn��5

20

2

I

30

5037

L

1 .4 1 .0

20

c

2

3033

t- 1 0 L. ....

5

30

4 IJ.g/L) wurden mittels Flammen-Atomabsorptions­ spektrometrie (Flammen-AAS) bestimmt. Der darunter liegende Konzentra­ tionsbereich wurde durch die massenspektrametrische Isotopenverdünnungs­ analyse (MS-IVA) bis zur Nachweisgrenze von 0 , 0 6 1 i.J.g/L abgedeckt. Cad­ mium wurde mittels Flammen-AAS mit einer Nachweisgrenze von 1 i.J.g/L be­ stimmt. Der Nachweis von Thallium erfolgte durch MS-IVA, mit einer unteren Bestimmungsgrenze bei 1 ng (vgl. Abschnitt 7.2. 1).

8. 1.2.2

Ergebnisse : Mikrobiologie und Mobilität von Schwermetallen im Simulationsmodell

Kupfer Das in das Wasser der Vorratsgefäße beider Säulen zugegebene Kupfer ( 1 00 i.J.g/L) wurde teilweise bereits vor Eintritt in die Säulen an den Glaswan­ dungen des Vorratsgefäßes oder den Zuleitungen adsorbiert. Die Kupferkon­ zentrationen lagen deshalb im Einlauf der Säulen deutlich unter 1 00 J.l.g/L. Ab­ bildung 8.5 zeigt, daß die Kupferkonzentration im Auslauf sich in den ersten 276

8. 1

Mikrobiologie

Wochen nach der Zugabe im Bereich von 1 bis 2 11g/L bewegen. Die Zugabe von Glucose in den Einlauf von Säule 2 führte zu einem deutlichen Anstieg der Kupfergehalte im auslaufenden Wasser, der nach ca. 250 Tagen seinen Hö­ hepunkt erreichte. Nach etwa 330 Tagen stiegen die Metallgehalte im Auslauf beider Säulen erneut an.

A.

Saeule

1 00.000

�g/L

1:

B.

Kupfer

��OOXJ..,..�o-00

°

� /L

Cu Im Einlauf

' Jft

1 .000

•

• .• / • •

�/L

1 0.000

Cu Im Auslauf

1 .000

•

•

0.1 00 200

z-· .

0-oo·O

250

c: n 0

300

Zelt (d)

I

Cu Im Auslauf

Zelt (d)

� /L

Saeule

2:

Thallium

0 .u. (J[J:) cr:P �oo· 'o-oo

Tl im Einlauf

c;)

1 .000

n 0

c .. ..

.. 0. 1 00

Tl Im Auslauf

350

• . ... \ • �• I • I

I

•

,

1 o.ooo

'o-00

• / \•- • •· • \;e •

• I \ • •

9

Tl Im Einlauf

•

-o �oo

Cu Im Einlauf

0.1 00 +-�..--�..-.-�...-' 80 1 30 1 80 230 280 330 380

0.

Thallium

..rl") ,......, I.Y"" v...J

C§(fD�f�

1 .000

Zelt (d)

1:

Kupfer

.. ..

0.1 00 -f-�..--�,...--..--,r--o---.----.-l 80 1 30 1 80 230 280 330 380

Saeule

2:

1 0.000

/'l

1 0.000

C.

Saeule

1 00.000

400

0.0 1 0 200

�.t\ ··- Tl

\

250

.

300

Im Auslauf

. 350 Zelt (d)

400

Abbildung 8.5: Veränderung der Kupfer- (A, B) und Thalliumkonzentrationen (C, D) im Auslauf von Säule 1 und 2 nach Zugabe von Cu und Tl. Säule 2 erhielt nach 2 1 0 Tagen Glucose (0, 1 mg/L) und war durch Sulfidbildung schwarz gefärbt.

Cadmium Ein deutlich anderes Mobilitätsverhalten zeigt Cadmium. Im Auslauf der bei­ den Säulen konnte es trotz der kontinuierlichen Zugabe von 50 11g/L über 277

8

A.

Sim ulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Oligotrophe Bakterien (aerob)

B.

Oligotrophe Bakterien (anaerob)

E

2

.......

�

u

1=. "0

1 04

u . :J u,....._

�

1 03 n c

1 o2.

a.

'=.:::!

1 01

E 2

.......

Saeule 2 Saeule 1

Copiotrophe Bakterien (aerob) Cu,Cd(2) 9

�

1 04

J

c •

I=

u

.

t:J

�

Saeule 2

,

/....

ee

r�'-'

1 03

•

,/

..

D. E 2

....... u

10 10

1 02

n c

Saeule 1

0

a.

1 01

..... ......

10 1 01

'=.:::! -

1 50

50

450 350 Zeit (d)

250

1 50

,.....

1 02

J

.....

I

�aeule2

1 01

......

50

c.

•-•

o-o

'h

11 ' \ •

...... "0

.......

250

450 350 Zeit (d)

Coplotrophe Bakterien (anaerob) ...... N ....... "0

�

:J....-(J .... C'I ...

I=

vr·'.!\ Saeule 2

.-

......

...... ......, N • :J "0 -

1= '-' u c.:> :J. u

�

450 350 250 50 1 50 450 350 Zeit (d) Zeit (d) Abbildung 8 . 6 : Aerob (A) und anaerob (B) wachsende oligotrophe Bakterien, aerob (C) und anaerob (D) wachsende copiotrophe Bakterien im Auslauf zweier sandgefüllter Säu· len nach Zugabe von Schwermetallen (Cu, Cd, Tl) und Glucose (Säule 2) in deren Einlauf. 50

1 50

250

300 Tage innerhalb der Nachweisgrenze der Flammen-AAS nicht nachgewie· sen werden. Thallium Vor Beginn der Glucosezudosierung waren die Thalliumkonzentrationen im Auslauf beider Säulen etwa gleich hoch. Danach führte die Glucosezugabe in 278

8. 1

Mikrobiologie

der Säule 2 ab dem 2 1 8 . Versuchstag zu einer deutlichen Immobilisierung von Thallium (siehe Abbildung 8.5). Veränderung der Bakteriengehalte bei der Säulenpassage Anfangs lagen die Bakterienkonzentrationen im Auslauf beider Säulen im sel­ ben Größenordnungsbereich (Abbildung 8 . 6). Die Konzentrationen oligotro­ pher und copiotropher (aerob und anaerob wachsender) Bakterien zeigten da­ bei eine abnehmende Tendenz, unabhängig von der Zugabe von Schwermetal­ len. Nach etwa 180 Tagen hatte sich die Zahl der oligotrophen, aerob wachsen­ 2 den Bakterien auf 1 03 bis 1 04 , die der anaerob wachsenden auf 1 0 1 bis 1 0 pro mL eingependelt. Es wurden mehr oligotrophe als copiotrophe Bakterien ge­ funden. Die Zugabe von Glucose in den Einlauf von Säule 2 führte zu einem deut­ lichen Anstieg der aerob und anaerob wachsenden Bakterien beider Gruppen. Der Anteil der anaerob wachsenden Bakterien stieg durch die Glucoseapplika­ tion bedeutend stärker an als der der aerob wachsenden. Somit waren die Kon­ zentrationen aerob und anaerob wachsender Bakterien nach Glucosezugabe etwa gleich hoch. Auch die sulfatreduzierenden Bakterien vermehrten sich durch die Glu­ cosezugabe (Abbildung 8. 7). Die dadurch einsetzende Sulfatreduktion konnte visuell verfolgt werden, denn der Sand in Säule 2 verfärbte sich nach zehn Tagen zunehmend von grau nach schwarz. An den Versuchstagen 1 3 9 , 200 und 3 13 wurden das Wasser aus den Entnahmestutzen sowie das einlaufende Wasser mikrobiologisch und physikalisch-chemisch untersucht. Im Wasser aus

E

Sulfat-reduzierende Bakterien

-� l ..

....... z a.. ::::!

r

"",. ,

•

saeule

Saeule

50

1 50

250

350

2

1

450

Zeit ( d )

Abbildung 8. 7 : Sulfatreduzierende Bakterien im Auslauf von Säule 1 und 2 nach Zugabe von Schwermetallen (Cu, Cd, Tl) und Glucose (Säule 2) in deren Einlauf.

279

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

den Entnahmestutzen hatte die Schwermetallzugabe keinen erkennbaren Ein­ fluß auf das Vorkommen von Bakterien. Die Zudosierung von Glucose in den Einlauf von Säule 2 führte zu einem deutlichen Konzentrationsanstieg bei al­ len untersuchten Bakteriengruppen und zu einer höheren Aktivität der Este­ rasen. Die Aktivität der heterotrophen Bakterien hatte den Verbrauch des ge­ lösten Sauerstoffs und das Absinken des eH-Wertes zur Folge. Das im Hornbur­ ger Leitungswasser gelöste Nitrat wurde vollständig reduziert. Durch die Le­ benstätigkeit der Nitrat- und Fe 3 + -reduzierenden Bakterien stiegen Ammo­ nium- und Fe 2 + -Konzentrationen im Porenwasser von Säule 2 an, der pH-Wert sank. Die verstärkte Lösung von Ionen führte zu einem Anstieg der elektri­ schen Leitfähigkeit (ELF) um durchschnittlich 300 J,LS/cm.

8. 1 . 2.3

Korrelation zwischen Mikroorganismen und Schwermetallen im Boden

Die Löslichkeit von Schwermetallen im Boden ist eng mit der Tätigkeit der Mikroorganismen im Untergrund verknüpft. Während Bakterien direkt oder indirekt zu einem Wertigkeitswechsel führen können, beeinflussen Schwer­ metallgehalle und deren Löslichkeit Wachstum und Stoffwechselaktivität der Mikroorganismen. Die Normalbereiche von Schwermetallgehalten in Fließgewässern ohne geochemisch bedingte Erhöhung liegen für Cadmium bei < 0,5 J.Lg/L und für Kupfer bei 0,5 bis 3 J.Lg/L. Damit bewegt sich die heutige Belastung des Neckar­ wassers (Cu: 1 ,3 bis 2 J.Lg/L, Cd: 0 , 0 1 bis 0,09 J.Lg/L) im Bereich der geogenen Vorbelastung (siehe Abschnitt 7 . 2 . 6). Auch die Thalliumkonzentrationen im Neckarwasser bewegten sich im unteren Bereich ( 1 0 bis 22,5 pg/g ; siehe Ab­ schnitt 7.2.2). Unter Modellbedingungen reagierten die drei untersuchten Schwerme­ talle auf Änderungen des Redoxpotentials sehr unterschiedlich. Cadmium wurde unter oxidierenden Bedingungen quantitativ festgelegt und konnte auch durch Absenkung des Redoxpotentials auf 0 bis 100 mV nicht wieder re­ mobilisiert werden. Deutliche Effekte hatte die Bakterientätigkeit auf die Mo­ bilität des Kupfers: bei einsetzender Reduktion wurde Kupfer gelöst. Thallium hingegen wurde in der reduzierten Säule deutlich stärker festgelegt als unter oxidierenden Bedingungen. Die Zugabe von Kupfer, Cadmium und Thallium ( 1 00/50 / 1 0 J.Lg/L) im Mo­ dellversuch hatte erwartungsgemäß (Althaus et al. 1 982) keinen hemmenden Einfluß auf Konzentration und Aktivität der im Wasser vorkommenden Bakte­ rien. Die quantitative Erfassung der Wassermikroflora erlaubt jedoch keinen Rückschluß auf eine qualitative Änderung in der Zusammensetzung der Popu­ lation.

280

8.2

8.2

Organische Schadstoffe

Organische Schadstoffe Dietger Mühlhausen

8.2. 1

Einleitung

Die Hauptelimination von organischen Wasserinhaltsstoffen bei der Uferfiltra­ tion findet meistens direkt beim Eindringen in den Untergrund statt. Die Elimi­ nation erfolgt unter anderem durch Adsorption und mikrobiologischen Ab­ bau. Ihr Grad hängt von den chemischen und physikalischen Eigenschaften der betreffenden Stoffe ab und kann von Substanz zu Substanz große Unter­ schiede aufweisen. So haben Säulen- und Feldversuche von Kuhn et al. ( 1 985) ergeben, daß Tetrachlorethen und die Isomeren des Dichlorbenzols unter an­ aeroben Bedingungen mikrobiologisch nicht abgebaut werden und Tetrachiar­ ethen auch nicht unter aeroben Bedingungen. Substanzen, die mikrobiolo­ gisch nicht abgebaut werden, können, wenn keine Adsorption stattfindet, bei der Uferfiltration durchlaufen. Aber selbst wenn eine Adsorption erfolgt, be­ steht die Möglichkeit, daß die Stoffe im Lauf der Zeit zum Beispiel bei Erschöp­ fung der Adsorptionskapazität durchbrechen oder durch konkurrierende Ad­ sorption wieder desorbiert werden. Die im folgenden beschriebenen Säulenversuche wurden hauptsächlich mit Material aus dem Neckar und Neckarwasser durchgeführt. Sie simulieren die ufernahen Vorgänge der Uferfiltration. Die eingesetzten Verbindungen wurden zum größten Teil nach ihrem Vorkommen in Neckarwasser und in Flußsedimenten ausgewählt.

8.2.2

8.2. 2 . 1

Durchführung der Versuche

Säulen- und Batchversuche

Für die Versuche wurden Säulen aus Glas und Stahl unterschiedlicher Dimen­ sionierung eingesetzt. Wegen der Untersuchung von organischen Substanzen wurde ein Kontakt der Proben mit Kunststoff, außer Teflon, vermieden und keine peristaltischen Pumpen eingesetzt. Ungestörte Bodenkörper für die Säulen wurden direkt am Neckar neben der GWM 3033 im Anströmbereich des Brunnens H (7407) gepackt (Säulen­ typen S1 und S3). Dazu wurde ein dünnwandiges Eisenblechrohr (0 1 0 cm) durch Drehen in den Untergrund gedrückt und anschließend an einer Seite freigelegt. Durch Abkippen wurde dann das Rohr mit dem Bodenkörper aus der Uferböschung gehoben und dieser mit einem Stempel in Glassäulen über­ führt. 281

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Für die Säulen mit gestörtem Bodenkörper wurde Neckarsediment aus einem in der Nähe gelegenen Seitenarm verwendet. Zum Einsatz kam die Me­ thode von Klotz et al. ( 1 985), bei der das aufgerührte Sediment unter Vibrieren und Klopfen in kleinen Portionen zur Vermeidung einer ungleichförmigen Se­ dimentation in die Säulen geschlämmt wird. Nach dem Füllen folgte jeweils eine mehrwöchige Einlaufphase zur Stabilisierung des Säuleninhalts. Nähere Angaben zu den eingesetzten Säulen sind in Tabelle 8 . 1 und in Abbildung 8.8 zusammengestellt. Die Volumina der einzelnen Säulen lagen zwischen 500 und 3930 mL, der Durchfluß wurde an Querschnitt und Füllma­ terial angepaßt. Die Säulen, mit Ausnahme von S4, wurden zur Vermeidung von Luftbla­ sen mit Durchfluß von unten nach oben betrieben. Schwierigkeiten bereitete die Einhaltung eines konstanten Durchflusses, da bei den eingesetzten HPLC­ Pumpen im untersten Bereich ihrer Förderraten die damit verbundenen Unge­ nauigkeiten zu beobachten waren. Ausgasungseffekte beeinträchtigten die

Tabelle 8. 1 : Eigenschaften der eingesetzten Säulen. Säulentyp

S1 S3 S4 (Tropftrichter) S5 S6

Dimension

Volumen

Betrieb

Durchfluß

0 /l (cm]

[mL]

hydr./Pumpe

[mL/h]

Filtergeschwindigkeit [rn/sec]

1 0/30 1 0/50 6,2/ 1 7

2360 3930 500

+I+ +I+

54- 1 00 90 1 20

1 , 9-3,4 x 1 0 - 6 3,2 X 1 0 - 6 4,0 X 1 0 - 6

6/ 1 8 6/25

500 700

+I+

24 1 ,5 - 1 0

2,4 X 1 0 - 6 0 , 1 5- l ,O x t o - 6

N S 14.5

I I ----

- 10

�

-

NS 14.5

-I+

+I1/16"

l

l

81 (30 cm)

85 (18 cm)

83 (50 cm)

86 (25 cm)

I

6 -+

!

1116"

Abbildung 8.8: Eingesetzte Säulentypen für die Untersuchungen zum Transport organi­ scher Substanzen.

282

8.2

Organische Schadstoffe

Fördergenauigkeit zusätzlich, so daß schließlich auf eine MariaUesehe Fla· sehe übergegangen wurde. Wegen der Schwierigkeiten mit dem konstanten Durchfluß wird bei den Perkolationskurven (siehe Abschnitt 8.2.3.2) als Ab· szisse das durchgelaufene Volumen, das bei der Fraktionierung gemessen wurde, angegeben. Als Ordinate wird das Verhältnis gemessener (C) zu einge­ setzter (C 0) Konzentration gewählt, um die Ergebnisse der unterschiedlichen Säulen und Substanzen vergleichen zu können. Die Dosierung von NaCl und den organischen Substanzen erfolgte durch Vorlage im Vorratsbehälter oder durch Zumischen mit einer Pumpe (Perfusor VI, Braun, Melsungen) über ein T-Stück direkt vor der Säule. Der Säulentyp S4 (siehe Abbildung 8.8) weist relativ große Totvolumina außerhalb des Säulenbettes auf, was unter Umständen zu Diffusionseffekten führen kann. Außerdem ist hier der Durchfluß besonders schwer zu regulie­ ren. Deshalb wurden in Anlehnung an Techniken der Flüssigkeitschromato­ graphie die Totvolumina im Säulentyp S5 verringert. Die gleichmäßige Vertei· lung der dosierten Substanzen über die Säulenfläche konnte anhand eines Ver­ suchs mit Rhodamin B an einer mit Glasperlen (400 bis 520 J.Lm, Roth) gefüllten Säule gezeigt werden. Der Säulentyp S5 wurde entsprechend Klotz ( 1 982) von 18 auf 25 cm vergrößert. Die Säulen wurden mit filtriertem Neckarwasser (Glasfaserfilter, What­ man GF/F) im gesättigten Fluß betrieben. Als "idealer" unretardierter Tracer kam NaCl (200 mg/L) zum Einsatz. Die organischen Substanzen wurden so lange mit Neckarwasser zudosiert, bis eine möglichst konstante Durchbruchs­ konzentration erreicht war ; danach wurde mit reinem Neckarwasser gespült, um die Desorptionskurve aufzunehmen. Neben den Säulenversuchen wurden in Batchversuchen Adsorptionsiso­ thermen aufgenommen. 1 0 g Neckarsediment (Neckarseitenarm) , bezogen auf das Trockengewicht bei 1 1 0 oc, wurden mit 25 mL Lösung in Neckarwasser innerhalb von 24 Stunden ins Gleichgewicht gebracht (Rotierapparat, Fa. Ger­ hardt). Danach erfolgte die analytische Bestimmung der Gleichgewichtskon­ zentration in der Lösung. Zur Desorption wurden 13 mL der Gleichgewichtslö· sung entnommen, durch 13 mL undatiertes Neckarwasser ersetzt, 24 Stunden geschüttelt und die neue Gleichgewichtskonzentration ermittelt. Es wurden jeweils Doppelversuche durchgeführt.

