Volker Birke, Harald Burmeier, Diana Rosenau
Fachhochschule Nordostniedersachsen, Fachbereich Bauingenieurwesen (Wasserwirtschaft und Umwelttechnik), Suderburg, Büro Hannover (Koordinierungsgruppe BMBF-Forschungsverbund RUBIN),
Steinweg 4,
D-30989 Gehrden,
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Kurzfassung:
Durchströmte Reinigungswände zur passiven in-situ-Sanierung kontaminierter Grundwasserleiter wurden bis 2003 in ihrer ganz überwiegenden Zahl in den U.S.A. (ungefähr 60-70) und Westeuropa (ca. 20-30) errichtet, darüber hinaus sind wenige Anwendungen in Australien und Japan bekannt. In Deutschland hat man seit 1998 an neun Standorten Reinigungswände installiert, wohingegen es nur eine in Österreich gibt (gebaut 1999). Alle Bauwerke weisen interessante, den besonderen lokalen Erfordernissen individuell angepasste Konstruktionsmerkmale und Wirkprinzipien auf. Zwei Forschungs-und-Entwicklungs(FuE)-Netzwerke (SAFIRA (1999) und RUBIN (2000) führen umfangreiche Untersuchungsarbeiten an mehreren Standorten in Deutschland aus. Dieser Beitrag liefert einen Überblick zu den nationalen Standortprojekten und internationalen Entwicklungen der Reinigungswandtechnologie, dabei schwerpunkthaft anhand der bislang im Feld vollmaßstäblich (full-scale) oder zumindest pilotmaßstäblich eingesetzten reaktiven Materialien, Konstruktions- und Bauweisen sowie den zugrundeliegenden Verfahren. Darüber hinaus werden erste Ergebnisse zur Abbaueffizienz und Langzeitleistung immer dort angeführt, wo sie erhältlich waren. Aus Platzgründen sind keine Abbildungen eingefügt worden, die jedoch in großer Zahl im Internet verfügbar sind.

Abstract:
In 2003, the prevailing majority of permeable reactive barriers (PRBs) for passive in situ remediation of contaminated groundwater can be found in the U.S.A. (about 60-70) and Western Europe (around 20-30). Furthermore, a few installations have already become known in Australia and Japan. In Germany, nine PRBs have been set up since 1998, whereas in Austria there is only one (built 1999). Two research and development (R&D) networks, designated as SAFIRA (launched 1999) and RUBIN (2000), are operating and/or investigating PRBs at several sites in Germany. This paper provides an overview of the national PRBs and the international development, focusing on design and engineering features as well as on selected outcomes regarding their destruction efficiency and long-term performance, where such data have been accessible. Illustrations were not included, because they are readily available from already assembled, recent reports published on the Internet and elsewhere.

Einführung
Durchströmte Reinigungswände sind neue Verfahren zur Sanierung von Grundwasserschadensfällen direkt im Aquifer (in-situ), die darüber hinaus ohne einen nennenswerten oder gar keinen permanenten Energieeintrag von außen, d. h. passiv, erfolgt (TEUTSCH et al. 1996, DAHMKE 1997, BEITINGER et al. 1998, NATO CCMS 1998, U.S. EPA 1998, TEUTSCH et al. 1999, U.S. EPA 1999, Simon & Meggyes 2000, Meggyes & Simon 2000, GAVASKAR et al. 2000, ROCHMES 2000, VIDIC 2001, ROEHL & CZURDA 2001, GAVASKAR et al. 2002, U.S. EPA 2002a, U.S. EPA 2002b, CAREY et al. 2002, U.S. EPA 2003). Eine Reinigungswand unterbindet oder reduziert den Schadstoffstrom, wohingegen das Grundwasser selbst die Wand passieren kann. Mithin nutzt man einen Filtereffekt, der infolge der Platzierung geeigneter Filtermaterialien (allgemein als reaktive Materialien bezeichnet) direkt im Untergrund und im Strömungspfad des Grundwassers erzielt wird. Der Filtereffekt entsteht dadurch, dass die reaktiven Materialien die Schadstoffe immobilisieren oder transformieren (chemisch und/oder biologisch), so dass von dem behandelten Grundwasser im Abstrom der Barriere nicht mehr länger eine unakzeptable Gefährdung von Schutzgütern ausgeht. Bei den Konstruktionsarten unterscheidet man im wesentlichen drei Typen: Die vollflächig durchströmten Wände, Funnel-and-Gate-Systeme und Schacht- oder Brunnenbauwerke, die Reaktoren enthalten. Auch reaktive Zonen, hergestellt durch Einbringen/Injizieren von reaktiven Medien in den Untergrund, lassen sich als Reinigungswände auffassen, wenngleich der Übergang zu Maßnahmen, natürliche Abbauprozesse im Untergrund zu stimulieren („Enhanced Natural Attenuation“) fließend ist.
