Arbeitsspektrum
Organische Schadstoffe
Analyse und Interpretation von Isotopengehaltne an chlorierten Kohlenwasserstoffen (lHKWs), aromatischen Kohlenwasserstoffen (BTEX) und Mineralölkohlenwasserstoffen (MKW)
Die häufigsten Verunreinigungen in Boden und Grundwasser stellen organische Schadstoffe dar. Besonders häufig werden von Seiten der Industrie aromatische (BTEX), Mineralölkohlenwasserstoffe (PH) und Chlorkohlenwasserstoffe (HCH) verwendet. Durch ihre Persistenz sind HCH dafür bekannt, die größten Kontaminationsfahnen im Boden zu erzeugen. Mit Hilfe von komponentenspezifischen Isotopenanalysen lassen sich kontaminationsrelevante Fragen beantworten wie:
- Wer ist verantwortlich?
- Wie hoch ist die Geschwindigkeit des biologischen Abbaus (natürliche Attenuation)?
- Wie alt ist die Kontamination?
Hydroisotop bietet die Bewertung einer Kontamination mit organischen Verbindungen:
- Quantifizierung von organischen Schadstoffen in Boden und Grundwasser
- Substanzspezifische Isotopenanalysen von organischen Verunreinigungen
- Bewertung und Interpretation von kontaminationsrelevanten Fragestellungen
- Beratung und Koordination von Sanierungsmaßnahmen für Grundwässer
Mikroorganismen bewirken durch ihren Schadstoffabbau eine Veränderung des natürlichen Isotopenverhältnisses (z.B. 13C/12C) des Substrats. Bevorzugt bauen die Mikroorganismen die Schadstoffe ab, die von den "leichten" Isotopenpolymeren (Verbindungen mit relativ hohem 12C-Anteil) aufgebaut werden. Dadurch werden die "schweren" Isotopenpolymeren (Verbindungen mit relativ hohem 13C-Anteil) in der Restschadstofffraktion angereichert (siehe Abb. 1).
Abb. 1 Isotopenfraktionierung.
Mit Hilfe von Isotopenmethoden kann der Abbau einer Substanz oder einer Substanzgruppe durch die Verschiebung der stabilen Isotopenverhältnisse in der noch nicht abgebauten Substanz bestimmt werden. Dadurch lässt sich der Abbau verifizieren und es können Rückschlüsse auf die tatsächliche Effizienz des Abbaus gezogen werden. Da der Einfluss anderer Prozesse auf die Isotopenverhältnisse unbedeutend ist, kann die natürliche Attenuation spezifisch in Bezug auf den mikrobiellen Abbau der Schadstoffe quantifiziert werden. Denn eine mögliche Reduzierung der Schadstoffkonzentration durch Verdünnungs- oder Adsorptionsprozesse hat keinen Einfluss auf die Isotopenverhältnisse.
Die folgenden Effekte bewirken eine Verringerung der Schadstoffe, auch wenn keine natürliche Attenuation stattfindet:
- Auflösung und Verdünnung
- Ausfällungs- oder Auflösungsprozesse von anorganischen Stoffen mit dem Effekt des Abbaus von Schadstoffen (Redoxreaktionen, Dechlorierung)
- Diffusion im Grundwasser aufgrund von Konzentrationsunterschieden
- Adsorption an organischen oder anorganischen Bodensubstanzen
- Ausgasen von flüchtigen Verbindungen
Für eine genauere Auswertung wird die 13C-Bilanzsumme aus den Molanteilen und den analysierten δ13C-Werten der Einzelsubstanzen der chlorierten Ethene abgeleitet.
- Σδ13C(PCE-VC) stellt die molare gewichtete Summe der δ13C-Werte der Verbindungen PCE, TCE, cDCE, tDCE und VC dar.
- Σδ13C(PCE-Ethen) steht für die molare gewichtete Summe der δ13C-Werte der Verbindungen PCE, TCE, cDCE, tDCE, VC und Ethen.
Bei sehr hohen biologischen Aktivitäten im Untersuchungsgebiet (HCH-Abbauprozesse ähnlich wie unter Laborbedingungen) kann eine Verschiebung der δ13C-Werte (Isotopenfracitonation) aufgrund des mikrobiellen Abbaus beobachtet werden. Dieser Isotopeneffekt ist sowohl in der Primärsubstanz (Isotopenanreicherung; Verschiebung zu "schwereren" Werten) als auch in den gebildeten Metaboliten (Isotopenverarmung mit anschließender Verschiebung zu meist "schwereren" Werten gegenüber dem Ausgangswert) zu finden. Die Analyse dieser Daten anhand der berechneten Isotopengehalte ermöglicht es, diese Verschiebung zu erkennen und weiter zu evaluieren, sofern dies erforderlich ist. Die Berechnung erfolgt mit Hilfe der Kinetik erster Ordnung, mit der in vielen Anwendungen die Isotopeneffekte beschrieben werden. Die 13C-Primärsignatur der technischen Ausgangssubstanz dient als ein freier Parameter in der Berechnung bzw. Anpassung.
Die aus Laborstudien bekannten Anreicherungsfaktoren (ε) für die Metabilisierung von PCE, TCE, cDCE und VC sind in Tab. 1 zusammengefasst. 1..
Tab.1: In der Literatur gefundene Anreicherungsfaktoren ε und ihre Variation bei verschiedenen Abbautypen.
| Schadstoff | ε [‰ ] | Abbau |
| PCE - TCE | -0.4 to -16.1 | anaerobic |
| TCE - cDCE | -2.5 to -22.9 | anaerobic |
| cDCE - VC | -12.0 to -21.1 | anaerobic |
| VC - Ethen | -21.5 to -31.1 | anaerobic |
Zur Bewertung des biologischen Abbaus wird die sogenannte "Summensignatur" verwendet. Das komplexe Mehrkomponentensystem des Abbaus von PCE oder TCE zu nicht-chlorierten Verbindungen muss dabei auf das Einkomponentensystem (chlorierte Verbindung reagiert zu nicht-chlorierter Verbindung) reduziert werden, für das die Massenerhaltung gegeben ist. Die Summe der Anreicherungsfaktoren εΣ für jeden einzelnen Schritt liefert ein Maß für die Isotopenanreicherung. Ausgangspunkt für die Beschreibung ist die "leichteste" plausible Primärsignatur einschließlich der analytischen Unsicherheit. Durch die Anreicherung der Summensignatur kann der Teil der natürlichen Attenuation bestimmt werden, welcher den Abbau von Schadstoffen im Grundwasser beschreibt.
Werden alle Komponenten, die dieses System charakterisieren, erfasst, so befindet sich der 13C-Summenwert Σδ13C(PCE-VC) idealerweise auf einer Abbaukurve. Der Abstand des analytischen Wertes auf der Σδ13C(PCE-VC)-Achse zur Primärsignatur kann als Maß für das restliche HCH-Potenzial verwendet werden. Treten jedoch Reaktionen auf, die auf einen weiteren Abbau hindeuten (z. B. die Verstoffwechselung von Ethen über Ethan zu CO2 und CH4), so werden die Restkomponenten weiter angereichert und sollten oberhalb der berechneten Kurve zu finden sein. Das bedeutet, je größer die Differenz zwischen Σδ13C(PCE-VC) und der Primärsignatur ist, desto geringer ist das Rest-HCH-Potenzial.