8.2.2.2

Analysenverfahren

Der zugesetzte Tracer NaCl wurde über die Leitfähigkeit gemessen, Uranin mit Fluoreszenzspektroskopie nach der Methode von Käß ( 1 992) und Borat mit der ICP. Der Gehalt der Sedimente an organischem Kohlenstoff wurde zuerst über den Glühverlust bei 500 oc bestimmt, später wurde eine Vorschrift von Alten et al. (1935) angewandt, bei der eine chemische Oxidation der organi· sehen Substanzen in den Sedimenten mit Kaliumdichromat erfolgt. Aufgrund der anfallenden kleinen Volumina bei den Säulen· und Bateh­ versuchen wurde eine von Frei et al. ( 1 986) beschriebene On·line-HPLC-Me· 283

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

thode für den analytischen Nachweis der organischen Spuren- und Schad­ stoffe eingesetzt. Dabei wird in einen HPLC-Injektor statt der Probenschleife eine Vorsäule (4 x 25 mm, RP 18) eingebaut, durch die nach Vorkonditionieren mit einer Pumpe das anzureichernde Wasser gedrückt wird. Danach schaltet man die Vorsäule in den Elutionsmittelfluß der analytischen Säule, wobei die Trennung stattfindet. Für den Nachweis von Atrazin bei einer Nachweis· grenze von 5 llg/L und einem Wiedererhalt von 1 0 8 % gelten dabei folgende experimentelle Bedingungen : Modell 5000 (Varian) Photodiodenarraydetektor HP 1040 A (Hewlett Packard) Anreicherung : Säule : RP C-18, 40 Jlffi, 4 x 25 mm (Baker, selbst gefüllt) Konditionierung : 5 mL Acetonitril, 2 mL bidest. Wasser Probe : 1 bis 2 mL (filtriert, Whatman GF/F) 2 mL bidest. Wasser Spülen: Trennung : Säule : Lichrocart Superspher 100 RP- 1 8 , 250-4, 4 mm, mit 4 - 4-Vorsäule (Merck) Elution: Acetonitril : Wasser, 45 : 55 (V :V) UV 220 nm, 254 nm, 260 nm Detektion : Geräte:

Zur Analytik der PAHs Naphthalin, Anthracen und Fluoranthen wurden die experimentellen Bedingungen bei reproduzierbaren Wiedererhalten von 8 6 % Naphthalin, 6 8 % Anthracen und 5 7 % Fluoranthen wie folgt variiert: Blutionsmittel : Detektion:

Acetonitril : Wasser, 7 5 : 25 (V :V) UV 254 mm

Zusätzlich erfolgte eine HPLC-Direktbestimmung der PAHs mit program­ mierter Fluoreszenzdetektion. Die Bestimmungsgrenzen lagen bei 3 1lg/L Naphthalin, 0,08 11g/L Anthracen und 2 Jlg/L Fluoranthen. Geräte : Trennung : Injektion: Elutionsmittel : Detektion :

284

Vista 5500 (Varian) Fluoreszenzdetektor LS-5 (Perkin-Elmer) Säule : Lichrocart Licrospher RP- 1 8 , 125-4,5 mm mit 4-4 Vorsäule (Merck) 200 mL Acetonitril : Wasser, 65 : 35 (V : V) Fluoreszenz, Wellenlängenprogramm Naphthalin : Ex 280 nm, Ern 340 nm Anthracen: Ex 250 nm, Ern 385 nm Fluoranthen : Ex 260 nm, Ern 450 nm

8.2

8.2.3

8.2.3. 1

Organische Schadstoffe

Ergebnisse

Charakterisierung der Infiltrationsschicht

Die physikalischen und chemischen Eigenschaften der Infiltrationsschicht spielen bei der Uferfiltration im Zusammenhang mit der Elimination organi­ scher Stoffe eine wichtige Rolle. Nach Tabelle 8.2 handelt es sich bei den Bo­ denkörpern der Säulen S1 und S3 um einen sehr ungleichförmigen, schluffi­ gen, tonigen Lehm. Diese aus der Infiltrationsschicht stammenden Sedimente weisen keine großen Unterschiede auf. Die in die Säule 4 eingebauten Sedi­ mente aus dem Neckarseitenarm sind ungleichförmiger, sandiger Lehm, und bei dem Material der 54-Säule vom Rhein, die für den Disulfotonversuch einge­ setzt wurde, handelt es sich um gleichförmigen Feinsand.

Tabelle 8.2 : Korngrößenverteilung der Säulenfüllmaterialien (U grad). Säulen

Schicht (cm)

u

S 1 /S3

0-20 20-30 30-50 50-75

� 22 � 15 � 15 � 15 1 3,75 2

S4/Neckar S4/Rhein

=

Ungleichförmigkeits­

Material sehr ungleichförmiger schluffiger toniger Lehm sehr ungleich'förmiger schluffiger toniger Lehm sehr ungleichförmiger schluffiger toniger Lehm sehr ungleichförmiger schluffiger Lehm ungleichförmiger schluffiger Lehm gleichförmiger Feinsand

Anorganisch-chemische Analysen der Schichten im Infiltrationsbereich in Höhe der Wassergrenze wurden nach Aufschluß mit HN0 3 mit der ICP durchgeführt (Tabellen 8.3 und 8.4). Die Sedimente weisen hohe Gehalte von Calcium, Eisen, Aluminium und Magnesium auf. Die Gehalte von Blei, Cad­ mium, Kobalt, Chrom, Kupfer, Nickel und Zink liegen im Bereich des natür­ lichen Vorkommens, und das Verhältnis Kalium/Natrium deutet auf eine recht hohe Austauschkapazität hin. Die Konzentrationen in den Sedimentproben von 1986 und 1988 zeigen keine gravierenden Unterschiede. Die Bestimmung des Gehalts an organischem Kohlenstoff erfolgte zu­ nächst über die Ermittlung des Glühverlusts bei 500 ac (Tabelle 8.5). Die An­ teile liegen zwischen 1 , 2 und 2 % und zeigen keine großen Unterschiede so­ wohl über die Tiefe als auch bei den zwei Bohrkernen. Wegen des relativ ho­ hen Gehalts der Sedimente an Calciumcarbonat waren zu hohe Kohlenstoff­ werte durch dessen Zersetzung nicht auszuschließen. Deshalb wurde zusätz­ lich eine chemische Oxidation der organischen Substanzen mit Kaliumdi­ chromat durchgeführt. Diese Methode lieferte sehr reproduzierbare Werte. Tabelle 8.6 zeigt, daß so die Gehalte an organischem Kohlenstoff deutlich 285

� CXl

"'

Tabelle 8.3 : Chemische Analyse der Neckarsedimente in verschiedenen Tiefen (S l /S3, Probennahmen 9.4. und 2. 1 . 1986). Elemen (mg/kg] Phosphor Blei Cadmium Kobalt Eisen Chrom Vanadium Aluminium Calcium Kupfer Nickel Strontium Zink Barium Mangan Magnesium Natrium Lithium Kalium

0- 1 0 cm

10-20 cm

20-30 cm

3 0- 4 0 cm

40- 5 0 cm

50-60 cm

60-10 cm

10-80 cm

80-90 cm

808 1 6,4 0,16 5,4 20250 32 10 14 0 1 36510 15 22,4 6 1 ,5 31 153 245 9293 142 18,3 1 020

411 1 1 ,5 0,1 4,8 1 0290 11 1 5359 62960 11,1 1 9,5 18,1 26 92 3 63 9209 121 1 1 ,5 805

496 1 2,4 0,12 5,8 12140 20 8 6211 51920 12,6 21,1 12,4 30 91 423 9512 128 11,8 891

454 1 1 ,3 0,11 4,6 12010 18 1 5900 56380 1 1 ,5 18,4 10,1 21 80 402 8835 146 11,2 859

545 12,1 0,12 5,3 15880 22 8 6539 55820 12,8 22,2 12,8 32 96 583 8813 1 10 10,8 913

462 1 1 ,1 0,1 1 5,1 12910 20 1 1096 52110 13,6 21,1 66,1 31 99 444 9508 155 20,3 1 054

442 9,8 0,09 4,1 1 1 620 11 6 5231 65400 1 1 ,2 16,1 16,1 24 83 406 1614 131 8 184

460 9,4 0,09 4,2 11510 11 6 5281 61130 1 1 ,3 11,6 14,2 24 96 460 1134 138 9,8 132

416 8,1 0,09 4 10660 16 5 4 159 61460 9,1 15,8 10,1 22 83 448 6515 122 9,1 611

I � fO t3'

t:: ...... Ql .... .... .. 0

::;,

d ::;,

>

t:: � 0'

� ..... ..... t:: ::;,

�

0

� Ql: ::;,

�

::;, .... . ::;, VJ Ql: t:: ...... Cl)

::;,

03 �t::

g. Cl)

::;,

8.2

Organische Schadstoffe

Tabelle 8.4 : Chemische Analyse der Neckarsedimente in verschiedenen Tiefen (S1/S3, Probennahme 24. 1 0. 1 988). Element [mg/kg) Phosphor Blei Cadmium Kobalt Eisen Chrom Vanadium Aluminium Calcium Kupfer Nickel Strontium Zink Barium Mangan Magnesium Natrium Lithium Kalium

0-20 cm 590 49 0,67 1,4 1 5700 1 9,3 8,9 1 1 000 50000 1 6,2 26 82 42 121 310 9200 147 36 2040

20-30 cm 620 52 0,2 8,9 1 7500 20,2 10, 1 1 2400 41500 17,1 30 84 41 1 24 350 1 0 100 1 67 42 23 1 0

30-50 cm 590 52 0, 1 8 8,5 1 8300 2 1 ,4 10 1 3300 43400 1 7 ,3 29 84 41 1 25 530 10 100 1 68 44 53 1 0

50-15 cm 640 51 1 ,3 9,6 1 9 1 00 20,5 1 2,8 1 3800 40800 1 7 ,2 30 16 46 132 550 1 0800 1 67 55 2830

Tabelle 8.5: Gehalt der Sedimente an organischem Kohlenstoff (Glühverlust in %). Schicht [cm] 0-20 20-30 30-50 50-75

Sl

S2

1 ,7 1 1 ,99 2, 1 0 1 ,98

1 ,23 2,06 1,71 1 ,92

Tabelle 8.6: Gehalte der Sedimente an organischem Kohlenstoff in %. Probe Neckar (20-30 cm) Rhein (November 1 986) Neckarsediment

Säule

Glühverlust

Diebromat

S1 S4 S4/S5/S6

1 ,99 1, 1

1 ,02 0, 1 6 2,26

niedriger liegen als bei der Glühverlustbestimmung. Eine Messung des organi­ schen Kohlenstoffs über den Glühverlust sollte daher kritisch betrachtet werden. Neben der Summenbestimmung des organischen Kohlenstoffs sind die Anteile an Humin- und Fulvosäuren, die einen deutlichen Teil des DOC in 287

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Flußwässern ausmachen, von Interesse. In den Tabellen 8.7 bis 8.9 sind die von der Arbeitsgruppe Filip (Smed-Hildmann und Filip 1988, 1995) gemessenen Gehalte an Humin- und Fulvosäuren sowie die Elementanalysen von zwei Tie­ fenprofilen des Neckarufers zusammengestellt. Die Gehalte der Huminsäuren liegen zwischen 500 und 1 000 mg C/kg TG, die der Fulvosäuren zwischen 1000 und 1500 mg C/kg TG. Die Anteile am gesamten organischen Kohlen­ stoff betragen bei den Huminsäuren 5 bis 1 0 % und bei den Fulvosäuren 1 0 bis 1 5 % . Es zeigt sich, daß über die Tiefe und zwischen den beiden Profilen keine gravierenden Unterschiede bei den Humin- und Fulvosäuren bestehen. Dies wird auch durch die UV/Vis- und die Fluoreszenzspektren bestätigt (siehe Ta­ bellen 8.7 bis 8 . 9). An adsorbierten Einzelsubstanzen konnten in Neckarsedimenten (Fluß­ ufer) Dibutylphthalat sowie Spuren von Anthracen, Phenanthren und Pyren/ Fluoranthen nachgewiesen werden (siehe Abschnitt 7. 1).

Tabelle 8.7 : Huminsäuren (HS) im Neckarsediment für die Säulen S1 und S3 (TG Trockengewicht). =

Ertrag [mg HS/kg TG]

C-Gehalt [% TG (HS)]

N-Gehalt [% TG (HS))

C:N

(9. 4 . 1 986) 0-20 20-30 30-50 50-15

1 690 2067 1 488 1 568

48,8 5 1 ,0 39,2 32,9

1 1 ,94 8,96 7,46 8,96

4,09 5,69 5,25 3,67

(2. 7. 1 986) 0-20 20-30 30-50 50-15

1 022 1 698 1 648 1 486

48,5 52,8 42,8 40,4

5,97 7,46 7,46 8,96

8, 1 2 7,08 5,74 4,5 1

Probe [cm]

Tabelle 8.8: Fulvosäuren (FS) im Neckarsediment (S1 /S3) (TG Probe [cm]

=

Trockengewicht).

Bereich [mg HS/kg TG]

C-Gehalt [% TG (HS)]

N-Gehalt [% TG (HS)]

C:N

0-20 20-30 3 0 - 50 50-75

1518 1 359 1 092 1 035

130 1 29 121 141

1 1 ,68 1 0,53 9,03 7, 35

0-20 20-30 30-50 50-75

838 1 264 1 1 60 1013

1 22 1 62 1 78 1 89

6,87 7,80 6,52 5,36

(9. 4 . 1 986)

(2. 7. 1 986)

288

Organische Schadstoffe

8.2

Tabelle 8.9: Huminstofferträge im Neckarsediment in mg C/kg TG (S1 /S3). Probe

Schicht

(FS) + (HS)

(FS) : (HS)

0-20 20-30 30-50 50-75

234 1 24 1 3 1 675 1551

1 ,84 1 ,29 1 ,87 2,01

0-20 20-30 30-50 50-75

1 334 2161 1 865 1613

1 ,69 1 ,4 1 1 , 65 1 , 69

(9. 4. 1 986)

(2. 7 . 1 986)

8.2.3.2 Umlaufsäulenversuche mit organischen Substanzen Der Durchbruch von organischen Verbindungen im Umlaufsäulenversuch ist durch Adsorption am Säulenmaterial und durch mikrobiologischen und che­ mischen Abbau im Vergleich zu unretardierten Tracern verzögert. Diese Ver­ zögerung wird durch den Retardationstaktor (R0) beschrieben, der den Quoti­ enten aus den Elutionsvolumina von Substanz (Vsso) und Tracer (VTso) beim Durchgang durch den 5 0-%-Wert, bezogen auf den Wiedererhalt, darstellt : Ro = VssrJVrso

(8.1)

0,8

0,6 Trend

�

0,2

-+-

---*"-

NaCI

Uranln B or

0 ��---L--��---L---L�����--�--L_� 0

2

3

4

5

6

7

8

9

E lutionsvolumen ( I )

10

11

12

13

14

Abbildung 8.9: Umlaufsäulenversuch mit Uranin, NaCl und Borat in der Säulenanord­ nung S l .

289

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

0,8 - NaCI 0,6

--+- U ranln -B- Bor

0,4

0,2

0

�--�--�---L--����-

0

6

10

16

20

26

Elutionsvolumen ( I )

30

35

40

C I C0

-------------------------------, 1 , 2 --��----------

0,8

--+-

0,6

NaCl U ra n l n

--*"- Bor 0,4

0,2

0 ��-L--�----�---L--��-�� 10 8 9 3 4 5 6 7 0 2

Elutionsvo lumen ( I )

Abbildung 8 . 1 0 a - b : Umlaufsäulenversuch mit Uranin, NaCI und Borat in der Säulen· anordnung 53.

Die Höhe des Wiedererhalts ist ein Maß für den mikrobiologischen und chemischen Abbau. Der Verlauf der Desorptionskurve ergibt im Vergleich zu einem unretardierten Tracer analog zum Retardationstaktor den Desorptions· faktor (Dn), den Quotienten der Elutionsvolumina von Substanz und Tracer bei 50-%-Durchgang ab Beginn der Desorptionsphase. Die Konzentrationsent­ wicklung am Ende der Desorptionskurve gibt Hinweise auf eine verzögerte Desorption. 290

8.2

Organische Schadstoffe

Wegen seiner vielfältigen Anwendung bei den Untersuchungen im Test­ feld "Böckinger Wiesen" (siehe Abschnitte 2 . 3 , 4 . 2 und 8.4) wurde auch Ur­ anin bei allen Säulen eingesetzt. Begonnen wurden die Versuche mit den Säul­ anordnungen S1 und S3 . Abbildung 8.9 zeigt die Perkolationskurven der Um­ laufsäulenversuche in Säule S l . Uranin ist gegenüber dem Tracer NaCl gering­ fügig verzögert. Die Wiedererhalte von ca. 4 0 % weisen möglicherweise auf einen mikrobiologischen Abbau (vgl. aber Abschnitt 8.4 und Käß 1992). Der Desorptionsverlauf von Uranin ist bisher nicht erklärbar. Für die Säule S3 zeigen die Abbildungen 8. 1 0 a und 8 . 1 0 b, daß auch hier nur eine geringfügige Verzögerung des Uranins im Vergleich zu Chlorid und damit eine geringe Adsorption stattfindet. Die Wiederfindungsrate im ersten Versuch (siehe Abbildung 8 . 1 0 a) ist mit 9 6 % den Wiederfindungsraten in den Säulenversuchen mit Aquifermaterial vergleichbar (siehe Abschnitt 8.4.2). Eine geringe Abnahme im Laufe des Versuchs deutet möglicherweise auf eine zunehmende Fähigkeit des Systems zum Uraninabbau hin. Dieser Trend setzt sich beim zweiten Versuch fort (siehe Abbildung 8 . 1 0 b). Die Wiederfindungs­ rate liegt am Anfang mit ca. 4 0 % wie bei S1 und nimmt dann in einer langen Phase sogar bis auf ca. 1 0 % ab. Die Ergebnisse lassen auf eine recht lange Adaptationsphase des Systems schließen, wonach dann aber ein Abbau statt­ findet. Die Elutionsfolge bei der Desorption ist auch bei diesem zweiten Ver­ such nicht zu erklären (Käß 1 992). Bei einigen Säulenversuchen mit Uranin wurde zusätzlich Borat (1000 �g/L) zudosiert ; die Wiedererhalte liegen bei 9 0 % . Da bei Borat eine Re­ tardierung wahrscheinlich auf Austauscheffekten beruht, ist anzunehmen, daß eine unterschiedliche Absättigung der Austauscherplätze einen Einfluß auf das Ausmaß der Rückhaltung hat.

1 , 2 .-��-----------------------------------------,

C I C0

0,6

0,4

0,2

. . ,."'" 1 2

3

NaCl

-+-

4

5

Elutionsvolumen ( I )

6

Atrazln 7

8

Abbildung 8. 1 1 : Umlaufsäulenversuch mit Atrazin und NaCl in der Säulenanordnung S l .

291

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen C0�-------------------------------C I---------

1 ,2 ,-

-,

0,8

0,6

0,4

Do�•pllo•

0,2

NaCl

l

-+- Atrazln

0 1 ,5

0, 5

0

2

3

2,5

Elutionsvolumen ( I )

3,5

4

C I C0

--�-----------------------------------------,

1 ,2 ,-

0,8 �

0,6

NaCI

-+- Atrazln

0,4

Desorption

0,2

0 0

0,5

1,5

2

2,5

3

3,5

l

4

4,5

Elutionsvolumen ( I )

5

5,5

6

6,5

7

Abbildung 8.12 a - b : Umlaufsäulenversuch mit Atrazin und NaCl in der Säulenanord· nung S5.

Eine Substanz , die im Neckar häufig nachgewiesen werden konnte, war das Herbizid Atrazin (siehe Abschnitt 7 . 1 .2.3). Eine Atrazindosierung der Säule St zeigt Abbildung 8 . 1 1 . Eine Retardierung und Adsorption ist nicht fest­ zustellen, die Wiederfindungsrate von 8 0 % deutet auf einen nur geringen Ab­ bau hin. 292

8.2

Organische Schadstoffe

Zwei weitere Atrazinversuche wurden an S5-Säulen durchgeführt (Abbil­ dungen 8 . 1 2 a und 8 . 1 2 b). Zu Beginn der Durchbruchskurve ist eine Adsorp­ tion des Atrazins festzustellen. Die Wiederfindungsraten liegen auch hier mit ca. 8 0 % hoch. In der Desorptionsphase findet eine verzögerte Konzentrations­ abnahme statt. Ein weiterer Versuch mit Atrazin ist in Abbildung 8. 1 3 dargestellt. Atrazin wird verzögert, also nur zum Teil adsorbiert, die Wiederfindungsrate steigt langsam auf ca. 7 0 % . Auch hier findet kaum ein Abbau statt. Die Desorptions­ phase ist nicht auswertbar. C I C0

1 , 2 .---�-----------------------------------------.