Weil sie zu den passiven in-situ-Grundwasserbehandlungstechniken zählen und aus diesem Grunde mehrere, den konventionellen, aktiven Verfahren (vor allem pump-and-treat-Methoden) innewohnenden Nachteile vermeiden, werden durchströmte Reinigungswände als wirtschaftliche Alternativen für die Sicherung und/oder Sanierung von Grundwasserschadensfällen eingestuft: Ein Energieverbrauch ist während des Betriebs praktisch nicht gegeben, es erfolgt kein massiver Eingriff in das Grundwasserregime und die Sanierungsmaßnahme findet direkt im Untergrund im kontaminierten Grundwasserleiter statt, d. h. eine aufwendige Anlagentechnik ist a priori weder einzurichten noch zu betreiben noch auf längere Zeit zu unterhalten oder vorzuhalten. Ein weiterer, wichtiger Vorteil liegt in der Tatsache begründet, dass sich sofort nach dem Abschluss des Baus einer Reinigungswand uneingeschränkte Folgenutzungsmaßnahmen auf einem Gelände vornehmen lassen, weil an der Oberfläche keine störenden Einrichtungen oder Bauten vorhanden sind. Zudem hat sich im Laufe der letzten zwanzig bis dreißig Jahre gezeigt, dass pump-and-treat-Verfahren im Regelfall nur beim Betrieb über viele Jahre, häufig auch Jahrzehnte, das Sanierungsziel erreichen.
Reinigungswände benötigen ebenfalls längere Behandlungszeiten. Folglich wird ein Sanierungserfolg auch erst nach Dekaden erreicht, d. h. etwa bei langsamer Grundwasserfließgeschwindigkeit und/oder einer hohen Lebensdauer der Schadensquelle und/oder hohen Schadstoffkonzentrationen ist von einem derartigen Zeithorizont grundsätzlich auszugehen. Folglich muss eine Reinigungswand über einen beträchtlich langen Zeitraum zuverlässig funktionieren, um Eingriffe von außen zu vermeiden, die i.d.R. mit Zusatzkosten verbunden sind.
In Nordamerika und Westeuropa wurden bislang praktisch alle bekannten Bauwerke errichtet (im Hinblick auf Westeuropa vor allem in Großbritannien (KALIN 2002, CAREY et al. 2002), Dänemark (U.S. EPA 2002a, U.S. EPA 2003), Frankreich (CAREY et al. 2002) und Deutschland (BIRKE et al. 2002) – daneben wenige Reinigungswände in anderen europäischen Staaten, z. B. Schweiz, Österreich (NIEDERBACHER 2000, NIEDERBACHER 2003), Benelux (BASTIAENS et al. 2002). Auf europäischer Ebene bestehen seit Jahren unterschiedliche Förderprojekte (PEREBAR 2003, IMAGE-TRAIN 2003). Die Gesamtzahl aller bekannten Feldprojekte beläuft sich weltweit auf ca. 80-100 (Stand: Ende 2002).