0,8 NaCl

0,6

0,4

D"o 25 rnm) mußte aus versuchstechnischen Gründen per Hand ausgelesen werden. Ver· gleichbar mit dem Testfeld, zeigen die einzelnen Säulenfüllungen eine große 309

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

(i)

Abbildung 8.20: Aufbau der Durchlaufsäulenversuche ( 1 : Vorratsbehälter, Mariottesche Flasche ; 2: Schlauchpumpe ; 3 : Durchströmungsrichtung; 4 : Impfanordnung, Infusions­ zwischenstück; 5 : Einlaufverteiler; 6: Plexiglassäule, gefüllt mit Sediment (Typ A: 2 2 x S O cm, A 63 ,62 cm ; Typ B : x 150 cm, A 254,47 cm ) ; 7: Auslaufverteiler, nur Typ B ; 8 : Durchlaufgefäß für Meßgeräte ; 9 : Tygonschlauch; 1 0 : automatischer Frak­ tionssammler). =

=

=

=

Variationsbreite in ihrer mineralogischen und sedimentalogischen Zusam­ mensetzung (Abbildung 8 . 2 1). Insbesondere im Bezug auf die für die Festle­ gungskapazität des Sediments entscheidenden Gehalte an organischen und anorganischen Sorbenten waren signifikante Unterschiede zu verzeichnen. Die Maximalwerte lagen bei 8 , 1 Gew.-% quellbare Tonminerale in der Säule B (0,5 m) und 4 , 2 Gew.-% C org in der Säule E (0,5 m). In beide Säulen wurde Sedi­ ment der GWM 3 0 65, die im Bereich der Schlicklinse abgeteuft wurde, einge­ baut. Die übrigen Säulen repräsentieren überwiegend den organikarmen ( Corg < 3 , 0 Gew.-%) und durch einen geringen Schluff-Ton-Anteil (ca. 3 Gew.-%) gekennzeichneten Kiesaquifer. Der Gehalt an Tonmineralien lag bei diesen Säulen im Mittel bei 4 Gew.-%. Das Sediment wurde gestört im wassergesättigten Zustand eingebaut. Die Konditionierungsphase bis zur Einstellung eines stabilen Korngerüsts betrug ca. acht Wochen. Die Säulen wurden von unten nach oben durchströmt, um eine Beeinflussung des krWertes durch Luftblasen zu verhindern. Durch die Verwendung einer Schlauchpumpe und einer MariaUesehen Flasche als Vor­ ratsgefäß war ein konstanter Durchfluß zwischen 1 x 10- 4 und 5 x 10- 6 m/s 3 10

8.4 � I

l

Cl

m

Ton

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe

Schlämmkorn Schl uff Mrttel -

Fein -

Fein -

Grob -

Siebkam

Sand

Kies

Fein -

Grob-

Mitlei -

Mrttel

Slei -

Grob -

ne

90 IJJ

)1: .

70

I

60 50 �

�x

30

.

;

, ' ffl!.\ /V

20 10 0.001

0.00 2

0.006

002

0.06

02

0,6

2,0

6.o

20 60 m Kornd UTl: hmesst>rlmml

Quartz

Calcit

Dolomit

quell. Tonm in.

l l l i t/Kaol i n l t

org. C

0

10

20

30

Gewichtsanteil (%)

40

50

Abbildung 8.2 1 : Korngrößenspektrum des Sedimentmaterials für die verschiedenen Säulenversuche und Hauptbestandteile der Säulenfüllungen (Mittelwert und Standard­ abweichung von zwölf Säulen).

gewährleistet. Die Dotierung erfolgte punktförmig über ein Infusionszwi­ schenstück vor dem Einlaufverteiler. Der Säulenauslauf wurde mit einem Fraktionssammler bei einer mittleren Versuchsdauer von fünf Tagen in zeit­ lich gut aufgelösten Probenserien beprobt. Temperatur, pH-Wert, Redoxpoten311

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

tial und Leitfähigkeit wurden in einem Durchflußgefäß am Säulenauslauf kon­ trolliert. Durchströmungsflüssigkeit Um möglichst naturnah zu simulieren, wurde Uferfiltrat aus dem Testfeld als Durchströmungsmedium verwendet. Neckarwasser war aufgrund seiner ho­ hen Schwebstoffbelastung ungeeignet, daher wurden die Versuche mit Grund­ wasser aus der GWM 3047 ( 1 0 0 % Uferfiltrat) durchgeführt. GWM 3 047 liegt abseits des eigentlichen Infiltrationsprofils (vgl. Abschnitt 1.4), so daß die La­ borversuche durch die in-situ-Tracerversuche (vgl. Kapitel 4) nicht beeinflußt werden konnten. Tabelle 8 . 14 zeigt die mittlere hydrochemische Zusammen­ setzung des verwendeten Grundwassers. Die durch die Versuchsdurchführung bei Raumtemperatur bedingten Änderungen im Labor sind gesondert aufge­ führt. Tabelle 8 . 1 4 : Mittlere hydrochemische Zusammensetzung des Durchströmungs­ mediums (39 Vollanalysen). Die Versuchsdurchführung bei Raumtemperatur führte zu deutlichen Änderungen einzelner Kennwerte (Labordaten, 78 Messungen, die Werte für die Geländeparameter sind in Klammern mitangegeben). Parameter spez. elektr. Leitfähigk. Temperatur rH-Wert pH-Wert Sauerstoff Chlorid Hydrogenkarbonat Nitrat Sulfat Natrium Kalium Calcium Magnesium Eisen Mangan

Einheit

Mittelwert

Abweichung

[mg/L)

125 20,5 [ 1 2,5) 28,0 [25,0] 7 , 1 0 (6,98) 3 , 5 0 [2, 1 1 )

± 98 ± 1 ,8 [± 2,7) ± 5,0 [± 1 0 ,2] ± 0,20 [ ± 0, 1 7] ± 1 ,59 [ ± 2 , 1 9)

[mmol(eq)/L) [mmol(eq)/L] [mmol(eq)IL] [mmol(eq)IL] (mmol(eq)/L] [mmol(eq)/L) [mmol(eq)/L) [mmol(eq)/L) [mmol(eq)/L) [mmol(eq)/L]

1 ,28 5,46 0,43 2,22 1 ,2 1 0,09 6,48 1 ,69 0,0034 < 0,00 1

± 0,2 1 ± 0,4 1 ± 0,14 ± 0,46 ± 0 ,27 ± 0, 02 ± 0 ,54 ± 0,2 1 ± 0,0036

[lls/cm 25 oq [ OC]

In regelmäßigen Abständen wurde der natürliche Hintergrund der "Refe­ renztracer" und Schadstoffe bestimmt. Die Lithiumgrundlast lag im Mittel bei 23 J.Lg/L, j edoch waren deutliche Schwankungen zu verzeichnen. Uranin, das als umweltrelevanter Spurenstoff im Neckar in deutlichen Konzentrationen vorliegt, ist aufgrund des hohen Uferfiltratanteils der GWM 3047 eindeutig nachweisbar. Für die übrigen Farbtracer mußte mit Ausnahme einzelner Eigenfluoreszenzeil des Uferfiltrats im UV-Bereich und im Wellenlängenbe­ reich der Rhodaminfarbstoffe keinerlei natürlicher Untergrund berücksichtigt 3 12

8. 4

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe

werden. Die Schadstoffbelastung des verwendeten Grundwassers war ver­ gleichsweise gering, häufig lag sie im Bereich der apparativen Nachweisgrenze (Cadmium, Blei). Die Zinkgrundlast varüerte zwischen 5 und 1 1 J,Lg/L. Auf­ grund der versuchstechnischen Rahmenbedingungen (Raumtemperatur, Standzeit von bis zu einer Woche) lagen die Tensidkonzentrationen im Durch­ strömungsmedium prinzipiell im Bereich der Nachweisgrenze. Auswertung Ziel der Säulenversuche war es, die Migrationsparameter der verschiedenen "Referenztracer" im Vergleich zu den einzelnen Schadstoffen quantitativ zu bestimmen. Entscheidende Kriterien für die Beurteilung des Migrationsverhal­ tens der eingesetzten Substanzen sind, entsprechend dem im Kapitel 4 skiz­ zierten mathematischen Auswertekonzept, der Retardationstaktor (Rd), der Wiedererhalt (W) sowie der stoffspezifische Dispersionsparameter (D/vx)* be­ ziehungsweise die scheinbare Dispersivität o.{ = (D/v)*. Der Retardationstaktor beschreibt die durch die verschiedenen Wechsel­ wirkungen der reaktiven Substanzen bedingte zeitliche Verzögerung der Tra­ cerfront, Llt1, gegenüber der Wasserfront. Das Retardationskonzept wird aller­ dings dem komplexen Ausbreitungsverhalten der verschiedenen reaktiven Substanzen nur ansatzweise gerecht (siehe auch Reardon 198 1). Aus diesem Grund stellt der stoffspezifische Dispersionsparameter (D/vx) * für die Be­ schreibung von Transportvorgängen reaktiver Substanzen ein wesentliches Beurteilungskriterium dar. Uber diesen Parameter, der neben der Dispersivität des durchströmten Mediums die Reaktionen der Substanz mit der Matrix be­ inhaltet, wird auch die Kurvensymmetrie, die durch die Reaktionsprozesse maßgeblich beeinflußt wird, mit berücksichtigt. Aus den aufgezeichneten Durchgangskurven werden mit Hilfe des Dispersionsmodells (gekoppelt mit einem chemischen Modell) t1 und (D/vx) * ermittelt (vgl. Abschnitt 4 . 1). Festle­ gung und/oder Abbau der reaktiven Stoffe bei der Untergrundpassage kön­ nen über den Wiedererhalt W aus den experimentellen Durchgangskurven entsprechend Gleichung (8.5) quantifiziert werden :

W

=

0/Min

'·

f

0

Ccx.t) dt

1 00

[%]

(8.5)

mit: W = Wiedererhalt ; Q = Durchflußrate ; Min = eingegebene Tracermenge ; C = Tracerkonzentration; te = Beobachtungszeit.

Im Hinblick auf die Bewertung von Kontaminationsdurchbrüchen wurden zusätzlich zu den genannten Parametern der Ersteinsatz , der jedoch maßgeb­ lich von der Nachweisgrenze bestimmt wird, sowie der Zeitpunkt des Konzen­ trationsmaximums für die Beurteilung des Migrationsverhaltens herange­ zogen. 313

8

8.4.2

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Transportparameter hydrologischer Markierungsstoffe als "Referenztracer"

Die durch die Säulenversuche ermittelten standortspezifischen Migrations­ parameter der eingesetzten "Referenztracer" bestätigen teilweise das in der Literatur beschriebene generelle Ausbreitungsverhalten dieser Substanzen (Behrens 1983 ; Behrens et al. 1 9 8 2 ; Gasper 1987 ; Klotz et al. 1980; Leibundgut 1 98 1 ; Smetten und Trudgill 1983 ; Trudgill 1987). Im einzelnen wurden die fol­ genden Ergebnisse erhalten (Tabelle 8 . 1 5).

Tabelle 8 . 1 5 : Retardationsfaktoren Rd (bestimmt im Vergleich zu Deuterium oder den quasi-konservativen Tracern Pyranin und Uranin) und Wiederfindungsraten W der gete­ steten hydrologischen Tracer bei den durchgeführten Säulenversuchen. Tracer Pyranin Uranin Eosin Naphthionat Rhodamin B Sulphorhodamin G Sulphorhodamin B Lithium

Rd

W [%]

Versuchsanzahl

0,94- 1 ,08 1 ,5 - 1 ,23 1 ,22- 1 ,75 1 , 02- 1 , 1 5 4,80-6,70 3,70-4 , 63 1 ,90-3 ,50 1 ,02- 1 ,80

95-99 89-98 65- 87 89-95 44-58 59-65 68-72 80-98

21 29 21 12 9 11 11 27

Pyranin (PY) und Uranin (UR) werden im Vergleich zu 2H bei einer Fließ­ strecke sowohl von 0,50 m als auch von 1 ,5 0 m geringfügig retardiert. Die ins­ besondere bei Uranin auftretenden Sorptionsphänomene sind bei einem Wie­ dererhalt von nahezu 1 0 0 % reversibel. Auffällig ist jedoch, daß Uranirr im Ge­ gensatz zu Pyranin an der Fließbewegung durch die Mikroporen teilnimmt. Im sauren Milieu treten bei Uranin, das hier als einwertiges Kation vorliegt, ir­ reversible Sorptionsverluste auf. Das Ausbreitungsverhalten von Eosin (EO) ist mit einem mittleren Retardationstaktor von 1 ,3 gegenüber Pyranin in den kur­ zen Säulen und 1,55 in der 1 , 5 0 m langen Säule deutlich von Sorptionsprozes­ sen geprägt. Es handelt sich bei Wiedererhalten zwischen 65 und 8 7 % im we­ sentlichen um irreversible Sorptionsvorgänge mit Ionenaustauschcharakter. Die Wiedererhalte bei Naphthionat (NA), dessen Adsorptionsverluste bei kur­ zer Fließstrecke nur geringfügig höher als bei Uranirr lagen, sind bei längeren Fließstrecken deutlich niedriger. Die Gruppe der Rhodaminfarbstoffe unter­ liegt aufgrund ihrer stark basischen Aminogruppen extremen Sorptionsvor­ gängen mit Ionenaustauschcharakter. Dabei weist Rhodamin B (RH) die höch­ sten Fixierungsraten auf. Das Migrationsverhalten von Sulphorhodamin B (SRB) und Sulphorh odamin G (SRG) ist etwas günstiger zu bewerten. Für Simu­ lationsversuche stark sorptiver Schadstoffe sind die drei Rhodaminfarbstoffe gut geeignet. Die beobachteten, teilweise signifikanten Unterschiede einzel3 14

8.4

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe

ner Kennwerte im Vergleich zu den literaturwerten sind im wesentlichen standortspezifisch. Dabei stellen die Gehalte an organischen und anorgani­ schen Sorptionsträgern im untersuchten Grundwasserleiter die dominieren­ den Steuerfaktoren dar. Für den reaktiven Tracer Lithium (Li), dessen Migra· tionsverhalten in der Uteratur zum Teil sehr widersprüchlich bewertet wird (zum Beispiel Brand 1989; Leditzky 1 98 1 ; Schröter 1 983), ist das Migrations­ verhalten im wesentlichen versuchstechnisch beeinflußt, entscheidend ist da­ bei die Länge des Fließweges. Exemplarisch für die Vielzahl der durchgeführten Versuche mit kombi­ nierter Dotierung verschiedener "Referenztracer" zeigen die Abbildungen 8.22 und 8.23 die Versuchsergebnisse von zwei Säulenexperimenten. Generell sind bei der Darstellung von Säulenversuchen die Meßwerte normiert aufge­ tragen. Durch die Normierung über die Eingabemenge (C/Cin) wird der Ein­ fluß von Immobilisierungsprozessen leichter erkennbar. Ideale und nahezu ideale Tracer zeigen bei dieser Darstellungsart vergleichbare Durchgangskur­ ven (zum Beispiel das obere Diagramm in Abbildung 8.22: 2H und lithium). Reaktive Tracer weisen, bedingt durch den niedrigeren mobilen Anteil, we­ sentlich flachere Konzentrationsdurchgänge auf. Zeitliche Verzögerungen in den Ersteinsätzen oder beim Durchgang der Konzentrationsmaxima werden in einer Normierung über die maximale Tracerkonzentration (C/Cmax) deut­ licher sichtbar. Die ermittelten Migrationsparameter sowie die allgemeinen Versuchsbedingungen sind in den Abbildungen mit aufgeführt. Veränderun­ gen im Ausbreitungsverhalten, bedingt durch eine längere Kontaktzeit der "Referenztracer" mit der durchströmten Matrix ( 1 , 5 m Fließstrecke), werden in Abbildung 8.23 deutlich. Besonders markant ist der dominierende Einfluß der längeren Fließ­ strecke beziehungsweise der zur Verfügung stehenden Reaktionszeit auf das Ausbreitungsverhalten des ionaren Tracers lithium. Während sich Uthium bei kurzen Fließstrecken wie ein konservativer Tracer verhält (siehe Abbil­ dung 8.22), treten bei längeren Fließstrecken signifikante Verzögerungen beim Ersteinsatz, beim Durchgang des Tracermaximums und bei der mittleren Verweilzeit auf. Der ermittelte Retardationstaktor zu Pyranin als quasi-konser­ vativem Tracer (Wiedererhalt 98%) beträgt 1 , 3 5 . Die Form der Durchgangs­ kurve, die entsprechend der höheren stoffspezifischen Dispersivität von 0,063 m ein ausgeprägtes Tailing aufweist, ist Ausdruck der verschiedenen Wechselwirkungen mit dem durchflossenen Sediment. Da äquivalent zu dem beobachteten U + -Defizit die Konzentrationen anderer Kationen, insbeson­ dere von Ca2 + , im Eluat ansteigen, dominieren Ionenaustauschprozesse (U + gegen Ca2 + ) das Migrationsverhalten dieses reaktiven Tracers. Die Ursache dafür, daß der Ionenaustausch erst bei längerer Fließstrecke das Transportver­ halten von U + bestimmt, kann eine vergleichsweise langsame Reaktionskine­ tik sein. Entscheidend dürfte jedoch die deutlich höhere Anzahl an Sorptions­ oder Austauschplätzen sein, die zur Verfügung stehen.

3 15

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen C/Cin 0, 1 2

0,09

0,06

--

D

___,__

LI

--�>r-

NA Ur

RH

0,0 3

0 6

4

2

0

8

10

4

5

C/Cmax 1 ,0 0

3, 2 Stunden nach E i n g a b e

0

Versuehsbedingungen: Fließstrecke Migrationsparameter:

=

0.50

m; k(Wert

0. 1 6

1 0. 5

1.

0.027

98. 1

1 0. 1

1 .04

0 . 039

97.4

84

8.57

1 .23

0 . 045

60.8

50

82

8.78

1 .20

0.04 1

96.2

90

191

3 . 76

2 . 80

0.075

59.3

[min]

tdom

[min]

tJt, [min]

vJv1 [m/d]

NA*

0 . 600

30

50

68

0 . 250

20

60

71

D

1 , 650

20

50

0 .3 1 5

30

0.250

30

RH

=

w

1max

Li

m/s; n.n

a.;�

Min

UR

-4

2* 1 0

Rd

[mg]

Tracer

=

[m]

[% ]

Abbildung 8.22: Ergebnis eines Säulenversuchs mit einer kombinierten Dotierung der " Referenztracer" NA, UR, RH und Li im Vergleich zu 2 H bei einer Fließlänge von 0 , 5 0 m (Säule B, Versuch 5). Von oben nach unten: C/Cin·normierte Kurven, C/C max·normterte Kurven, Versuchsbedingungen und ermittelte Kennwerte (Abkür­ zungen: C;n = Eingabemenge; tmax = Zeitpunkt des ersten Tracernachweises; tctom = Zeit­ punkt des Konzentrationsmaximums ; t0 = mittlere Verweilzeit des idealen Tracers; t1 = mittlere Verweilzeit des reaktiven Tracers; v 0 = mittlere Fließgeschwindigkeit des idealen Tracers ; v1 = mittlere Fließgeschwindigkeit des reaktiven Tracers; Rct = Retardationsfaktor; a1 = longitudinale Dispersion (idealer Tracer); (a1)* = stoffspezi­ fische Dispersion ; W = Wiedererhalt).

316

Versuchsbedingungen:

Fließstrecke

=

1 .50

m; k(Wert

=

Migrationsparameter:

Trac e r M in py• NA UR EO

Li

m/s; neH

=

0.21

aja,

w

1 2.78

1

0.080

1 1 .3 1

1 .13

0.089

98.4 92.8

1dom

[min]

la'tt [min]

vrfvt [m/d]

0.220

75

1 30

1 69

0.388

75

1 30

191

[min]

-4

Rd

l rnax

[mg ]

1 .5 * 1 0

[m]

[%]

0.098

90

1 50

206

1 0.48

1 .22

0 . 092

95 . 1

0.405

90

1 80

238

9.08

1 .4 1

0 . 098

64. 6

0 . 350

95

1 80

256

8 . 44

1 .5 1

0 . 1 03

79.3

Abbildung 8.23 : Säulenversuch L3 (Fließlänge 1,5 m) : kombinierte Dotierung der .,Refe­ renztracer" UR, NA, EO und U im Vergleich zu PY ( * quasi-konservativ). Von oben nach unten: C/C;n·normierte Kurven, C/Cmax·normierte Kurven, Versuchsbedingun­ gen und Migrationsparameter (Abkürzungen siehe Abbildung 8.22). =

317

8

8.4.3

Sim ulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Transportparameter ausgewählter Schwermetalle im Vergleich zu den "Referenztracern"

Modellmäßig auswertbare Schwermetall-Durchbruchskurven konnten bei den geringen, den natürlichen Verhältnissen entsprechenden Schwermetallgaben erst nach einer weitgehenden Betadung des Sediments erzielt werden, das heißt, erst nachdem die zur Verfügung stehenden Bindungsstellen größtenteils belegt sind. Diese Schwermetallbeladung entspricht weitgehend den natürli­ chen Vorgängen in einem Uferfiltrationssystem, da das Aquifersediment konti­ nuierlich über das infiltrierende Flußwasser mit Schwermetallen beladen wird (vgl. Abschnitt 7.2). Durchbruchseffekte gewinnen mit steigender Schwerme­ tallbeladung des Sediments an Bedeutung, da die Adsorptionsgeschwindigkeit mit zunehmender Belegung der Bindungsstellen geringer wird (zum Beispiel Boochs et al. 1977). Die Zugabe von hohen Schwermetallkonzentrationen führt dementsprechend zu vergleichsweise hohen Wiedererhalten (als Maß für den mobilen Anteil des Schwermetalls). Exemplarisch für die durchgeführ­ ten Experimente zeigt Abbildung 8 . 24 das Ergebnis eines Säulenversuchs mit einer kombinierten Dotierung verschiedener "Referenztracer" mit Zink. Um diese mit dem Dispersionsmodell auswertbare Zink-Durchgangskurve zu er­ halten, wurde vorher eine Zinkbetadung des Sediments durchgeführt. Zusammenfassend kann gesagt werden, daß die gemessenen Schwerme­ tall-Durchgangskurven bei Wiederfindungsraten zwischen 0 und 3 7 % nicht das Gesamtverhalten der eingesetzten Schwermetalle widerspiegeln (siehe auch Abraham et al. 1989; Brand 1989; Isenbeck et al. 1985 und 1987; Zahn 1 988). Schwermetalldurchbrüche bei den durchgeführten Säulenversuchen, wie zum Beispiel für Zink in Abbildung 8.24, erfassen nur den mobilen Schwermetallanteil, der in Abhängigkeit von der eingesetzten Datierungskon­ zentration beziehungsweise von der Dauer der Betadung unterschiedlich hoch sein kann. Für einen Vergleich mit "Referenztracern" kann nur dieser mobile Schwermetallanteil herangezogen werden. Im Hinblick auf eine Gefährdungs­ abschätzung stellen jedoch gerade Kontaminationsdurchbrüche, die mit "Re­ ferenztracern" beschrieben werden können, ein wichtiges Entscheidungskri­ terium dar. Zwischen den gering sorptiven "Referenztracern" und den geteste­ ten Schwermetallen besteht bei Ersteinsatz und Durchgang des Konzentra­ tionsmaximums relativ gute Ubereinstimmung. Mediane Fließgeschwindigkei­ ten und Wiedererhalte stimmen aber mit keinem der "Referenztracer" überein. In Abhängigkeit vom Gehalt an organischen und anorganischen Sorptionsträgern treten höhere Festlegungsraten bei niedrigeren mittleren Verweilzeiten und erhöhten stoffspezifischen Dispersivitäten bei den reakti­ ven Tracern auf. Die aus dieser substratspezifischen Abhängigkeit im Migra­ tionsverhalten der "Referenztracer" und damit die daraus abgeleiteten Trans­ portparameter sind zwar nicht direkt auf die Schwermetalle übertragbar, ge­ ben jedoch entscheidende Hinweise auf Bereiche mit hohen Festlegungsraten (vgl. Abschnitt 4.3). Limitierender Faktor für die direkte Vergleichbarkeit des Schwermetalltransports mit den "Referenztracern" ist deren geringe Abhän­ gigkeit von milieuspezifischen Faktoren. 318

8. 4

0,05

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe

C/Cin -+-

D

--1- LI

0,04

-- Zn ---- EO

0,03 0,02 0,0 1 0 0

C/Cmax

2

4

6

8

10

2

3

4

5

1 ,00

0

Stunden nach Eingabe Versuchsbedingungen: Fließstrecke Migrationsparameter: Tracer M in [m g]

1max [min]

tdom [min]

=

0.50

m; k(Wert

=

-5

4* 1 0

m/s;

"•tt

=

0.22

ttftt [min]

v0/v1 [m/d]

Rd

a!a,

w

[m]

[%]

0 . 1 50

55

1 50

1 68

4.28

1

0.06

97.6

D

22

60

1 60

204

3.53

1 .2 1

0 . 08

60.2

EO

0.0 1 0

60

1 60

284

2.53

1 .69

0 . 09

84.3

Zn

0.350

60

1 60

663

1 . 09

3.94

0.16

28.0

Li*

Abbildung 8.24: Migrationsverhalten der .,Referenztracer" Deuterium (D), Li und Eo im Vergleich zu dem Schwermetall Zink. Von oben nach unten: C/Cin·normierte Durch­ gangskurven, C/Cma.x·normierte Kurven, Versuchsbedingungen und ermittelte Parame­ ter (Abkürzungen siehe Abbildung 8.22).

Remobilisierungsprozesse, die bei den Geländeversuchen von Zahn (1988) maßgeblich an Schwermetalldurchbrüchen beteiligt waren, konnten bei den vergleichsweise kurzen Fließstrecken (0,5 und 1 , 5 m) in den Säulenexperi­ menten nur ansatzweise beobachtet werden. Bedingt durch die langsame Re­ aktionskinetik der eingesetzten Schwermetalle, treten bei den Laborversu­ chen Durchbruchseffekte auf, bei denen das dotierte Schwermetall das Sedi­ ment vor der Gleichgewichtseinstellung passiert hat. 319

8

8.4.4

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

"Referenztracer" für anionische Tenside

Bei der Bewertung der Säulenversuche mit anionischen Tensiden im Vergleich zu "Referenztracern" muß berücksichtigt werden, daß die Tenside als Sum­ menparameter bestimmt wurden und auf die bei Säulenversuchen geforderte hohe zeitliche Auflösung der Probennahme verzichtet werden mußte. Die er­ mittelten Migrationsparameter für die anionischen Tenside können daher nur als Richtwerte betrachtet werden. Abbildung 8.25 zeigt am Beispiel einer kombinierten Dotierung von ver­ schiedenen "Referenztracern" im Vergleich zu anionischen Tensiden (TBS als Modellsubstanz) die wesentlichen Versuchsergebnisse. Die Durchgangskurven zeigen deutlich, daß eine direkte Vergleichbarkeit zwischen TBS und den drei unterschiedlich reaktiven "Referenztracern" nur bedingt gegeben ist. Für den Zeitpunkt des Konzentrationsmaximums ist auch unter Berücksichtigung der schlechteren zeitlichen Auflösung eine relativ gute Obereinstimmung zwischen Eosin und Uthium einerseits und TBS ande­ rerseits zu verzeichnen. TBS weist bei einer Wiederfindungsrate von 23 % den niedrigsten mobilen Anteil aller vier Substanzen auf. Der dadurch bedingte ex­ trem flache Durchgang ist zusätzlich durch eine relativ langsame Konzentra­ tionsabnahme geprägt. Aus der Kurvenform resultieren die im Vergleich zu den beiden reaktiven "Referenztracern" Eosin und Lithium niedrigste mittlere Fließgeschwindigkeit und die höchste scheinbare Dispersivität (vgl. Abbildung 8.25, Parametertabelle). Der Retardationstaktor gegenüber Pyranin beträgt 2,21. Alle entsprechenden Vergleichsexperimente zeigen, daß eine direkte Ubertragung der Migrationsparameter auf die Tensidausbreitung für keinen der getesteten reaktiven Tracer gegeben ist. Der Transport von Eosin, Lithium, Uranin, Naphthionat und Pyranin erfolgt im eingebauten Sediment wesentlich schneller als für die Tenside. Der Unterschied in den mittleren Fließgeschwin­ digkeiten und Retardationstaktoren zwischen TBS und diesen Tracern nimmt mit zunehmender Reaktivität der Tracer ab. Die zeitliche Verzögerung beim Durchbruch der Rhodaminfarbstoffe, die die höchste Reaktivität in der durch­ strömten Matrix aufweisen, ist im Vergleich zu TBS wesentlich stärker ausge­ prägt. Die Retardationstaktoren liegen mit Werten zwischen 2 , 65 und 3 , 9 1 im Vergleich zu dem mittleren Retardationstaktor 1 , 78 ± 0,34 von TBS wesentlich höher. Der Anteil an irreversibel festgelegten Tracermengen ist jedoch gene­ rell wesentlich geringer als bei den Tensiden. Der Tensidtransport in dem eingebauten Sediment ist im Vergleich zu den verschiedenen reaktiven "Referenztracern" infolge der sehr niedrigen Wie­ dererhalte im wesentlichen durch irreversible Festlegung dominiert. Ursachen dieser irreversiblen Anlagerung des grenzflächenaktiven TBS an der Festkör­ peroberfläche sind sehr wahrscheinlich, bedingt durch die ausgeprägte Polari­ tät der TBS-Moleküle, elektrostatische (Coulomb-)Kräfte, deren Adsorptions­ energie einige 100 kJ/mol beträgt. Eine möglicherweise stattfindende lang­ same Desorption dieses immobilen TBS-Anteils konnte bei der geringen Nach3 20

8. 4

"Referenztracer" für ausgewählte Schadstoffe

C/Cin 0, 1 5

---4---

_..,.__

0, 1 0

py

LI

EO

- TBS

0,05

0 0

2

3

5

4

7

8

C/Cmax

1 ,00

8

10

9

0,80 0,80 0,40 0,20 0 0

2

4

3

5

Stunden nach E ingabe

Versuchsbedingungen: Fließstrecke Migrationsparameter: T ra ce r M.1n

1 . 00

m;

k(We rt v

=

rJv1

-4

9*1 0

m/s; n.tt

=

0. 1 9

t max

[min]

tdam

tJt

[min]

[m/d]

Rd

a(a,

w

0.01 0

40

80

98

1 4.59

1

0.045

98.5

0 . 1 20

40

1 00

1 26

1 1 .38

1 .28

0.072

87.2

0 . 050

30

1 00

1 70

8.46

1 . 73

0 . 095

68.6

0.400

60

110

21 8

6.60

2.21

0 . 1 90

23 . 1

[m g]

py• Li EO TBS

=

[min]

t

[m]

[%]

Abbildung 8.25 : Migrationsverhalten der .,Referenztracer" PY (* : als quasi-konservati­ ver Tracer), Li und Eo im Vergleich zu anionischen Tensiden (TBS). Von oben nach un­ ten: C/C;n·normierte Durchgangskurven, C/Cmax·normierte Kurven, Versuchsbedin­ gungen und ermittelte Parameter (Abkürzungen siehe Abbildung 8.22).

Weisempfindlichkeit nicht beobachtet werden. Der Transport des mobilen TBS-Anteils ist ebenfalls aufgrund der hohen scheinbaren Dispersivitäten nr*, die im Mittel bei 0 , 1 6 ± 0,05 m liegen, und der Verzögerung gegenüber dem idealen Tracer (Rd 1 , 78 ± 0,34) durch deutliche Wechselwirkungen mit der durchströmten Matrix geprägt. Als maßgeblicher Mechanismus für den lang­ samen Konzentrationsabfall, der die Erhöhung der scheinbaren Dispersivität =

321

8

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

und die Retardation bewirkt, sind reversible Sorptionsvorgänge zu nennen, die aufgrund der vergleichsweise schnellen Desorption durch schwache Bindungs­ energien (Physiosorption durch van-der-Waalssche Kräfte?) charakterisiert sind. Zusammenfassend kann gesagt werden, daß das Migrationsverhalten der verschiedenen reaktiven "Referenztracer" und der anionischen Tenside (hier TBS als Modellsubstanz) nicht direkt vergleichbar ist. Wiedererhalte und scheinbare Dispersivitäten stimmen aufgrund der extremen Reaktivität der eingesetzten Modellsubstanz TBS im Sediment, das durch einen vergleichs­ weise geringen Gehalt an anorganischen und organischen Sorbenten ( Corg < 2,8 Gew.-% ; Schluff-Ton-Anteil 3 , 3 Gew.-%) gekennzeichnet ist, auch mit den reaktivsten "Referenztracern" (zum Beispiel RHB) nicht überein. Die Dominanz irreversibler Sorptionsphänomene mit hohen Bindungsenergien beim Tensidtransport in den Säulenexperimenten konnte bei keinem der gete­ steten reaktiven "Referenztracer" nachgewiesen werden. Die beobachteten Parallelen beim Ersteinsatz oder beim Durchgang des Konzentrationsmaxi­ mums (EO, Li, SRB) können aufgrund der unterschiedlichen Beprobungsinter­ valle nur bedingt für eine Gefährdungsabschätzung herangezogen werden. Anhand der ermittelten Retardationstaktoren gegenüber Pyranin kann jedoch aus den durchgeführten Säulenversuchen die folgende Mobilitätsreihe abge­ leitet werden : PY > NA > U R >

Li

> EO > TBS > SRB > SRG > RHB

Dies bedeutet, daß für die Vorhersage einer möglichen Tensidausbreitung die zu erwartende mittlere Fließgeschwindigkeit des Schadstoffs mit den "Re­ ferenztracern" Eosin einerseits (höheres vt) und Sulphorhodamin B (niedrige­ res vt) andererseits eingegrenzt werden kann.

8.5

Batchversuche zur Elementextraktion aus Gesteinen der "Böekinger Wiesen" Harald Puchelt und Zsolt Berner

Für die durchgeführten Batchversuche wurden Gesteine des präquartären Un­ tergrunds der Neckarkiese ausgewählt. Karbonatgestein des Oberen Muschel­ kalkes wurde aus der GWM 3041 entnommen, Tongesteine des Unteren Keu­ pers aus der GWM 3043. Die Haupt- und Spurenelementgehalte der verwen­ deten Gesteine sind in Tabelle 8. 1 6 zusammengestellt. Die Lage beider GWM kann dem geologischen Querprofil in Abbildung 1 . 2 entnommen werden. Für die Batchversuche wurden jeweils 400 mg analysenfein zerkleinertes Gestein mit 200 mL Lösung versetzt und bis zu 3 0 Tage auf einem Schütteltisch 322

8.5

Batchversuche zur Elementextraktion aus Gesteinen

Tabelle 8. 1 6 : Haupt- und Spurenelemente des Eluationsmaterials für die Extraktionsversuche. Element [%] Si0 2 Al203 Fe 203 MgO CaO Na2 0 K2 0 H2 0 co 2 so2

Kalkstein (304 1)

Tonstein (3043)

Element [ppm]

Kalkstein (304 1)

Tonstein (3043)

5,77 2,40 1 ,29 3,80 46,8 0,08 0,72 0 , 69 38,2 0,18

53,8 1 9 ,07 7,01 3 , 87 1 , 75 0, 1 8 3,47 4,07 3,67 1 ,82

Cr Co Ni Cu Zn As Se Rb Sr

Li

1 5 , 67 7,03 3 ,08 22,64 7,8 1 4,80 25,78 1 ,24 22,03 5 1 0,0 3,05 1 0,69 1 ,28 1 ,24 1 , 60 220,0 5,06 9,80 2 ,84 4,66 1 ,72 2,1 1

70, 1 4 1 18,0 1 6,35 71,16 33, 1 5 38,94 24,35 1 ,90 2 1 2,0 7 1 ,52 7,94 52,85 5 ,82 0,83 1 4 ,76 235,0 12, 10 24,23 0 , 69 1 6,93 6,57 2,56

y

Zr Nb

Sb Cs Ba La Ce Hg Pb Th u

Tabelle 8. 1 7 : Gehalte an Spurenelementen der für die Extraktionsversuche verwende­ ten Grundwasserprobe der GWM 5033, die den hangseitigen Zufluß zum Testfeld "Böckinger Wiesen" repräsentiert. Element Li

Al V MN Ni Zn As Rb y

Cd Cs La Pb

Konzentration [JJ.g/L] 9,00 1 ,50 1 , 60 0,29 6,26 2,05 < 0, 0 1 0 , 62 0,07 < 0,08 0,06 0,09 0, 1 9

Element

Konzentration [JJ. g/L]

B Sc Cr Co CU Ga Se Sr Mo Sb Ba Tl

24,60 1 0,80 6,30 0,69 1 ,05 0,07 < 1,10 44 1 ,0 0,35 0,08 84,5 0,25 2,26

u

323

Simulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

8 �g / I 10

�g / i

LITHIUM

5033

B A R I UM

- - - · - ·-1=•=•=•=-t--- -·· �gi� A

·· A A· · ··-.A- · · · A-· · -. -·-·-·LX"'

30�1

/" /

0.1

0.1

10

0.3

1.0

3,0

100

/

/

/

,. .A -·-·-·-·-·-·A·' ·,.

/

�

--o ----Cl -0 3041 3041

..ri.:::::li--· - - ·

7_...

-

-. ·&-· - ·-&-·-·-&- - -&- - -&- - · - ·&

3043

10

Schüttetdauer

10,0

30 Tage

0.1 �g / 1 50 33

A ro 3043

o-0- 0 - o --0 .".-""

5033 Ba

3041

0.3

STRONT I U M

-·-·- - · . .... ·- -1=-•----.

-

· 300 3041

100

B OR

0.1

0.1

0.3

Schü�eklauer 10

30 Tage

0.1

0.3

10

30 Tage

Abbildung 8.26: Verhalten von Lithium, Bor, Strontium und Barium bei den Extraktions­ versuchen von Tonstein (Lettenkeuper, GWM 3 043) und Kalkstein (Oberer Muschelkalk, GWM 3041) mit destilliertem Wasser (nicht ausgefüllte Signaturen) und mit Hangwasser (GWM 5033, ausgefüllte Signaturen).

geschüttelt. Eine Versuchsreihe wurde mit destilliertem Wasser als Extrak­ tionsmittel durchgeführt, eine zweite Reihe mit Grundwasser aus der GWM 5033. Dieses Grundwasser repräsentiert in seiner hydrochemischen Zusam· mensetzung den hangseiligen Zufluß in das Testfeld ,.Böckinger Wiesen" . Einen Oberblick über di e Gehalte der verschiedenen Spurenelemente der ver­ wendeten Wasserprobe gibt Tabelle 8 . 1 7. Die Versuchsergebnisse können folgendermaßen zusammengefaßt wer­ den : • Destilliertes Wasser beginnt sich schnell mit dem Gestein ins Gleichge­ wicht zu setzen.

324

8.5

Batchversuche zur Elementextraktion aus Gesteinen

• Grundwasser einer definierten Zusammensetzung nimmt bei Kontakt mit einem anderen Gesteinsmilieu dessen Spurenelementspektrum an. • Bei gleichen Spurenelementgehalten in unterschiedlichen Gesteinen be­ stimmt die jeweilige Bindungsform die Extraktion und die Konzentration in Lö­ sung. • Li, B, Sr und Ba erreichen den Endpunkt der Sättigung schnell (Abbildung 8.26), Cr, Sc, Ni benötigen mehr Zeit (Abbildung 8 . 2 7). • Bei Verwendung von Grundwasser der GWM 5033 (Tabelle 8. 18) werden Cr und SC an Kalk und Ton rascher angelagert als Li und B.

�g / 1

�g I I

S C A N DI U M

5033

5033

10

""-......

N' I C K E L

· ·- ·-- --· 301.3 ·-· --- .4- - - - .6.-- - - - 4 - - - - -A 3Ql.1 -- _ ·_ ....__

...._ _ _ __

301.3 301.1

0.1

Schüt teideuer

�-----r--�--+-�---+--� 0.1

CHROM 5033

1 : 9� 1 15033

','

-

- 1::-::-::.

- - -!- - -. t- -

-

,_ - -

10

30 Tage

30 Ta ge

10

0.3

0.1

0.3

,_ - - t -

30 1. 3 301.1

f

Wasser aus GwM

301.1

K a r bonat

e

0

301.3

Ton

A

L>

mit Wasser aus mit bidestilier1em

5033 equi\i briert Wasser equilibriert

•

A

0

t:::..

Schutteideuer

0.1

0.3

10

30 Tage

Abbildung 8.27: Verhalten von Scandium, Chrom und Nickel bei den Extraktionsversu­ chen von Tonstein (Lettenkeuper, GWM 3043) und Kalkstein (Oberer Muschelkalk, GWM 3 04 1) mit destilliertem Wasser (nicht ausgefüllte Signaturen) und mit Hangwasser (GWM 5033, ausgefüllte Signaturen).