Reaktive Materialien für Reinigungswände
Die Reinigungswandtechnik wurde in Nordamerika während der späten achtziger und frühen neunziger Jahre eingeführt und, was die Anwendung von elementarem Eisen zur Dehalogenierung von leichtflüchtigen chlorierten Kohlenwasserstoffen (LCKW) anbelangt, praktisch sofort anschließend innerhalb weniger Jahre zur Anwendungsreife entwickelt sowie sukzessive in Feldprojekten pilot- und vollmaßstäblich (full-scale) implementiert (GILLHAM & O´HANNESIN 1994, STARR & CHERRY 1994, DAHMKE 1997, U.S. EPA 1999, GAVASKAR et al. 2000, VIDIC 2001, U.S. EPA 2002a, U.S. EPA 2002b, U.S. EPA 2003): So setzte man erste Feldprojekte mit Pioniercharakter in den Jahren 1991 und 1994 an den zwei Standorten Borden (Kanada, Ontario, Pilotmaßstab) bzw. Sunnyvale (U.S.A., Kalifornien, full-scale) um. Die ältere Literatur weist darüber hinaus Belege aus, dass bereits in den siebziger Jahren einige Forscher, gleichwohl an vereinzelten Stellen und weitgehend unkoordiniert, wichtige Grundprinzipien und Grundlagen hinsichtlich der reduktiven Dehalogenierung von polychlorierten Schadstoffen in Grund- und Abwässern durch unedle Metalle, insbesondere Eisen, gefunden, formuliert bzw. erarbeitet hatten (SWEENY & FISCHER 1972, SWEENY & FISCHER 1973, SWEENY 1981a, SWEENY 1981b, BACHMANN 1990).

Eine Zusammenfassung der weltweit im Feld, d. h. im großtechnischen (full-scale) oder Pilot-Maßstab, in Reinigungswänden eingesetzten reaktiven Materialien bietet Tabelle 1. Die zugrundeliegenden Wirkmechanismen beschreibt Tabelle 2. Zusätzlich werden die behandelten Schadstoffe, der zugrunde liegende Wirkmechanismus sowie Standortbeispiele genannt. Weiterführende, ausführlichere Darstellungen mit zusätzlichen Einzeldaten dieser und einer großen Zahl von weiteren Standorten sind in der jüngeren Spezialliteratur erhältlich (U.S. EPA 1998, U.S. EPA 1999, GAVASKAR et al. 2000, VIDIC 2001, GAVASKAR et al. 2002, U.S. EPA 2002a, U.S. EPA 2002b, SCHERER et al. 2000, „POWELL & ASSOCIATES“ 2002).

Reinigungswände sind bislang nur in relativ geringem Umfang bei anderen Klassen von Grundwasserschadstoffen angewendet worden, etwa für landläufige Schwermetalle (Blei, Zink, Cadmium, Kupfer usw.) oder für polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), andere aromatische Verbindungen (Benzol, Toluol, Ethylbenzol, Xylole = BTEX) oder Mineralölkohlenwasserstoffe (MKW) (U.S.-EPA 1998, U.S.-EPA 1999, GAVASKAR et al. 2000, VIDIC 2001, U.S.-EPA 2002a, U.S.-EPA 2002b, U.S.-EPA 2003), weil noch geeignete und/oder wirtschaftliche reaktive Materialien fehlen oder sie sich erst in der Entwicklung befinden (siehe Tabelle 3 und 4). Dies betrifft beispielsweise Kombinationen von bekannten reaktiven Materialien (KÖBER et al. 2001, KÖBER et al. 2002), insbesondere zur Behandlung von Mischkontaminationen verschiedener Schadstoffgruppen und ﷓klassen, sowohl von organischen als auch anorganischen (Labor- und kleintechnischer Maßstab) und auch Zeolithe oder Eisenoxide zur Entfernung von Arsen im Projekt Wiesbaden des RUBIN-FuE-Verbundvorhabens (RUBIN 2003).

Elementares Eisen zur reduktiven Dechlorierung von LCKW
In Nordamerika wird bereits heute zumindest die Anwendung von technischem, elementarem Eisen in Reinigungswänden zur Dehalogenierung von LCKW als praktisch etablierte Sanierungstechnik eingestuft: So liegen bereits umfassende Handbücher, Leitfäden und Abschlußberichte zu standortübergreifenden Evaluationsprojekten vor, beispielsweise:
· „Final Design Guidance for Application of Permeable Reactive Barriers for Groundwater Remediation“ (2000, Battelle-Institut) (GAVASKAR et al. 2000)
· ITRC Technical/Regulatory Guidelines, Regulatory Guidance for Permeable Reactive Barriers Designed to Remediate Chlorinated Solvents“ (INTERSTATE TECHNOLOGY AND REGULATORY COOPERATION WORK GROUP PERMEABLE REACTIVE BARRIERS WORK TEAM, 1999)
· „Evaluating the Longevity and Hydraulic Performance of Permeable Reactive Barriers at Department of Defense Sites“ (GAVASKAR et al. 2002).