325

8

Sim ulation von Ausbreitungsvorgängen in Säulenversuchen

Tabelle 8. 1 8 : Verhalten ausgewählter Elemente bei der experimentellen Auslaugung von Kalkstein und Tonstein mit dem Grundwasser der Meßstelle 5033 (Hangwasser). Element

u

B

Sr

Kalkstein (3041) Konz.-faktor [ l!g/L]

Hangwasser (5033) [�ig/L)

Tonstein (3043) Konz.-faktor [11g/L]

8,52

0,94

9,30

1 ,03

22,60

0,92

27,0 1

1,10

44 1 ,30

1 ,0 0

488,90

1' 1 1

3,7 1

5,98

48,80

0,58

Rb

1 ,49

Ba

1 29,90

2,4 1 ,53

• Li, B, Sr, Rb und Ba zeigen ein unterschiedliches Extraktionsverhalten ge­ genüber Tonstein (3043) beziehungsweise Kalkstein (3 0 4 1) (siehe Tabelle 8. 18): Im Kalkstein erreichen Li, B und Sr einen Konzentrationsfaktor von < 1 , 0, Rb und Ba von > 1 ,0. Im Tonstein dagegen liegt der Konzentrationsfak­ tor für Li, B, Sr und Rb über 1 , 0 , während Ba unter 1 , 0 liegt.

Die Versuche zeigen außerdem sehr deutlich, daß sich Niederschlagswäs­ ser bei Kontakt mit dem getesteten Sedimentmaterial ein entsprechendes Spu­ renelementmuster erwerben können. Nach den Versuchsprotokollen wird dies j edoch unter natürlichen Gegebenheiten, die im Vergleich zu den Ver­ suchsbedingungen durch wesentlich geringere Austauschoberflächen und größere Korngrößen charakterisiert sind, längere Zeit in Anspruch nehmen.

326

9

Literatur

Abraham, T., H. Jordan, F. Haefner (1 989): Heavy Metal Transport and Retention in Po· rous Media - Relation between Possibilities of Parameter Estimation frorn Laboratory Experiments and Hydrogeochernical Nature of Water-Rock Exchange Processes. In : Proceedings of "Water-Rock Interaction", Rotterdarn : Balkerna, S. 5-8. Agbalika, F. , P. Hartemann, J.M. Foliguet ( 1 984): Trypsin·treated Ma- 1 04 cells: a sensitive cell line for isolating enteric viruses frorn environmental samples. Appl. Environ. Mic· robiol. 47, 3 78-380. Alexander, L.M. , R. Morris ( 1 9 9 1 ) : PCR and environmental rnonitoring - the way for· ward? Water Sei. Tech. 24, 291 -294. Alten, F. , B. Wandrowski, E. Kippenberg ( 1 935): Beitrag zur Hurnusbestirnrnung. Ergeb. Agrikulturchern. 4, 61 -69. Altbaus, H., K.D. Jung, G . Matthess, A. Pekdeger ( 1 982) : Lebensdauer von Bakterien und Viren in Grundwasserleitern. In : UBA Materialien 1 /82, Berlin : Erich Schrnidt. Altmeier, U. ( 1 990): Untersuchungen zur Mikrobiologie der Uferfiltration. Diss. Univ. d. Saarlandes. Hornburg/Saar. Altrneier, U., R. Schweisfurth (1989): Untersuchungen zur mikrobiellen Charakterisie­ rung von uferfiltriertem Grundwasser. In : Vom Wasser, Bd. 73, Weinheirn: VCH, s. 333- 344. Altrneier, U., P. Bochem, R. Schweisfurth ( 1 988): Verteilung verschiedener physiologi· scher Bakteriengruppen in Neckarwasser, Sediment, Talauenaquifer bei der Uferfiltra· tion. Z. dtsch. geol. Ges. 139, 545-557. Andreae, M.O. (1 990): Ocean-atmospheric interactions in the global biogeochernical sul· fur cycle. Mar. Chern. 30, 1 -29. Anonymus (1 975): Richtlinien für Trinkwasserschutzgebiete. Technische Regeln, I. Teil: Schutzgebiete für Grundwasser. Bonn. Anonymus (1987): Verordnung des Ministeriums für Umwelt über Schutzbestimmungen in Wasser- und Quellenschutzgebieten und die Gewährung von Ausgleichsleistungen vorn 27. November 1987. GBl Nr. 22, 742- 7 5 1 . Aragno, M., H.G. Schlegel ( 1 9 8 1 ) : The hydrogen-oxidizing bacteria. Procaryotes, 865 - 893. Arrnstrong, J.L., J.J. Calorniris, R.J. Seidler (1 982) : Selection of antibiotic·resistant stan­ dard plate count bacteria during water treatrnent. Appl. Environ. Microbiol. 44, 308 - 3 1 6. Arthen, A. (1 992): Untersuchungen zum Verhalten der Schwermetalle Blei, Cadmium, Kupfer und Zink unter wechselnden Ex- und Infiltrationsbedingungen bei der Uferfil· tration. Sehr. Angew. Geol. 20, 1 - 203. Banerjee, S. , S.H. Yalkowsky (1 988): Cosolvent induced solubilization of hydrophobic compounds into water. Anal. Chem. 60, 2 1 53 - 2 155.

327

9

Literatur

Bannermann, R.L.K., F. Radler ( 1 985): Quantitative Untersuchungen der Saprophyti­ schen Bakterien im Oberflächenwasser des Rheins oberhalb der Mainmündung. Arch. Hydrobiol. 2, 231 -255. Barcelona, M.J., J.A. Helfrich ( 1986): Weil construction and purging effects on ground­ water samples. Environ. Sei. Techno!. 20, 1 179- 1 184. Barovic, G., P.W. Boochs, R. Mull (1978): Messung von Dispersionskoeffizienten im Feld. Dtsch. Gewässerkd. Mitt. 22, 128- 133. Bear, J. ( 1 972): Dynamics of Fluids in Porous Media. New York, London: Elsevier. Bear, J. ( 1979): Hydraulks of Groundwater. McGraw-Hill Series in Water Resources and Environmental Engineering, New York, London: McGraw-Hill. Beckett, R., G. Nicholson, B.T. Hart, M. Hansen, J.C. Giddings ( 1988): Separation and size characterisation of colloidal particles in river water by Sedimentation field-flow frac­ tionation. Water Res. 22, 1535- 1545. Beger, H. (1966) : Leitfaden der Trink- und Brauchwasserbiologie. 2 . Aufl. Stuttgart : G. Fischer Verlag. Behrens, H. (1 983): Camparisan of Radioactive and Non-Radioactive Tracers. IAEA-TEC­ DOC 291 , Wien, S. 1 73 - 185. Behrens, H. ( 1 988): Quantitative Bestimmung von Uranin, Eosin und Pyranin in Gemi­ schen mittels Fluoreszenzmessung bei definierten pH-Werten. Steir. Beitr. Hydrogeol. 39, 1 1 7 - 129. Behrens, H., D. Klotz, H. Lang, H. Maser (1 982): Camparisan of Metbads for the Determi­ nation of Retention Factars of Radionuclides in Mineral Soils. IAEA-SM 257177P, Wien, s. 182- 188. Belitz, H.D., W. Grosch ( 1982) : Lehrbuch der Lebensmittelchemie. Berlin: Sprin­ ger-Verlag. Berglind, L., I.J. Johnson, K. Ormerod, O.M. Skulberg ( 1 983): Oscillatoria brevis (Kutz.) Gom. and some other especially odouriferous benthic cyanophytes in norwegian in­ land waters. Water Sei. Techno!. 15, 24 1 - 246. Bettaque, R. ( 1 974): Nachdenkliches zur künstlichen Grundwasseranreicherung. GWF Wasser/Abwasser 1 1 5, 1 7 1 - 173. Biggar, J.W., D.R. Nielsen ( 1962): Miseihle Displacement: Behavior of Tracers. Soil Sei. Soc. Proc., 125- 1 28. BMI, Bundesministerium des Innern (Hrsg.) ( 1975): Uferfiltration. Bericht des BMI Fach­ ausschusses Wasserversorgung und Uferfiltrat. Bonn. BMI, Bundesministerium des Innern (Hrsg.) (1985): Künstliche Grundwasseran­ reicherung (Stand der Technik und des Wissens in der Bundesrepublik Deutschland). Bericht des B:tvfl Fachausschusses Wasserversorgung und Uferfiltrat. Berlin: Erich Schmidt. BMU, Bundesminister für Umwelt (Hrsg.) (1 988) : Der Rhein. Ein europäischer Fluß. UM­ WELT (Informationen des Bundesministers für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsi­ cherheit) 9, 373-388. Bogardi, 1 . , W.E. Kelly, A. Bardossy, E.Z. Stakhiv (1990): Estimation of environmental risk due to polluted sediment. Water Sei. Tech. 22, 227-234. Boochs, P.W. , W. Barovic, R. Mull (1977): Einfluß der Sorption auf Transportvorgänge im Grundwas:>er. Dtsch. Gewässerkd. Mitt. 2 1 , 60-65. Bradley, D.W. ( 1990): Hepatitis non-A, non-B viruses become identified as hepatitis C and E viruses. In: J.L. Melnick (Hrsg.), Progress in medical virology, Bd. 37. Basel: Karger, s. 1 0 1 - 156. Brand, K. (1 989): Untersuchungen über die Festregung und Remobilisierung der Schwer­ metalle Blei, Cadmium, Kupfer und Zink bei der Uferfiltration. Sehr. Angew. Geol. 6, 1 - 243. Brand, K., H. Hötzl ( 1990): Die chemische Barrierewirkung des Untergrundes gegenüber Schwermetallen am Beispiel der Uferfiltration. Z. dtsch. geol. Ges. 1 4 1 , 232-238.

328

9

Literatur

Brauch, H.·J., W. Kühn (1 988): Organische Spurenstoffe im Rhein und bei der Trinkwas· seraufbereitung. GWF Wasser/Abwasser 1 2 9 , 1 8 9 - 1 9 6. Bruchet, A . , M.F. Legrand, P. Arpino, D. Dilettato ( 1 9 9 1 ) : Recent methods for the determi· nation of volatile and non·volatile organic compounds in natural and purified drinking water. J. Chromatogr. 562, 469-480. Brüggemann, R . , C. Borchers, H. Rohleder ( 1 987): Anwendung des Modells EXWAT zum Vergleich von Chemikalien in Fließgewässern am Beispiel eines Chemieunfalls. Dtsch. Gewässerkd. Mitt. 3 1 , 1 0 3 - 1 0 7 . Brunner, H . ( 1 9 73) : Stratigraphische und sedimentpetrographische Untersuchungen am Unteren Keuper (Lettenkeuper, Trias) im nördlichen Baden-Württemberg. Arb. Inst. Geol. Paläont. Univ. Stuttgart, N.F. 7 0 , 1 - 85. Brunner, H. ( 1 986): Erläuterungen zu Blatt 6821 Heilbronn. Geol. Karte 1 : 25 000 Baden· Württemberg. Brusseau, M.L., P.S.C. Rao ( 1 989): Nonequilibrium and Dispersion during Transport of Contaminants in Groundwater: Field·Scale Processes. In: H. Kobus, W. Kinzelbach (Hrsg.), Contaminant Transport in Groundwater. IAHR·Proceedings, Bd. 3 . Stuttgart : Balkema, S. 2 3 7 - 24 4 . Bumb, F. , R . Schweisfurth ( 1 9 8 1 ) : Zusammenfassende Darstellung d e r Kenntnisse über Crenothrix polyspora COHN und eigene Untersuchungen. Hochschulsammlung Na­ turwissenschaft Biologie 1 5 , Freiburg: Hochschulverlag. Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe und Niedersächsisches Landesamt für Bodenforschung (1990): Pumpversuch Heilbronn/Böckinger Wiesen Oktober 1988. Archiv-Nr. 1 07 3 4 8 , 1 1 S. Burba, P. , K.H. Lieser ( 1 977) : Abtrennung von Spurenelementen an einem Celluloseaus· tauscher mit 1·(2-Hydroxyphenylazo)-2-naphthol (Hyphan) als funktioneller Gruppe und nachfolgende Bestimmung durch Röntgenfluoreszenzanalyse. Z. Anal. Chem. 286, 1 9 1 - 197. Buszka, P.M . , S.D. Zaugg, M. Werner ( 1 990): Determinations of trace concentrations of volatile organic compounds in ground water using closed·loop stripping, Edwards Aquifer, Texas. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 45, 5 0 7 - 5 1 5 . Caldini, G . , G . Cenci, G. Morozzi (1 9 8 7 ) : Resistotype heterogeneity o f Escherichia coli strains isolated from humans, animals and sewage waters. Zbl. Bakt. Hyg. B 1 8 4 , 206 - 2 13 . Cameron, D.R., A . Klute ( 1 977): Convective Dispersive Salute Transport with a Combi· ned Equilibrium and Kinetic Adsorption Model. Water Resour. Res. 1 3 , 1 8 3 - 1 8 8 . Chang, S.L . , G. Berg, K . A . Bosch, R . E . Stevenson, N . A . Clarke, P.W. Kabler ( 1 988): Appli· cation of the "most probable number" method for estimating concentrations of animal viruses by the tissue culture technique. Virology 6, 2 7 - 4 2 . Chiou, C .T. , R.L. Malcolm, T.I. Brinton, D.E. Kil e ( 1 986): Water solubility enhancement of some organic pollutants and pesticides by dissolved humic and fulvic acids. Environ. Sei. Technol. 20, 502- 508. Conrad, R. ( 1 9 87): Der Kreislauf des Methan. Forum Mikrobiologie 9 , 3 2 0 - 3 2 9 . Cortecci, G . , A. Longinelli ( 1 970): Isotopic composition of sulphate i n rainwater, Pisa, lta· lia - Earth Planet. Sei. Lett. 8, 3 6 - 4 0 . Craun, G.F. ( 1 9 9 1 ) : Causes of waterborne outbreaks i n the United States. Water Sei. Tech. 24, 1 7 -20. Daley, R.J., J.E. Hobbie ( 1 9 7 5): Direct counts of aquatic bacteria by a modified epifluores· cence technique. Umnol. Oceanogr. 2 0 , 875- 882. Damrath, H . , H. Kobus, U. Schöttler, K. Zipfel ( 1 9 79): Wasserinhaltsstoffe im Grundwas· ser. Reaktionen, Transportvorgänge und deren Simulation. Umweltbundesamt , Be· richte 4 , Berlin: Erich Schmidt. Davis, J.C. (1986): Statistics and data analysis in geology. New York: Wiley.

329

9

Literatur

de Bernardi, R . , G. Giussani ( 1 9 90): Are blue-green algae a suitable food for zooplank· ton? Hydrobiol. 200/ 2 0 1 , 2 9 - 4 1 . d e Bont, J.A.M. (1976): Nitrogen fixation by methan-utilizing bacteria. Antonie van Leeuwenhoek 4 2 , 2 4 5 - 2 5 3 . Dehnad,

F. , U . Förstner (1 988): Einfluß ausgewählter organischer Komplexbildner auf die

Sorption von Schwermetallen an Gewässersedimente. Z. Wasser Abwasser Forsch. 2 1 , 46-50. d e Man, J.C. ( 1 9 7 5 ) : T h e probability o f most probable numbers. Eur. Appl. Microbiol. 1 , 67-78. Deutsche Einheitsverfahren ( 1 987): Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser­ und Schlammuntersuchung. Weinheim : VCH (Ringordner). DFG (1 982): Schadstoffe im Wasser, Band II: Phenole. Forschungsbericht. Boppard : Ha­ raid Boldt Verlag. Dott, W., C.H. Frank, P. Kämpfer, G.J. Tuschewitzki, F. Wernicke ( 1 9 86): Mikrobiologie des Grund- und Trinkwassers. Zbl. Bakt. Hyg. B 1 8 2 , 449-447. Drost, W. , H. Kußmaul, H. Moser, W. Stichler, P. Trimborn ( 1 9 7 7 ) : Hydrologische und hy­ drochemische Untersuchungen zur Uferfiltration. Teil 2 : Erfassung der Grundwasser­ strömung mit isotopenhydrologischen Methoden in einem Gebiet mit zwei Uferfiltrat fördernden Wasserwerken am Niederrhein. GWF Wasser/Abwasser 1 1 8 , 5 7 2 - 5 8 1 . Drost, W. , W. Rauert, W. Stichler ( 1 9 82): Isotopenhydrologische Untersuchungen im linksrheinischen Teil von Düsseldorf. In : Institut für Radiohydrometrie (Hrsg.), Bei­ träge über hydrologische Tracermethoden und ihre Anwendungen, GSF-Bericht R 2 9 0 , München, Neuherberg, S. 2 3 8 -254. DVWK (Hrsg.) ( 1 982 a) : Artificial Groundwater Recharge. Schriftenreihe des Deutschen Verbandes für Wasserwirtschaft und Kulturbau, Bulletin 1 1 - 14 , Bd. I - IV, Hamburg, Berlin: Paul Parey. DVWK (Hrsg.) ( 1 9 8 2 b ) : Entnahme von Proben für hydrogeologische Grundwasser-Un­ tersuchungen. Merkblatt des Deutschen Verbandes für Wasserwirtschaft und Kultur­ bau/Fachausschuß Grundwasserchemie 203, Hamburg, Berlin: Paul Parey. DVWK (Hrsg.) (1 988): Bedeutung biologischer Vorgänge für die Beschaffenheit des Grundwassers. Schriftenreihe des Deutschen Verbandes für Wasserwirtschaft und Kulturbau/Fachausschuß Grundwasserbiologie 80, Hamburg, Berlin : Paul Parey. Ebeling, G. ( 1 954) : Sauerstoff-Obersättigung in fließenden und stehenden Gewässern. In: Vom Wasser, Bd. 19, Weinheim : Verlag Chemie, S. 8 4 - 9 9 . Ebeling, G. ( 1 9 5 7 ) : Uber die Wasserbeschaffenheit eines mit Abwässern belasteten kana­ lisierten Flußlaufs ; gezeigt am Beispiel des Neckars auf der Strecke von oberhalb Heil­ bronn bis Feudenheim. In: Vom Wasser, Bd. 2 4 , Weinheim: Verlag Chemie, S. 2 4 7 - 2 8 1 . Ebner, R. (1 987): Hydrochemische Untersuchungen in Abhängigkeit hydrogeologischer Ereignisse in einer Uferfiltrationsstrecke im Bereich der Böekinger Wiesen/Heil­ bronn. Unveröff. Dipl.-Arb. Univ. Karlsruhe. Elsden, S.R., M. Hilton ( 1 9 7 9 ) : Amino acid utilization patterns in clostridial taxonomy. Arch. microbiol. 1 2 3 , 1 3 7 - 1 4 1 . Enfield, C.G., J. Hengsten, R. Lindquist ( 1 9 8 9 ) : Influence o f macromolecules o n chemical transport. Environ. Sei. Technol. 2 3 , 8 3 2 - 8 3 8 . Enger, M. ( 1 9 60) : Versuche zur Geschmacksverbesserung von Trinkwasser mit Chlordi­ oxyd. GWF Wasser/Abwasser 1 0 1 , 3 4 0 - 342. Fachgruppe Wasserchemie der GDCH ( 1 984): NTA·Studie über die aquatische Umwelt­ verträglichkeit von Nitriletriacetat (NTA). Sankt Augustin: Richarz. Farmer, J.J. , B.R. Davis, F.W. Hickman-Brenner, A. McWhorter, G . P. Huntley-Carter, M.A. Asbury, C . Riddle, H.G. Wathen-Grady, C . Elias, G.R. Fanning, A.G. Steigerwalt, C.M. O 'Hara, G.K. Morris, P.B. Smith, D.J. Brenner ( 1 985): Biochemical identification of new species and biogroups of Enterobacteriaceae isolated from clinical specimens. Microbiol. 2 1 , 4 6 - 7 6 .

330

J.

Clin.

9

Literatur

Ferris, J.G. ( 1 9 63): Cyclic water·level fluctuations as a basis for determining aquifer transmissibility. In: R. Bentall, Methods of determining permeability, transmissibility and drawdown, Geol. Survey Water-Supply Paper 1 5 3 6-I, S. 3 0 - 3 1 8 . FH·DGG (Arbeitskreis Grundwasserneubildung) ( 1 9 7 7 ) : Methoden zur Bestimmung der Grundwasserneubildungsrate. Geol. Jahrb. , Reihe C, Heft 1 9 . Filip, Z . , W. Klingmüller, W. Wackernagel ( 1 988): Untersuchungen zum Verhalten gen­ manipulierter

Bakterien

in

Boden

und

Grundwasser.

Bundesgesundheitsbl.

11,

432-434. Fokken, B., R. Kurz , R. Pütz ( 1 985): Untersuchungen über die Ausbreitung und Eliminie· rung von Schadstoffen bei der Infiltration und Untergrundpassage von Oberflächen· wässern. Umweltbundesamt, Texte 3 3 /85, Berlin: Erich Schmidt. Förstner, U. (1983): Bindungsformen von Schwermetallen in Sedimenten und Schläm· men: Sorption/Mobilisierung, chemische Extraktion und BioverfügbarkeiL Fresenius

Z. Anal. Chern. 3 1 6, 604 - 6 1 1 . Förstner, U. , W. Calmano ( 1 9 82): Bindungsformen von Schwermetallen i n Baggerschläm­ men. In: Vom Wasser, Bd. 59, Weinheim: Verlag Chemie, S. 8 3 - 92. Förstner, U., G. Müller ( 1 9 74): Schwermetalle in Flüssen und Seen. Berlin : Sprin· ger-Verlag. Förstner, U., G. Müller ( 1 975): Hydrochemische Beziehungen zwischen Flußwasser und Uferfiltrat. GWF Wasser/Abwasser 1 1 6, 7 4 - 7 9 . Förstner, U . , W. Ahlf, W. Calmano, C. Sellhorn ( 1 984): Schwerrnetall/Feststoff·Wechsel· wirkungen in Ästuargewässern: Sorptionsexperirnente mit organischen Partikeln. In: Vorn Wasser, Bd. 6 3 , Weinheirn : Verlag Chemie, S. 1 4 1 - 1 5 6. Förstner, U., W. Ahlf, W. Calrnano, C . Schurnann, C. Seilhorn ( 1 985): Wechselwirkung

zwischen gelösten und festen Metallspezies bei der Infiltration und Untergrundpas·

sage. DVGW Schriftenreihe Wasser 4 5 , 1 05 - 1 29 . Fraser, M . H . , W.B. Reid, J . F. Maleolm ( 1 956) : The occurence o f coli-aerogenes organisms on plants. J. Appl. Bact. 1 9 , 3 0 1 - 3 09. Freeze, R.A., J.A. Cherry (1979): Groundwater. Englewood Cliffs : Prentice-Hall. Frei, R.W. , M.W.F. Nielsen, U.A.Th. Brinkman ( 1 986): Handling of environrnental and bio· logical sarnples via pre-column technologies. Int. J. Environ. Anal. Chem. 25, 3 - 3 5 . Friedrich, G. (1 982): Limnologie flacher Seen und Talsperren. Z. Wasser Abwasser Forsch. 1 5 , 8 1 - 88 . Fritz , P. ( 1 9 80) : River Water. I n : J.R. G a t , R. Gonfiantini (Hrsg.), Stable Isotope Hydrology. Technical Reports Seria 2 1 0 , Wien: IAEA, S. 1 7 7 - 2 0 1 . Fritz , P. , J.Ch. Fontes (Hrsg.) (1980): Handbook o f Environrnental Isotope Geochernistry. Bd.

I

und II, New York: Elsevier.

Fründ, R . , H.-D. Lüdemann ( 1 989): The quantitative analysis of solution- and CPMAS· C-13 NMR spectra of burnie material. Sei. Tot. Environ. 8 1 182, 1 5 7 - 1 68 . Gasper, E. ( 1 9 8 7 ) : Modern Trends in Tracer Hydrology. B d . I und li, Boca Raton, Fa : CRC Press.

Gat, J.R., R. Gonfiantini ( 1 9 8 1 ) : Stable Isotope Hydrology, Deuterium and Oxygen- 1 8 in the water cycle. IAEA·Technical Report Seria 2 1 0, Wien: IAEA. Geldreich, E.E., B.A. Kenner, P.W. Kabler ( 1 964): Occurence of coliforrns, fecal coliforms and streptococci on vegetation and insects. Appl. Microbiol. 1 2 , 6 3 - 6 9 . Gerba, C.P. , G. Bitton ( 1 9 84 ) : Microbial pollutants: their survival and transport pattern to groundwater. In: G. Bitton, C.P. Gerba, Groundwater pollution rnicrobiology. New York: Wiley, S. 69-88. Gerba, C.P., C.N. Haas ( 1 9 88): Assessment of risks associated with enteric viruses in con· taminated drinking water. In: J.J. Lichtenberg, J.A. Winter, C.J. Weber, L. Fradkin (Hrsg.), Chernical and biological characterization of sludges, sedirnents, dredge spoils, amd drilling rnuds. American Society for Testing and Materials, S. 489-494.

331

9

Literatur

Gerba, C.P., A.B. Margolin, J.H. Martinez (1989): Application of gene probes to virus de­ tection in water. Water Sei. Tech. 2 1 , 1 4 7 - 154. Giger, W. , C. Schaffner ( 1 9 8 1 ) : Groundwater pollution by volatile organic chemicals. Pro­ ceedings of Int. Symposium .,Quality of groundwater in Noordwijkerhout", 2 3 - 2 7 March

s.

1981.

Studies

in

Environmental

Science,

Bd. 1 7 ,

Amsterdam:

Elsevier,

5 1 7 - 522.

Giger, W. , R.P. Schwarzenbach, E. Hoehn, K. Schellenberg, J.K. Schneider, H.R. Wasmer, J. Westall, J. Zobrist ( 1983): Das Verhalten organischer Wasserinhaltsstoffe bei der Grundwasserbildung und im Grundwasser. Gas Wasser Abwasser 63, 5 1 7 - 5 3 1 . GLA (Geologisches Landesamt Baden-Württemberg) ( 1 985): Oberblick über die geologi­ schen

und

hydrogeologischen

Verhältnisse

im

Trinkwassergewinnungsgebiet

.,Böckinger Wiesen", Stadtwerke Heilbronn. Unveröff. hydrogeologisches Gutachten, Stuttgart, Freiburg. GIA (Geologisches Landesamt Baden-Württemberg) ( 1 9 87): Geologische Karten und Profilschnitte. Unveröff. Kartenmaterial, 8 Blätter, Stuttgart, Freiburg. GLA (Geologisches Landesamt Baden-Württemberg) (1 990) : Hydrogeologisches Gutach­ ten über den Pumpversuch .,Böckinger Wiesen" in den Brunnen F und H der Stadt­ werke Heilbronn im Oktober 1 988. Freiburg i. Br. (unveröff.). Gölz, E . , J. Schubert, D. Liebich ( 1 9 9 1 ) : Sohlenkolmation und Uferfiltration im Bereich des Wasserwerks Flehe (Düsseldorf). GWF Wasser/Abwasser 1 3 2 , 69- 76. Götz, A. ( 1 989): Entwicklung und Anwendung von Meßtechniken zur Bestimmung von Schwermetallspuren und ihrer Bindungsformen in unterschiedlichen Umweltmateria­ lien mit Hilfe eines THQ. Diss., Univ. Regensburg, S. 2 4 3 - 2 8 7 . Götz, A., K . G . Heumann ( 1 9 86): Schwermetall-Spurenbestimmung mit einem kompakten Thermionen-Quadrupol-Massenspektrometer. Teil 1 : Analyse von Klärschlämmen, Böden und verwandten Materialien. Fresenius Z. Anal. Chem. 325, 2 4 - 3 1 . Grabow, W.O.K . , P. Coubrough ( 1 986): Practical direct plaque assay for coliphages in 1 00-ml samples of drinking water. Appl. Environ. Microbiol. 52, 4 3 0 - 4 3 3 . Grabow, W.O.K., P. Coubrough, E . M . Nupen, B.W. Bateman ( 1 9 84 ) : Evaluation o f colipha­ ges as indicators of the virological quality of sewage-polluted water. Water S.A. 10, 7- 14. Grob, K., G. Grob ( 1 974): Organic substances in potable water and its precursor. Part II. Applications in the area of Zürich. J. Chromatogr. 90, 3 0 3 - 3 1 3 . Gujer, W. , V. Krej ci, R . Schwarzenbach, J. Zobrist ( 1 9 82 ) : Von der Kanalisation ins Grundwasser - Charakterisierung eines Regenereignisses im Glattal. Gas Wasser Ab­ wasser 62, 2 9 8 - 3 1 1 . Gunten, H.R. von, T.P. Kuli ( 1 986) : Infiltration of Inorganic Compounds from the Glatt River, Switzerland, into a Groundwater Aquifer. Water, Air Soil Poil. 29, 3 3 3 -346. Gunten, H.R. von, L. Jacobs, M. Kuslys, R. Keil, U. Krähenbühl ( 1 9 8 8 a) : Cyclic Meta! Mi­ gration in a Groundwater Stream. IAHR, Int. Symp. .,lnteraction between Groundwa­ ter and Surface Water", Ystad, Schweden, S. 155- 1 6 1 . Gunten, H.R. von,

U.E. Waber, U . Krähenbühl ( 1 9 8 8 b ) :

The Reactor accident at Cherno­

byl : A Possibility to Test Colloid-controlled Transport of Radionuclides in a Shallow Aquifer. J. Contam. Hydro!. 2, 2 3 7 - 24 7 . Haberer, K. ( 1 9 7 3 ) : Chemische Probleme b e i der Wassergewinnung durch Uferfiltration und künstliche Grundwasseranreicherung. Osterr. Wasserwirtschaft 2 5 , 1 03 - 1 10. Haberer, K. ( 1 985): Eliminierung organischer Stoffe bei der Untergrundpassage in Wies­ baden-Schierstein. DVGW Schriftenreihe Wasser 4 5 , 105- 1 2 9 . Haberer, K. ( 1 9 9 1 ) : Rheinwasser als Rohstoff für die Trinkwasseranreicherung. GWF Wasser/Abwasser 1 3 2 , 60-64 . Haberer, K . , M. Drews ( 1 985): Reinigungswirkung der Uferfiltration a n einem stärker be­ lasteten Flußabschnitt. In : Vom Wasser, Bd. 58, Weinheim : Verlag Chemie, S. 102- 1 1 2 . Hahn, H . , H.-J. Heiß, F. Käser ( 1 9 7 9 ) : Gütebeeinträchtigungen eines Uferfiltratwassers durch Staumaßnahmen in einem Fluß. Z. Wasser Abwasser Forsch. 1 2 , 3 - 1 3 .

332

9

Literatur

Hahn, T. , B. Flegr, D. Tougianidou, K. Herbold, B. Flehmig, K. Botzenhart ( 1 988): Vorkom· men von Enterobakterien, Coliphagen und enteralen Viren in einem Kiesaquifer des Neckarraumes. Z. dtsch. geol. Ges. 1 3 9 , 559-565. Harding, L.W. , J.H. Phillips ( 1978): Polychlorinated biphenyls : Transfer from microparti· culates to marine phytoplankton and the effects on photosynthesis. Science 202, 1 1 89- 1 192. Haude, W. ( 1 955): Zur Bestimmung der Verdunstung auf möglichst einfache Weise. Mitt. Dtsch. Wetterdienst 2, 1 - 24 . Hayes, K.P. , M.D. Burch ( 1 989): Odouros compounds associated with algal blooms in south australian waters. Water Res. 2 3 , 1 1 5- 1 2 1 . Hellmann, H . ( 1 9 86): Analytik von Oberflächengewässern. Stuttgart, New York: Thieme. Hellmann, H. (1 990): Waschmittelbestandteile (Tenside) in Bächen, Flüssen und Strömen 1989/90 - ein unerwartetes Ergebnis. Dtsch. Gewässerkd. Mitt. 3 4 , 1 6 6- 1 7 3 . Hellström, T. ( 1 9 9 1 ) : The effect of resuspension o n algal production i n a shallow Iake. Hy· drobiologia 2 1 3 , 1 83 - 1 90. Heumann, K.G. ( 1 9 88): Isotope Dilution Mass Spectrometry. In : F. Adams, R. Gijbels, R. van Grieken, Inorganic Mass Spectrometry. New York : Wiley, S. 3 0 1 - 3 7 6 .

Heumann, K.G. ( 1 989): Verhalten von Chrom, Molybdän und Vanadium als Anionenbild· ner im Untergrund bei der Infiltration von Oberflächenwasser. Arbeitsbericht im DFG­

Projekt "Schwermetalle im Grundwasser" für den Antragszeitraum 1 . 2 . 8 9 bis 3 1 . 1 . 9 0 (unveröff.). Heumann, K.G. (1990): Elementspurenbestimmung mit der massenspektrametrischen Isotopenverdünnungsanalyse. In : Analytiker Taschenbuch. Bd. 9, Heidelberg : Sprin­ ger-Verlag, S. 1 9 1 -224. Heumann, K.G., W. Schindlmeier, H. Zeininger, M. Schmidt (1 985): Application of an economical and small thermal ionization mass spectrometer for accurate anion trace analyses. Fresenius Z. Anal. Chem. 3 2 0 , 4 5 7 - 4 62. Heumann, K.G., H. Hötzl, W. Käß, H. Kußmaul, B. Reichert, H. Puchelt, R. Schweisfurth (1989): Transport and Elimination of Organic, Anorganic and Microbiologic Pollutants in Bankfiltration. IAH·International Contribution to Hydrogeology (Vorträge des 2 8 . IGC i n Washington, Juli 19 89). Hirsch, P. , E. Rades-Rohkohl (1983): Microbial diversity in a groundwater aquifer in northern Germany. Developments in Industrial Microbiol. 24, 1 8 3 - 200. Hoefs, J. ( 1 987): Stable isotope geochemistry. 3 . Aufl., Berlin, Heidelberg, New York: Springer-Verlag. Hoehn, E . , P.H. Sanischi (1987): Interpretation of Tracer Displacement during Infiltration of River Water to Groundwater. Water Resour. Res. 2 3 , 63 3 - 64 0 . Hoehn, E . , J . Zobrist, R.P. Schwarzenbach ( 1 983): Infiltration von Flußwasser ins Grund­ wasser - hydrogeologische und hydrochemische Untersuchungen im Glattal. Gas Wasser Abwasser 6 3 , 4 0 1 - 4 1 0 .

Holluta, J . ( 1 960): Geruchs· und Geschmacksbeeinträchtigung d e s Trinkwassers - Ursa· chen und Bekämpfung. GWF Wasser/Abwasser 1 0 1 , 1 0 7 0 - 1078. Holluta, J., J. Talsky ( 1 9 55) : Uber die chromatographische Bestimmung organischer In· haiisstoffe natürlicher Wässer. In: Vom Wasser, Bd. 2 2 , Weinheim: Verlag Chemie,

s. 2 1 2-242.

Holluta,

J., L.

Bauer, W. Kölle ( 1 9 68): Uber die Einwirkung steigender Flußwasserver·

schmutzung auf die Wasserqualität und die Kapazität der Uferfiltrate. GWF Was· ser/Abwasser 1 0 9 , 1406- 1409. Hölting, B. ( 1 980): Hydrogeologie. Stuttgart: Enke. Hötzl, H. ( 1 983): Geogene Zusammensetzung von Grundwässern. DVWK·Fortbildung, 5. Fortbildungslehrgang Grundwasser, 146- 1 69 . Hötzl, H . , B. Reichert, P. Maloszewski, H. Moser, W. Stichler ( 1 989): Contaminant trans­ port in b ank filtration - Determining hydraulic parameters by means of artificial and

333

9

Literatur

natural labeling. In : H. Kobus, W. Kinzelbach (Hrsg.), Contaminant Transport in Groundwater, IAHR-Proceedings, Bd. 3, Stuttgart : Balkema, S. 65-72.

Huisman, L. , F.W.J. van Haaren ( 1 9 6 6) : Treatment of Water before Infiltration and Modifi­ cation of its Quality during its Passage Underground. Int. Water Supply Assoc., 7. Con­ gress 1 , Spec. Subj . 3 , Barcelona. Husz, G. ( 1 9 67): Die Ermittlung der pF-Kurve aus der Textur mit Hilfe der multiplen Re­ gression. Z. Pflanzenernährung Bodenkd. 1 1 6, 1 1 5- 125. Hwang, C.J., S.W. Krasner, M.J. McGuire, M .S. Moylan, M.S. Dale (1 984): Determination of subnanogram per Iiter Ievels of earty-musty odorants in water by salted closed-loop stripping analysis. Environ. Sei. Technol. 1 8 , 535-539. IAEA ( 1 9 8 3 ) : Guidebook of Nuclear Techniques in Hydrology. Technical Reports Series 9 1 , 1 - 439. IFH (GSF-Institut für Hydrologie) ( 1 986- 1 990): Jahresberichte des GSF-Institutes für Hy­ drologie, Neuherberg. Imhoff,

K.R.

(1987):

75 Jahre Ruhrwasserwirtschaft.

GWF Wasser/Abwasser

129,

235-245. Imhoff, K.R. , D. Albrecht ( 1 974): Uber die Sauerstoffdynamik der unteren Ruhr. GWF Wasser/Abwasser 1 1 5 , 3 5 5 - 3 6 1 . Imhoff, K . R . , D . Albrecht ( 1 9 8 2 ) : Nährstoffgehalte und Algenwachstum i n einem gestau­ ten Fluß, Auswirkungen auf die Sauerstoffbilanz und die Notwendigkeit des Nährstoff­ rückhaltes. GWF Wasser/Abwasser 1 2 3 , 140- 1 4 6. Isenbeck, M . , J. Schröter, W. Kretschmer, G. Matthess, A. Pekdeger, H.D. Schulz ( 1 985): Die Problematik des Retardationskonzeptes - dargestellt

am

Beispiel ausgewählter

Schwermetalle. Meyniana 3 7 , 4 7 - 64 . Isenbeck, M . , J. Schröter, T. Taylor, M. Fic, A. Pekdeger, G. Matthess ( 1 987): Adsorption/ Desorption and Solution/Precipitation Behaviour of Cadmium as Influenced by the ·

Chemical Properties of Ground Water and Aquifer Material. Meyniana 3 9 , 7 - 2 1 .

Jacobs, L A . , H.R. von Gunten, R. Keil, M. Kusls (1988): Geochemical Changes along a River-Groundwater Infiltration Flow Path: Glattfelden, Switzerland. Geochim. Cosmo· chim. Acta 5 2 , 2 6 9 3 - 2 7 0 6 . Jenisch, G. ( 1 992): Bilanzierung d e s Stoff- und Schadstoffeintrages i n das Grundwasser unter besonderer Berücksichtigung der ungesättigten Zone "Böckinger Wiesen" (Ba­ den-Württemberg). Sehr. Angew. Geol. 1 7 , 1 - 254. Jüttner, F. ( 1 984): Dynamics of the volatile organic substances associated with Cyano­ bacteria and algae in a eutrophic shallow Iake. Appl. Environ. Microbiol. 47, 8 1 4 - 820. Jüttner, F., J.J. Henatsch ( 1 986) : Anoxie hypolimnium is a significant source of biogenic toluene. Nature 3 2 3 , 7 9 7 - 7 9 8 . Kadota, H . , Y. Ishida ( 1 9 7 3 ) : Production o f volatile sulfur compounds by microorganisms. Ann. Rev. Microbiol. 2 6 , 1 2 7 - 1 3 8 . Karst, M . , R. Dutkiewicz , T. Hahn, K. Botzenhart ( 1 9 9 1 ) : The difficulty t o use coliphages as "indicators" and "index" organisms. Water Sei. Tech. 24, 2 1 -28. Käß, W. ( 1 964): Die unmittelbare Bestimmung von Uranin-Spuren bei Färbeversuchen. Steir. Beitr. Hydrol. , 3 7 - 65 . Käß, W. ( 1 9 67) : Erfahrungen mit Uranin bei Färbeversuchen. Steir. Beitr. Hydrol. , 1 2 3 - 134. Käß, W. ( 1 9 8 9 ) : Grundwasser-Entnahmegeräte - Zusammenstellung von Geräten für die Grundwasserentnahme zum Zweck der qualitativen Untersuchung. Schriftenreihe des Deutschen Verbandes für Wasserwirtschaft und Kulturbau 8 4 , Hamburg, Berlin: Paul Parey, S. 1 1 9 - 1 7 2 . Käß, W. ( 1 992): Geohydrologische Markierungstechnik. In : Lehrbuch der Hydrogeolo­ gie, Bd. 9, Berlin, Stuttgart : Borntraeger. Kent, D.B., J.A. Davis, A.S. Maest, B.A. Rea ( 1 989) : Field and Laboratory Studies of Trans­ port of Reactive Solutes in Groundwater. In: Water-Rock Interaction, Rotterdam: Bal­ kema, S. 3 8 1 - 3 8 3 .