Sie macht weit mehr als die Hälfte aller ungefähr 60-70 Projekte aus, und sie belegt in der überwiegenden Zahl die prinzipielle Durchführbarkeit, Anwendbarkeit und Reinigungsleistung (O´HANNESIN 2002). Die zugrundeliegenden Mechanismen auf molekularer Ebene sind intensiv untersucht worden, wenngleich einige Detailschritte noch nicht vollständig verstanden oder aufgeklärt sind (SCHERER et al. 2000, ARNOLD & ROBERTS 2000, SCHÄFER et al. 2002). Die zuverlässige Prognostizierbarkeit der Langzeitstabilität und ﷓wirksamkeit von Eisenreinigungswänden zur LCKW-Dechlorierung über einen Zeitraum von Dekaden ist, trotz umfangreicher Labor- und Feldstudien, noch nicht abschließend geklärt (SCHERER et al. 2000, SARR 2001, VIDIC 2001, ROEHL & CZURDA 2001, SIMON et al. 2001, GAVASKAR et al. 2002). Für einige deutsche Reinigungswände, an denen umfangreiche Langzeituntersuchungen durchgeführt werden, wie z. B. Rheine, koinzidieren Vorhersage und die bisherige tatsächliche Feldleistung in den ersten Betriebsjahren gut (Ebert et al. 2001) – ein für Planer, Behörden und Sanierungspflichtige wichtiges Moment, im Rahmen der Sanierungsuntersuchung oder Machbarkeitsstudie eine Reinigungswand gegenüber anderen Verfahren zu favorisieren (ROCHMES 2000, BEITINGER et al. 1998, BEITINGER 2002). Bei Installationen mit größeren Problemen in den ersten Betriebsjahren waren entweder nicht alle wesentlichen Einflussparameter vorab ausreichend ermittelt oder in Modellierungen fehlerhaft einbezogen worden oder es gab Fehler bei der Bauausführung oder es stellten sich unvorhersehbare Ereignisse ein (drastische Erhöhung des Grundwasserspiegels infolge von Flutereignissen usw.).
Elementares Eisen setzt man darüber hinaus zur gekoppelten Reduktion und Immobilisierung („reduktive Fixierung“) von bestimmten Schwermetallen wie Chrom und Uran (jeweils in der Oxidationsstufe 6) ein (GAVASKAR et al. 2000, SCHERER et al. 2000). Weiterhin hat man schon vereinzelt Aktivkohle, Zeolithe, sogenannte „Kompostwände“, Eisen kombiniert mit Mikrobiologie und Kalkstein großtechnisch oder wenigstens pilotmaßstäblich im Feld eingesetzt (siehe Tabelle 1).
Nicht alle chlorierten Kohlenwasserstoffe (CKW) lassen sich mit elementarem Eisen dechlorieren; eine Zusammenstellung der mit Eisen behandelbaren Schadstoffe, zumeist gesättigte und ungesättigte chlorierte aliphatische Verbindungen, enthält Tabelle 5.
Wie allerdings festzustellen ist, sind die Sanierungszielwerte bei den US-amerikanischen Reinigungswänden häufig uneinheitlich und liegen vergleichsweise teilweise deutlich höher als bei Grundwassersanierungen in Deutschland (etwa bei einigen LCKW, insbesondere cis-DCE). Man bezieht sie zudem alleine auf die innerhalb der reaktiven Zone gemessenen Werte, nicht jedoch auf diejenigen im Abstrom, die dort wieder erhöht sein können (GAVASKAR et al. 2002). Erklärt wird dieses Phänomen, das an einer größeren Zahl von Standorten beobachtet wird, zumeist mit Restschadstoffgehalten im Aquifermaterial abstromig der Wand, die über die Zeit noch eluiert werden/desorbieren. An einigen Standorten hat man auch Umströmungen der Reinigungswand als Ursache verifiziert.