334

9

Literatur

Keswick, B.H., C.P. Gerba, H.L. DuPont, J.B. Rose ( 1 984): Detection of enteric viruses in treated drinking water. Appl. Environ. Microbiol. 4 7, 1 2 9 0 - 1 2 9 4 . Kile, D.E., C.T. Chiou ( 1 989): Water solubility enhancement of DDT and trichloroben­ zene by some surfactants below and above the critical micelle concentration. Environ. Sei. Technol. 2 2 , 1 6 7 - 1 7 2 . Klein, G., H. Kneife! ( 1 978): Freisetzung von Aminen beim anaeroben Abbau von Algen. Verh. Internat. Verein. Limnol. 2 0 , 2 3 5 1 - 2 3 5 7 . Kleinert, K. ( 1 9 7 6) : Das Grundwasser im Kiesaquifer des oberen Neckartales zwischen Tübingen und Rottenburg. Diss. , Univ. Tübingen. Klapp, R., K.-H. Kornatzki ( 1 9 8 1 ) : Bedeutung des Abflusses für die Schwebstofffracht und ihre Retention in der gestauten Ruhr. GWF Wasser/Abwasser 1 2 2 , 4 67 - 4 7 2 . Klotter, H.E. ( 1 955): Die Bedeutung des Phytoplanktons für Rhein und Neckar. Arch. Hy­ drobiol. Suppl. 2 2 , 3 4 7 - 3 5 3 . Klotz, D. ( 1 9 82): Säulenversuche zur Bestimmung der bodenphysikalischen Kenngrößen bei wassergesättigtem Fließen. GSF-Bericht 1 8 9 , 1 -2 7 . Klotz, D. , H. Lang, H. Maser (1 985): Experimentelle Untersuchung zur Migration von Ra­ dionukliden der Elemente I, Sr, Cs, Co und Pd im Deckgebirge des Endlagerortes Gorle­ ben. GSF-Bericht 24/85. Klotz, D. , K.P. Seiler, H. Maser, F. Neumaier ( 1 9 8 0) : Dispersity and Velocity Relationship from Labaratory and Field Experiments. J. Hydrol. 4 5 , 1 6 9 - 1 84 . Klotz, M., P. Werner, R. Schweisfurth ( 1 9 75) : Untersuchungen zur Mikrobiologie der Ak­ tivkohlefilter. 7. Vortragsreihe mit Erfahrungsaustausch über spezielle Fragen der Wassertechnologie : Adsorption. Veröffentlichungen des Bereichs und des Lehrstuhls für Wasserchemie Karlsruhe, Heft 9, S. 2 7 0 - 2 8 2 . Kludig, K.H. (1968): Die Gewinnung von uferfiltriertem Grundwasser und der Einfluß der Rheinverschmutzung. GWF Wasser/Abwasser 1 0 9 , 14 0 1 - 1405. Kludig, K.H. ( 1 9 7 0) : Ermittlung des Anteils von Uferfiltrat bei Mischgrundwasser. GWF Wasser/Abwasser 1 1 1 , 7 7 - 7 9 . Kneller-Brand, M. ( 1 9 8 8 ) : Anwendung der Flammen-Atomabsorptionsspektrometrie zur Klärung der räumlichen und zeitlichen Verteilung der Schwermetalle Zink, Kupfer und Blei im Testfeld "Böckinger Wiesen". Dipl.-Arb. , Univ. Karlsruhe (unveröff.). Knöpp, H., D. Müller (1980): Zur Beurteilung der Auswirkung von Staumaßnahmen auf die Gewässergüte und die Qualität des Uferfiltrats. Z. Wasser Abwasser Forsch. 1 3 , 86-99.

Kohl, W.

(1982):

Oligocarbophile Bakterien in Gewässern. Forum Städte-Hygiene

33,

267-272.

Kohlmeier, R. ( 1 982): Meßwerterfassung bei Pumpversuchen unter Einsatz des Verfah­ rens der Spiegelmessung in Piezometern durch Laufzeitmessung von Ultraschallim­ pulsen. Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe Hannover, Eigenverlag. Kollias, J. (1988): Erfassung der räumlichen und zeitlichen Veränderungen der Lithium­ und Strontiumgehalte im Testgebiet Böekinger Wiesen. Dipl.-Arb. , Univ. Karlsruhe (un­ veröff.). Köppe, M., K.G. Heumann (1988): Isotopenverhältnismessung von Mo, V, Ti und Zr sowie deren Konzentrationsbestimmung in Wässern mit einem Thermionen-Quadru­ pol-Massenspektrometer. Fresenius Z. Anal. Chem. 3 3 1 , 1 1 8- 1 2 2 . Koppe, P. (1 965): Identifizierung der Hauptgeruchstoffe im Uferfiltrat des Mittel- und Niederrheins. In: Vom Wasser, Bd. 3 2 , Weinheim: Verlag Chemie, S. 3 3 - 68 . Koppe, P. ( 1 9 7 0 ) : Grundlegende Dberlegungen und Untersuchungen über die hydroche­ mischen Beziehungen zwischen Flußwasser und dem Wasser ufernaher Brunnen. Schriftenreihe Verein für WaBoLu 3 3 , Berlin, S. 1 2 9 - 1 4 3 . Koppe, P., E.A. Nusch, K.H. Kornatzki ( 1 985): Einfluß der Stauhaltung eines Flusses auf seine Wasserbeschaffenheit - Beispiel Baldeneysee. GWF Wasser/Abwasser 1 2 6 , 4 1 2-422.

335

9

Literatur

Kuhlmann, B., M. Bernhardt, U. Schöttler ( 1 990): Verhalten und Auswirkungen von NTA bei der Uferfiltration. Dortmunder Beiträge zur Wasserforschung, Veröffentlichungen des Instituts für Wasserforschung GmbH Dortmund und der Dortmunder Stadtwerke AG, Nr. 4 0 , S. 3 2 - 3 4 . Kuhn, E.P., P.J. Goldberg, J.L. Schnoor,

0.

Wanner, A.J.B. Zehnder, R.P. Schwarzenbach

( 1 985) : Microbial transformations of substituted Benzenes during infiltration of river water to groundwater: Labaratory column studies. Environ. Sei. Techno!. 1 9 , 9 6 1 - 9 68. Kußmaul, H. ( 1 9 7 7 ) : Verweilzeiten, Mischungsverhältnisse und Veränderungen der Was· serbeschaffenheit bei der Uferfiltration am Niederrhein. Schriftenreihe Verein f. Wa· BoLu 4 2 , Berlin : Erich Schmidt. Kußmaul, H . , D. Mühlhausen ( 1 9 79): Hydrologische und hydrochemische Untersuchun· gen zur Uferfiltration, Teil III : Veränderungen der Wasserbeschaffenheit durch Ufer· Hitration und Trinkwassergewinnung. GWF Wasser/Abwasser 1 2 0 , 320-328.

Kußmaul, H., D. Mühlhausen ( 1 9 8 2 ) : Behaviour of Organahalogen Compounds during Underground Passage. Schriftenreihe des Deutschen Verbandes für Wasserwirtschaft und Kulturbau, Bulletin 1 3 , Hamburg, Berlin, S. 4 3 - 5 2 . Kußmaul, H . , D . Mühlhausen, H. Bebrens ( 1 9 7 7 ) : Hydrologische und hydrochemische Untersuchungen zur Uferfiltration, Teil 1 : Chlorid, Borat und Uranin im Flußwasser als Leitsubstanzen zur Ermittlung von Verweilzeiten und Mischungsverhältnissen bei der

Trinkwassergewinnung

durch

Uferfiltration.

GWF

5 2 1 -524.

Wasser IAbwasser

1 1 8,

Kußmaul, H . , H. Simon, H. Moser, W. Stichler, H. Zenz, K. Zipfel, G. BaUermann (1988 a) : Trinkwassergefährdung durch eine Kontamination mit leichtflüchtigen Chlorkohlen· wasserstoffen - Erkennung und Sanierung. In: Vom Wasser, Bd. 7 0 , Weinheim: VCH,

s. 1 4 1 - 1 6 2 .

Kußmaul, H . , H. Sirnon, M. Sietz ( 1 9 8 8 b) : Impact o f Halide Ions o n the Determination of Adsorbable Organically Bound Halogens (AOX). Fresenius z. Anal. Chem. 330, 532.

Kustermann, H . (1962): Der Einfluß der Organismen in Kiesschotterböden der Flüsse auf die Wasserversickerung. Gas Wasser Abwasser 4 2 , 2 5 - 3 4 , 5 4 - 6 3 , 8 2 - 8 3 . Kyotoni, T. , H. Kawashima, A. Tomita ( 1 989): High·temperature desulfurization with Cu· containing sorbents. Environ. Sei. Techno!. 2 3 , 2 1 8 - 2 2 3 . LAWA, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser ( 1 990): Die Gewässergütekarte der Bundesre· publik Deutschland 1 990. Kassel: Grothus Verlag. Lazlo, F.,

Z.

Homonnay, M. Zimony ( 1 990): Impacts of river training on the quality of

bank·filtered waters. Water Sei. Tech. 2 2 , 1 6 7 - 112.

Leditzky, H.P. ( 1 9 8 1 ) : Ionenaustauschphänomene beim Einsatz von Steinsalz als Markie· rungsmittel. In: Festschrift J. Zötl, Forschungszentrum Graz: Leykam, S. 1 0 3 - 109. Leibundgut, Ch. ( 1 9 8 1 ) : Zum Adsorptionsverhalten von Fluoreszenztracern. In: Fest· schrift J. Zötl, Forschungszentrum Graz : Leykam, S. 1 1 1 - 1 2 9 . Leuchs, W. ( 1 9 8 8 ) : Geochemische und mineralogische Auswirkung beim mikrobiellen Abbau organischer Substanz in einem anoxischen Grundwasserleiter. Z. dtsch. geol. Ges. 139, 4 1 5 - 4 2 3 . Uppy, E.C . , S.C. Walrip ( 1 984): Waterborne disease outbreaks 1 946- 1 9 8 0 : a thirty·five year perspective. J. AWWA, 60-67. Lodemann, C.K.W. , U. Bukenherger ( 1 9 7 3 ) : Schwermetallspuren im Bereich des oberen Neckar. GWF Wasser/Abwasser 1 1 4, 4 7 8 - 48 7 . Mackay, D. , G . Bianchi, H. Kianjah, K. Thorbjarnarson, A. Kopiana ( 1 989): A Field Meth· od to Determine Contaminant Transport Parameters in Groundwater. Environmental Science and Engineering Technical Report, UCLA School of Public Health, Calif. ,

s. 8 9 - 6 5 .

Malle, K.·G. ( 1 990): Vergleich von Eibe u n d Rhein - Gegenüberstellung der Gütedaten. Z. Umweltchem. Okotox. 2, 9 2 - 9 6 .

336

9

Literatur

Maloszewski, P. (1985): Mathematical Models and their Applicability to the Interpreta­ tion of Tracer Experiments. Weiterbildungskurs in Tracerhydrologie am Geographi· sehen Inst. der Univ. Bern, Oktober 1985, unveröff. Kursunterlagen. Maloszewski, P. (1989) : Black-Box Modelle (Mathematische Fließ-Modelle) für poröse Aquifere. Int. GSF·Bericht zum IAH-Workshop vom 2. und 3 . 5. 1989, München, Neu· herberg. Marchig, V., H. Puchelt, H. Rösch, N. Blum ( 1 990): Massive sulfides from ultra fast spreading ridge (East Pacific Rise at 1 8 - 2 1 °S) geochemical stock report. Marine Mining 9, 459-493. Marshall, K.C. (1980): Adsorption of microorganisms to soils and sediments. In: G. Bitton, K.C. Marshall, Adsorption of microorganisms to surfaces, S. 3 17 - 3 3 1 . Marti, L.R., J. d e Kanel, R.C. Dougherty ( 1984): Screening for organic contamination of groundwater: Ethylene dibromide in Georgia irrigation wells. Environ. Sei. Techno!. 1 8 , 973- 973. Marxsen, J. ( 1 9 8 1 ) : Bacterial biomass and bacterial uptake of glucose in polluted and un· polluted groundwater of sandy and gravelly deposits. Verh. Internat. Verein. Limnol. 2 1 , 1 3 7 1 - 1375. Maskarinec, M.P., L.H. Johnson, S.K. Holladay, R.L. Moody, C.K. Bayne, R.A. Jenkins ( 1 990): Stability of volatile organic compounds in environmental samples during trans· port and storage. Environ. Sei. Technol. 24, 1 665- 1 670. Matthess, G. ( 1 973): Die Beschaffenheit des Grundwassers. Berlin, Stuttgart: Born· traeger. Matthess, G. (1985): Lebensdauer von Bakterien und Viren in Grundwasserleitern. BA Materialien 2/85, Berlin: Erich Schmidt. Matthess, G., A. Pekdeger ( 1 982) : Das Verhalten von pathogenen Bakterien und Viren im Grundwasser. Mitt. Ing. Hydrogeol. 1 3 , 1 1 1 - 130. Matthess, G . , A. Pekdeger (1985) : Survival and transport of pathogenic bacteria and viru· ses in ground water. In : Ch. Ward et al. (Hrsg.), Ground water quality, New York. McCarthy, J.F., J.M. Zachara ( 1 989): Subsurface transport of contaminants. Environ. Sei. Techno!. 23, 496-502. Mehlhorn, H. (1982): Temperaturveränderungen im Grundwasser durch Brauchwasser· einleitungen. Mitt. lnst. f. Wasserbau Univ. Stuttgart, Heft 50, S. 1 8 1 . Merkli, B . (1975) : Untersuchungen ueber Mechanismen und Kinetik der Elimination von Bakterien und Viren im Grundwasser. Diss. , ETH Zürich. Morris, R. (1991): The EC bathing water virological standard: is it realistic? Water Sei. Techno!. 24, 49-52 . Moser, H. , W. Rauert (1 980): Isotopenmethoden i n der Hydrologie. Berlin, Stuttgart : Borntraeger. Mühlhausen, D. ( 1989): Modellversuche zum Verhalten von organischen Wasserinhalts· stoffen in unterschiedlichen Uferfiltratstrecken. Arbeitsbericht im DFG-Schwerpunkt "Schadstoffe im Untergrund" für den Antragszeitraum von 1 . 2. 1988 bis 3 1 . 1 . 1 989 (un· veröff.). Mühlhausen, D., H. Kußmaul (1 985): Verhalten von organischen Schadstoffen bei der Uferfiltration. DVGW-Schriftenreihe Wasser 45, 2 1 1 - 223. Mühlhauser, H.A. ( 1990) : Organic matter mineralization in the littoral and open lake se· diments of the shallow Neusiedlersee, Osterreich. Acta Hydrochim. Hydrobiol. 1 8 , 421 -43 1 . Müller, G., F. Prosi (1978): Verteilung von Zink, Kupfer und Cadmium i n verschiedenen Organen von Plötzen (Rutilus rutilus L.) aus Neckar und Elsenz . Z. Naturforsch. 3 3 c, 7- 14. Müller, H. (1982): Chemische Natur und Bildungskinetik der Geruchsstoffe von Asterio· nella formosa. In: Müller et al. 1 982, S. 7 8 - 92.

337

9

Literatur

Müller, H., F. Jüttner, U. de Haar (Hrsg.) (1982): Schadstoffe im Wasser, Band III: Algen· bürtige Schadstoffe. DFG Forschungsbericht, unter Mitwirkung von H. Berhardt, G. Klein, D. Müller, W. Reichardt, K. Schmidt. Boppard: Harald Boldt Verlag. Müller·Wegener, U. (1981): Die Adsorption von HCB und DDD in Böden. Z. Pflanzener· naehr. Bodenkd. 144, 456-462. Nehrkorn A., G. Preuss ( 1989): Zwischenbericht im DFG-Schwerpunkt "Schadstoffe im Untergrund", Teilgruppe B (unveröff.). Niedersächsisches Landesamt für Bodenforschung Hannover (1990): Pumpversuch Heil· bronn/Böckinger Wiesen Oktober 1988. Bericht der Referate B 2.24 BGR und N 1 . 1 6 NLFB, Archiv Nr. 1 0 7 348, 1 1 S. Nöltner, T. , P. Maisenbacher, H. Puchelt ( 1989): Microwave acid digestion of geological and biological standard reference materials for trace element analysis by inductively coupled plasm - mass spectrometry. Spectroscopy 5, 49-53. Nriagu, J.O. ( 1974): Fractionation of sulfur isotopes by sediment adsorption of sulfate Earth and Planet. Sei. Lett. 22, 366-370. Nriagu, J.O., R.D. Coker (1978): Isotopic composition of sulphur in atmospheric precipi· tation around Sudbury, Ontario. Nature 274, 883-884. Nusch, E.A. (1 982): Zur Frage kritischer Nährstoffbelastung gestauter Fließgewässer. Z. Wasser Abwasser Forsch. 15, 1 03 - 1 12. Obst, U., A. Holzapfel-Pschorn (1988) : Enzymatische Tests für die Wasseranalytik. Mün· chen: R. Oldenbourg. Petersen, R. ( 1 9 86): Ein Beitrag zur Analyse und Verteilung von mäßig flüchtigen chlo· rierten organischen Verbindungen in verschiedenen Flüssen der Bundesrepublik Deutschland. Dtsch. Gewässerkd. Mitt. 30, 1 0 - 15. Petitjean, J., M. Quibriac, F. Freymuth, F. Fuchs, N. Laconche, M. Aymard, H. Kopecka ( 1 990): Specific detection of enterovirus in clinical samples by molecular hybridization using poliovirus subgenomic riboprobes. J. Clin. Microbio!. 28, 307-3 1 1 . Pinter, I., D. Backhaus (1 984): Neckar. In: B.A. Whitton, Ecology of European Rivers. Ox· ford: Blackwell. Puchelt, H., N. Blum ( 1989): Geochemische Aspekte der Bildung des Gipsvorkommens der Kraushöhle/Steiermark. Oberrheinische Geo!. Abh. 35, 87-99. Puchelt, H., Th. Nöltner (1 989): Verschiebung von Spurenelementverhältnissen zwi· sehen Wässern und ihren Laugungsgesteinen. Ber. Dtsch. Mineral. Ges. 1 , 1 -212. Rausch, R., T. Simon, F.·D. Swoboda ( 1989): Hydrogeologische Kartierung Heilbronner Mulde. GLA-Bericht (unveröff.). Reardon, E.J. ( 1 9 8 1 ) : Kd's - Can they be used to describe reversible ion sorption reac· tions in contaminant migration. Ground Water 1 9 , 279-286. Reichert, B. ( 1 9 9 1 ) : Anwendung natürlicher und künstlicher Tracer zur Abschätzung des Gefährdungspotentials bei der Wassergewinnung durch Uferfiltration. Sehr. Angew. Geo!. 1 3 , 1 -226. Renger, M . , 0. Strebe!, W. Giesel ( 1 9 74) : Beurteilung bodenkundlicher, kulturtechni· scher und hydrologischer Fragen mit Hilfe von klimatischer Wasserbilanz und boden· physikalischen Kennwerten. Z. Kulturtechn. Flurbereinigung 15, 148- 160, 206-22 1 , 353-366. Rheinheimer, G. (1 985): Mikrobiologie der Gewässer. 4. Auf!., Stuttgart: G. Fischer Verlag. Roemer, G.B. (1948) : Uber den Einfluß jahreszeitlich bedingter Faktoren auf die Beschaf· fenheit uferfiltrierten Rheinwassers. Gesundheitsingenieur 69, 4 4 - 5 1 . Rohmann, U., H. Sontheimer (1985): Nitrat i m Grundwasser. Ursachen, Bedeutung, Lö· sungswege. DVGW·Forschungsstelle, Engler·Bunte·lnstitut, Universität Karlsruhe. Rolle, I., R. Payer, C.J. Soeder (1971): Uber die Amine einzelliger Grünalgen. Arch. Mi· krobio!. 77, 1 85 - 1 95.