Aktivkohle zur Retardation von PAK, BTEX, LCKW
Wie bereits aus der Abwasserreinigung und auch aktiven Grundwassersanierungsverfahren seit längerem bekannt ist, ist Aktivkohle (siehe Tabelle 1 und 2) ein vielversprechendes Material für die adsorptive Eliminierung von PAK und anderen Schadstoffen, beispielsweise persistente chlorierte aromatische Verbindungen (Chlorbenzole, ﷓biphenyle usw.), in Reinigungswänden (BEITINGER et al. 1998, NIEDERBACHER 2000, SCHAD et al. 2000, WILLIAMSON et al. 2000, NIEDERBACHER 2001, HARTWIGER 2001, EDEL & VOIGT 2001, TIEHM et al. 2002, WEISKE et al. 2002, SAFIRA 2003): Damit lässt sich das Anwendungsspektrum von Reinigungswänden signifikant erweitern, weil beispielsweise weder PAK noch Chloraromaten von nullwertigem Eisen aufgrund seines relativ niedrigen Reduktionspotenzials reduziert bzw. reduktiv dechloriert werden können.
Feldanwendungen von Reinigungswänden mit Aktivkohle sind an den Standorten Karlsruhe, Reichenbach, Denkendorf und Bitterfeld sowie Brunn am Gebirge, Auby und Brest (Frankreich) sowie Tifton (U.S.A.) bereits großtechnisch realisiert, wo größtenteils PAK und/oder Chloraromaten und auch komplexe Schadstoffgemische erfolgreich behandelt werden. Offenbar räumt man besonders in Europa Aktivkohle einen beträchtlichen Stellenwert als reaktives Material ein. Darüber hinaus sind die Installationen in Denkendorf, Bitterfeld, Brunn am Gebirge und Tifton durch Schachtbauwerke, in denen mit Aktivkohle beschickte Reaktorgefäße eingelassen wurden, gekennzeichnet. Alle zuletzt genannten Standorte haben bislang sehr gute Abreinigungsleistungen gemeldet.
Damit wird evident, dass zukünftig insbesondere Kombinationen aus einem weitgehend unselektiv stark auf eine Reihe von Schadstoffen wirkenden Adsorptionsmittel - wie es Aktivkohle par excellence darstellt - und Reinigungswandkonstruktionen, die ausgedehnte Eingriffsmöglichkeiten bei potenziellen Störungen während des Betriebs erlauben, als eine gleichermaßen effizient und in der Breite verlässlich arbeitende Variante der Technologie anzusehen sind. Wie zu beachten ist, sind die Standzeiten und ein Materialaustausch planungsrelevante Aspekte.

Palladium und molekularer Wasserstoff zur katalytischen Hydrogenierung
Wie man aber in jüngster Zeit gezeigt hat, gelingt es auch, mit bestimmten modifizierten Metallkatalysatoren, wie z. B. auf der Basis von Palladium, molekularen Wasserstoff (H₂) in einer wässrigen Umgebung als Reduktionsmittel stark zu aktivieren (Tabelle 1 und 2). Auf diese Weise hat man es in der Hand, thermodynamisch schwer angreifbare Kohlenstoff-Kohlenstoff-Doppelbindungen in PAK zu reduzieren und diese damit zu biologisch leichter abbaubaren Produkten umzuwandeln und selbst chlorierte aromatische Schadstoffe vollständig zu hydrogenolysieren, d. h. sämtliche Chloratome gegen Wasserstoffatome zu substituieren - mithin eine komplette reduktive Dehalogenierung zu erreichen. Durch „Aufziehen“ von feinverteiltem Palladiummetall auf Zeolithe oder durch Einbettung des Metalls in eine feste Silikonpolymermatrix (SCHÜTH & REINHARD 1998, SCHÜTH et al. 2000, MACKENZIE et al. 2000, KOPINKE et al. 2000, KOPINKE et al. 2002, SAFIRA 2003) gelang es an der Universität Tübingen bzw. am Umweltforschungszentrum Leipzig (UFZ), ganz neuartige Palladiumkatalysatoren zu entwickeln, die sich, im Gegensatz zu konventionellen, weitaus stärker resistent gegenüber Katalysatorgiften, wie z. B. Sulfid, erweisen (das entweder direkt im Grundwasser vorhanden sein und/oder durch Reduktion von Sulfat gebildet werden kann). Da bei ungünstigen Grundwasserzusammensetzungen dennoch relativ kurze Katalysatorstandzeiten von wenigen Tagen auftreten können, hat man in einer Weiterentwicklung nunmehr ein weitgehend universell einsetzbares Verfahren zur Strippung kontaminierter Grundwässer und nachfolgender Gasphasendehalogenierung mit Hilfe der genannten Palladium-Zeolith-Katalysatoren ausgearbeitet (KOPINKE et al. 2002).