338

9

Literatur

Rottmann, L. (1991): Entwicklung einer massenspektrametrischen Isotopenverdün· nungsanalyse mit negativer Thermionisation zur Untersuchung der Wechselwirkung der Schwermetalle Chrom, Molybdän und Vanadium mit Huminstoffen in aquatischen Systemen. Dipl.·Arb., Univ. Regensburg, S. 44-55. Rullkötter, J. , M. Landgraf, U. Disko (1 988): Gas chromatographic and mass spectrome· tric characterization of isomeric alkylthiophenes and their occurrence in deep sea se· diments. HRC & CC 1 1 , 633-638. Sakai, H. ( 1968): Isotopic properlies of sulfur compounds in hydrothermal processes. Geochem. J. 2, 29-49. Santschi, P.H., E. Hoehn, A. Lueck, K. Farrenkotben ( 1 987): Tritium as a Tracer for the Movement of Surface Water and Groundwater in the Glatt Valley, Switzerland. Environ. Sei. Techno!. 2 1 , 909-916. Sävenhed, R., A. Boren, B.V. Grimvall, P. Lundgren, P. Balmer, T. Hedberg ( 1987): Removal of individual off·flavour compounds in water during artificial groundwater recharge and during treatment by alum coagulation/sand filtration. Water Res. 2 1 , 277-283. Schnitzler, M., H. Sontheimer ( 1982): Eine Methode zur Bestimmung des gelösten orga· nisch gebundenen Schwefels in Wässern (DOS). In: Vom Wasser, Bd. 59, Weinheim: Verlag Chemie, S. 159- 1 67. Schöttler, U. ( 1985): Eliminierung von Schwermetallen bei der künstlichen Grundwasser· anreicherung und Untergrundpassage. DVGW-Schriftenreihe Wasser 45, 1 3 1 - 1 62. Schöttler, U., U. Schulte-Ebbert (Hrsg.) (1995): Schadstoffe im Grundwasser, Bd. 3 : Verhal· ten von Schadstoffen im Untergrund bei der Infiltration von Oberflächenwasser am Beispiel des Untersuchungsgebietes "Insel Hengsen" im Ruhrtal bei Schwerte. DFG· Forschungsbericht, Weinheim : VCH. Schrödter, H. (1985): Verdunstung: Anwendungsorientierte Meßverfahren und Bestim· mungsmethoden. Berlin: Springer-Verlag. Schröter, J. ( 1 983): Der Einfluß von Textur· und Struktureigenschaften poröser Medien auf die Dispersivität. Diss. , Univ. Kiel. Schubert, J. (1987): Untersuchungen der Rheinsohle vor dem Wasserwerk Flehe. In: 44. Bericht der Arbeitsgemeinschaft Rhein-Wasserwerke e.V. (ARW), Jahresbericht 1987, s. 109- 1 18. Schubert, J. ( 1990): Mischungsmechanismen bei der Uferfiltratiion, Meßergebnisse im Wasserwerk Flehe. In: BMFT·Forschungsvorhaben 02-WT 8 8 1 2 : Sicherheit der Trink· wassergewinnung aus Uferfiltrat bei Stoßbelastungen. Präsentation am 23. 1 . 1990 in Düsseldorf. Schulten, H.R. ( 1 987): Pyrolysis and Soft Ionization Mass Spectrometry of Aquatic/Ter­ restrial Humic Substances and Soils. J. Anal. Appl. Pyrolysis 12, 149- 186. Schulten, H.R., W. Görtz ( 1 978): Curie Point Pyrolysis and Field Ionization Mass Spectro· metry of Polysaccharides. Anal. Chem. 50, 428 ff. Schulten, H.R., G. Abbt-Braun, F.H. Frimmel ( 1987): Time Resolved Pyrolysis Field Ioni· zation Mass Spectrometry of Humic Material Isolated from Freshwater. Environ. Sei. Techno!. 2 1 , 349-357. Schwarzenbach, R.P., J. Westall (198 1): Transport of non-polar organic compounds in a river water·groundwater infiltration system : a systematic approach. Stud. Environ. Sei. 17, 569-574. Schwarzenbach, R.P., W. Giger, E. Hoehn, J.K. Schneider (1 983): Behaviour of organic compounds during infiltration of river water to groundwater. Field studies. Environ. Sei. Techno!. 1 7 , 472-479. Schwille, F. (1973): Die chemischen Zusammenhänge zwischen Oberflächenwässern und Grundwasser im Moseltal zwischen Trier und Koblenz. Bes. Mitt. z. Dtsch. Gewässer· kundl. Jb. 38, Koblenz: Bundesanstalt für Gewässerkunde.

339

9

Literatur

Sfriso, A., S. Raccanelli, B. Pavoni, A. Marcomini ( 1 99 1) : Sampling strategies for meas­ uring macroalgal biomass in the shallow waters of the venice lagoon. -Environ. Technol. 12, 263-269. Shaw, D.R., V.J. Cabelli ( 1 980): R-plasmid transfer frequencies from environmental isola­ tes of Escherichia coli to Iabaratory and fecal strains. Appl. Environ. Microbiol. 40, 756- 764. Shea, D. ( 1988): Developing national sediment quality criteria. Environ. Sei. Technol. 22, 1256- 1 2 6 1 . Simon, M . , W. Butgereit (1 960): Die Beseitigung der Geruchs- und Geschmackstoffe im Trinkwasser durch Aktivkohle. GWF Wasser/Abwasser 165, 337-339. Simon, T. (1986a) : Oberer Muschelkalk. In : Brunner 1986, S. 1 7- 26. Simon, T. ( 1986b) : Schwebende Schichtgrundwasserstockwerke im Oberen Muschelkalk und ihre Bedeutung für die Verkarstung. Jb. Geol. Landesamt Baden-Württemberg 28, 245-265. Simon, T., H. Wild (1986): Hydrogeologie. In: Brunner 1986, S. 9 1 - 1 14 . Skulberg, O.M ( 1988): Chemical ecology and off-flavour substances. Water Sei. Techno!. 20, 167- 1 7 8 . Smart, P.L., I.M.S. Laidlow ( 1 9 7 7 ) : A n Evaluation o f Some Fluorescent Dyes for Water Tracing. Water Resour. Res. 1 3 , 15-33. Smed-Hildmann, R., Z. Filip (1 988): Humic substances formed by microorganisms from municipal refuse, landfill leakage water, and groundwater: similarities and differences. Proceedings International Workshop on Impact of Waste Disposel on Groundwater and Surface Water. In: E. Rordam, S. Vedby, International Hydrological Programme, NAEP, Copenhagen, S. 77-87. Smed-Hildmann, R., Z. Filip ( 1995): Huminstoffe im Feststoffmaterial der Modellporen­ grundwasserleiter. In: Schadstoffe im Grundwasser, Bd. 2: Langzeitverhalten von Um­ weltchemikalien und Mikroorganismen aus Abfalldeponien im Grundwasser. DFG­ Forschungsbericht, Weinheim: VCH, S. 350-366. Smetten, P.L., S.T. Trudgill (1983): An Evaluation of Some Fluorescent and Non-fluores­ cent Dyes in the Identification of Water Transmission Routes in Soils. J. Soil Sei. 34, 45- 56. Smith, J.W. , B.D. Batts ( 1 974): The distribution and isotopic composition of sulphur in coal. Geochim. Cosmochim. Acta 38, 1 2 1 . Sobsey, M.D. ( 1 982): Quality o f currently available methodology for monitaring viruses in the environment. Environ. Int. 7, 39-5 1 . Sobsey, M.D., P.A. Shields, F. S. Handman, A.L. Davis, V.A. Rullman, A . Boch (1988): Survi­ val and persistence of hepatitis A virus in environmental samples. Viral Hepatitis and Liver Disease, 1 2 1 - 124. Society of Dyers and Colarists (1971): Color Index. 3 . Aufl. mit Supplements, Bradford. Sontheimer, H. ( 1980): Experience with Riverbank Filtration along the Rhine River. J. American Water Works Ass. 72, 386-390. Sontheimer, H., W. Nissing (1977): Änderung der Wasserbeschaffenheit bei der Boden­ passage unter besonderer Berücksichtigung der Uferfiltration am Niederrhein. Gas Wasser Abwasser 57, 639 - 645. Stache, H. ( 1 990): Tensid-Taschenbuch. München, Wien: Hanser. Stelzer, 1 . , R. Fischer, D. Jaeger, K. Wolter (1 986): Quantitative Erfassung der Bakterien­ zahlen in schlickigen Elbesedimenten. GWF Wasser/Abwasser 12, 658-663. Stichler, W. , P. Maloszewski , H. Moser (1986): ModeHing of River Water Infiltration Using Oxygen-1 8 Data. J. Hydro!. 83, 355-365. Stormer, J. C . , J. Niehalls (1978) : XLFRAC : A program for the interactive testing of mag­ maUe differentiation models. Comp. Geosci. 4, 143- 159. Stumm, W. (1977) : Die Beeinträchtigung aquatischer Okosysteme durch die Zivilisation. Naturwissenschaften 64, 157- 165.

340

9

Literatur

Stumm, W. , J.J. Morgan (1981): Aquatic Chemistry. New York: Wiley. Tessenow, U. (1979): Die Wechselwirkungen zwischen Sediment und Wasser in ihrer Be­ deutung für den Nährstoffhaushalt von Seen. Z. Wasser Abwasser Forsch. 12, 65-72. Teutsch, G., K. Herbold-Paschke, D. Tougianidou, T. Hahn, K. Botzenhart (199 1): Trans­ port of microorganisms in the underground - processes, experiments and Simulation models. Water Sei. Techno!. 24, 309-314. Theis, C.V. (1935): Relation between the lowering of the piezometric surface and the rate of discharge of a weil using ground-water storage. Trans. Am. Geophys. Union 2 , 5 19-524. Thode, H.G., J. Monster, H.B. Dunford (1961): Sulphur isotope geochemistry. Geochim. Cosmochim. Acta 25, 159- 1 74. Tougianidou, D., M. Jacob, K. Herbold, T. Hahn, B. Flehmig, K. Botzenhart (1989): Assess­ ment of various cell lines (including mixed-cell cultures) for the detection of enteric viruses in different water sources. Water Sei. Techno!. 2 1 , 3 1 1 -3 14 . Trapp, S. , R. Brüggemann, B . Münzer (1990): Estimations o f releases into rivers with the steady-state surface model EXWAT using dichloromethane. Ecotoxicol. Environ. Safety 19, 72-80. Trembaczowski, A . , S. Halas (1 984): Oxygen and sulfur isotope ratio in sulfate from atmospheric precipitation, Lublin, Poland. In: Proc. Int. Symp. Isotope Hydrology in Water Resources Development, Wien: I.A.E.A., S. 8 1 9 - 820. Trinkwasserverordnung - TrinkwV (1986): Verordnung über Trinkwasser und über Wasser für Lebensmittelbetriebe. Bundesgesetzbl. I, S. 760-773. Trinkwasserverordnung - TrinkwV (1990): Verordnung über Trinkwasser und über Wasser für Lebensmittelbetriebe. Bundesgesetzbl. I, S. 2 61 2 -2629. Trudgill, S.T. (1987): Soil Water Dye Tracing with Special Reference to the Use of Rhoda­ mine WT, Lissamine FF and Amino G Acid. Hydrological Processes 1, 149- 170. Trudgill, S.T. , A.M. Pickles, P.L. Smetten, R.W. Crabtree (1983 a) : Soil-Water Residence Time and Solute Uptake. 1 : Dye Tracing and Rainfall Events. J. Hydro!. 60, 257-279. Trudgill, S.T. , A.M. Pickles, P.L. Smetten ( 1983b): Soil-Water Residence Time and Solute Uptake. 2: Dye Tracing and Preferential Flow Predictions. J. Hydrol. 62, 279-285. Udluft, H. (1953): Uber eine neue Darstellungsweise von Mineralwasseranalysen II. Notizbl. hess. L.-Amt Bodenforsch. 8 1 , 308-3 13. Velev, T.K., A. Sakarijan (1976): Parfümistische Eigenschaften und chemische Zusam­ mensetzung des Absolue aus Grünalgen. Parfümerie und Kosmetik 57, 3 1 7 -320. Vogel, H. (1989): Hydrochemische Charakterisierung verschiedener hydraulischer Typ­ situationen in einer natürlichen Uferfiltratstrecke am Neckar unter besonderer Be­ rücksichtigung des Migrationsverhaltens ausgewählter organischer Schadstoffe. Dipl.­ Arb. , Univ. Karlsruhe (unveröff.). Vogt, M., B. Herrling (1988): Application of Transport Modeling for Verifying a Flow Mo­ del of an Infiltration Area: A Case Study. In : Proc. Int. Symp. "Interaction between Groundwater and Surface Water", IAHR Conf., Ystad, Schweden, S. 339-346. Voigt, M. (1 989): Erstellung eines eS 1 80-Transportmodells für den Aquifer des DFG-Unter­ suchungsgebietes Böekinger Wiesen bei Heilbronn. Berücksichtigung des besonderen hydrogeologischen Profils durch Implementierung eines speziellen Quellenterms in Transportmodellen. Vertieferarbeit Institut für Hydromechanik, Univ. Karlsruhe. Völkening, J. , K.G. Heumann (1986) : Multi-element isotope ratio Measurement of transi­ tion metals by thermal ionization mass spectrometry. In: J.F.J. Todd, Advances in mass spectrometry, Teil B, New York: Wiley, S. 1059- 1060. Volmer, M., M. Stratmann, H. Viefhaus (1989): Interaction between S-organic compounds and iron surfaces. Fresenius Z. Anal. Chem. 333, 545. Wajon, J.E., R. Alexander, R.I. Kagi ( 1985): Dirnethyl trisulfide and objectionable odours in potable water. Chemosphere 14, 85-89.

341

9

IJteratur

Walter, R., S. Rüdiger (1981): Ein Zweistufenverfahren zur Virusanreicherung aus Lösun­ gen mit geringem Virustiter (z. B. Trinkwasser). J. Hyg. Epidemiol. Microbiol. Immunol. 25, 7 1 - 8 1 . Walter, R . , H. Kampa, M . Johl, J. Dürkop, U. Krämer, W. Macht (1988): Viruses in river water and health risk assessment. Water Sei. Techno!. 2 1 , 2 1 -28. Weirich, G., R. Schweisfurth ( 1 985): Extraction and culture of microorganisms from rock. Geomicrobiol. J. 4, 1 -20. Williams, F.P. Jr., E.W. Ak.in ( 1 986): Waterborne viral gastroenteritis. J. AWWA 34, 3 9 ? - 43 3 . Wohnlich, S. (1991): Kapillarsperren. Versuche und Modellberechnungen. Sehr. Angew. Geol. 15, 1 - 127. Wolf, K., J. Ottow (1 983): Verteilung verschiedener Bakteriengruppen eines Fließgewäs· sersystems in Abhängigkeit von der Nährstoffbelastung. Verh. Ges. Okol. 1 0 , 4 13-420. Wolters, N. , W. Schwartz (1956) : Untersuchungen über Vorkommen und Verhalten von Mikroorganismen in reinen Gewässern. Arch. Hydrobiol. 5 1 , 500-54 1 . Wu, J.T. , F. Jüttner ( 1 988): Effect o f environmental factors o n geosmin production by Fischerella Muscicola. Water Sei. Techno!. 20, 1 43 - 148. Wuhrmann, K. (1977) : Chemische und biologische Beeinflussung der Grundwasserqua· lität. Gas Wasser Abwasser 5 7 , 633 - 639. Zahn, M. ( 1988): Die Ausbreitung von Schwermetalle n und Anionen im Grundwasser der quartären Kiese aus dem Raum München (Dornach). Ergebnisse von Labor- und Geländeversuchen. GSF-Berichte 26/88, S. 143. Zaiss, U., M. Blass, H. Kaltwasser ( 1979): Produktion und Verbrauch von Methan und Wasserstoff durch Mikroorganismen in der Saar. Dtsch. Gewässerkdl. Mitt. 23, 1 - 6. Zinder, S.H., W.N. Doemel, T.D. Brock (1977): Production of volatile sulfur compounds during the decomposition of algal mats. Appl. Environ. Microbiol. 34, 859-860. Zoeteman, B.C.J., E. de Greef, F.J.J. Brinkmann (1981): Persistency of organic contamina­ tions in groundwater, lessons from soil pollution incidents in The Netherlands. Pro­ ceedings of Int. Symposium .,Quality of groundwater in Noordwijkerhout", 23-27 March 1981. Studies in Environmental Science, Bd. 17, Amsterdam : Elsevier, s. 465-480.

342

Verzeichnis der Autoren

Die Autoren sind nachfolgend j eweils unter der Forschungseinrichtung aufge· führt, der sie zur Zeit der durchgeführten Untersuchungen angehörten. Fachbereich Angewandte Mikrobiologie und Hygiene Udo Altmeier

SOTEC Bexbacher Str. 55 66424 Homburg/Saar

Paul Bachern

Angewandte Mikrobiologie und Hygiene Med. Fakultät, Universität des Saarlandes Haus 45 66 424 Homburg/Saar

Stefan Schneider

Angewandte Mikrobiologie und Hygiene Med. Fakultät, Universität des Saarlandes Haus 45 66 424 Homburg/Saar

Reinhart Schweisfurth t

Angewandte Mikrobiologie und Hygiene Med. Fakultät, Universität des Saarlandes Haus 45 66 424 Homburg/Saar

Geologisches Landesamt Baden-Württemberg Werner Käß

Mühlematten 5 79 229 Umkirch

Randolf Rausch

GLA Baden-Württemberg Zweigstelle Stuttgart Urbanstr. 53 7 0 1 82 Stuttgart 343

Verzeichnis der Autoren Theo Sirnon

GLA Baden-Württemberg Zweigstelle Stuttgart Urbanstr. 53 7 0 182 Stuttgart

Friedrich D. Swoboda

GLA Baden-Württemberg Zweigstelle Stuttgart Urbanstr. 53 70 182 Stuttgart

Hygiene Institut, Tübingen Konrad Botzenhart

Hygiene Institut Universität Karlsruhe Silcherstr. 7 72074 Tübingen

Tilman Hahn

Quenstedtstr. 1 2 72076 Tübingen

Monika Hirlinger (geb. Lumpp)

Bahnhofstr. 2 6 7 2 1 2 7 Kusterdingen

Rolf Regelmann

Hygiene Institut Universität Karlsruhe Silcherstr. 7 72072 Tübingen

Despina Tougianidou

lndustriestr. 2 72070 Tübingen (Hirsau)

GSF-Institut für Hydrologie, Neuherberg Pjotre Maloszewski

GSF-Institut für Hydrologie lngolstädter Landstr. 1 85764 Oberschleißheim

Heribert Moser

Baldurstr. 73 80638 München

Werner Rauert

GSF-Institut für Hydrologie Iogoistädter Landstr. 1 85764 Oberschleißheim

Willibald Stichler

GSF-Institut für Hydrologie lngolstädter Landstr. l 85764 Oberschleißheim

Peter Trimborn

GSF-Institut für Hydrologie Iogoistädter Landstr. l 85764 Oberschleißheim

344

Verzeichnis der Autoren Institut Fresenius Taunusstein Justus Henatsch

Institut Fresenius Im Maisei 14 6523 2 Taunusstein

Horst Kußmaul

Institut Fresenius Im Maisei 14 65232 Taunusstein

Hellmuth Sirnon

Institut Fresenius Im Maisei 1 4 65232 Taunusstein

Institut für Petrographie und Geochemie Zsolt Berner

Institut für Petrographie und Geochemie Universität Karlsruhe Kaiserstr. 12 76 128 Karlsruhe

Harald Puchelt

Institut für Petrographie und Geochemie Universität Karlsruhe Kaiserstr. 1 2 7 6 1 2 8 Karlsruhe

Institut für Anorganische Chemie Franz Arweck

Wasserwirtschaftsamt Traunstein Rosenheimerstr. 7 83 278 Traunstein

Adolf Götz

Unterfeld 22 FL-9495 Triesen Fürstentum Liechtenstein

Klaus Gustav Heumann

Institut für Anorganische Chemie Universität Regensburg Universitätsstr. 3 1 9 3 053 Regensburg

David Jordan

Winkelfeldweg 13 93953 Regensburg

Manfred Köppe

Jahnstr. 9 2 1 698 Harsefeld 345

Verzeichnis der Au toren Institut für Wasser-Boden-Lufthygiene Bundesgesundheitsamt Außenstelle Langen Dietger Mühlhausen

WaBoLu Heinrich-Hertz-Str. 29 63 225 Langen

Institut für Hydromechanik Bruno Herrling t

Institut für Hydromechanik Universität für Hydromechanik Kaiserstr. 1 2 7 6 1 3 1 Karlsruhe

Matthias Vogt

Lahmeyer International GmbH Lyoner Straße 22 60 528 Frankfurt

Lehrstuhl für Angewandte Geologie, Universität Karlsruhe Astrid Arthen

Hauptstr. 1 5 0 1 445 Radeheul

Karlheinz Brand

Landesamt für Wasserwirtschaft Rheinland-Pfalz 2 a Gewässerschutz Kaiserstr. 25 55 1 1 6 Mainz

Heinz Hötzl

Lehrstuhl für Angewandte Geologie Universität Karlsruhe Kaiserstr. 1 2 7 6 128 Karlsruhe

Georg Jentsch

Hydrosond Büro Berg/Pfalz Ludwigstr. 1 76 768 Berg/Pfalz

Barbara Reichert

Lehrstuhl für Angewandte Geologie Universität Karlsruhe Kaiserstr. 1 2 7 6 128 Karlsruhe

Verantwortlicher Fachreferent der DFG Dr. Ulrich de Haar

346

Kennedyallee 40 53 175 Bonn