Eisendispersionen und Nano-Eisen zur Dechlorierung von LCKW
Es ist seit langem bekannt, dass feinverteilte unedle Metalle und vor allem ihre Dispersionen aufgrund der großen Oberfläche häufig signifikant gesteigerte Reaktivitäten in metallorganischen Reaktionen aufweisen.
Ob die in jüngster Zeit in Nordamerika bekannt gewordenen FuE-Projekte zur Dechlorierung von LCKW mit Eisenemulsionen sich auch als feldtauglich erweisen, ist noch unbestimmt. Erste, vielversprechende Ergebnisse bei der Anwendung von Nano-Eisen und Eisenemulsionen mittels in-situ-Injektion zum Aufbau reaktiver Zonen deuten in guter Übereinstimmung mit Laborversuchsergebnissen auf eine erheblich gesteigerte Reaktivität bei der Dechlorierung von LCKW gegenüber herkömmlichem, technischen Eisen hin (GEIGER et al. 2001, MCELROY et al. 2002).
So beobachtete man drastisch gesteigerte Reaktionsgeschwindigkeiten hinsichtlich der Monodechlorierung von TCE (WANG & ZHANG 1997), die in die Größenordnung der Abbaurate von Eisen/Palladium-Kombinationen(-Bimetall) reichte, sowie eine erheblich höhere Umsatzrate bei der Gesamtdechlorierung von TCE zu Ethen: Außer dem Endprodukt der vollständigen TCE-Dechlorierung konnten – im Vergleich zu Dehalogenierungsreaktionen mit konventionellen Eisenspänen/-granulaten – überhaupt keine teildehalogenierten Zwischenprodukte beobachtet werden. Möglicherweise gelingt also mit Nano-Eisen die vollständige Dechlorierung persistenter CKW derart effektiv, dass sich teildechlorierte und teilweise stark toxische Metabolite, wie z. B. cis-DCE, die in konventionellen Eisenwänden in hohen Konzentrationen auftreten und folgerichtig im Abstrom Probleme bereiten können, ebenfalls in kurzer Zeit vollständig eliminieren lassen.
Im Feld zeitigte feinverteiltes Eisen in pilotmäßigen Versuchen eine TCE-Reduktion von ca. 90 % (McElroy et al. 2002). So ist für Nordamerika mit einer Ausweitung der Projekte mit Eisendispersionen zu rechnen. Da solche Reagenzien aber in kurzer Zeit vollständig verbraucht, d. h. umgesetzt und damit ihre Wirkung verlieren können, ist zu beachten, dass ihre Wirksamkeit auf die Größenordnung von Stunden oder Tagen beschränkt sein kann. Die Injektion von feinverteilten Eisenpartikeln dürfte mithin eher zur schnellen Schadensherdsanierung oder zumindest zur Reduktion von sehr hohen LCKW-Quellenkonzentrationen als zur langfristigen Abstromsicherung/-sanierung von großräumigen Gebieten mittels durchströmter Reinigungszonen geeignet sein.

Durchströmte Reinigungswände in Deutschland
In Deutschland wurden zwischen 1998 und 2002 an neun Standorten pilotmaßstäbliche oder volltechnische (full-scale) Reinigungswandbauwerke errichtet, teilweise im Zuge der beiden vom Bundesministerium für Forschung und Bildung (BMBF) geförderten FuE-Netzwerke SAFIRA („Sanierungsforschung in regional kontaminierten Aquiferen“) (Weiß et al. 2002, SAFIRA 2003) und RUBIN („Reinigungswände und -barrieren im Netzwerkverbund“) (BURMEIER et al. 2002, BIRKE et al. 2002a, BIRKE et al. 2002b, RUBIN 2003): In Bernau bei Berlin (gebaut 2001, 50 % öffentlich gefördert), Bitterfeld (1999, 100 % öffentlich gefördert), Denkendorf bei Stuttgart (2000, privat, 50 % öffentliche Förderung für Teiluntersuchungen), Edenkoben bei Ludwigshafen (1998 und 2001, privat), Karlsruhe (2001, ca. 90 % öffentliche Förderung), Oberursel bei Frankfurt am Main (2002, privat), Reichenbach bei Stuttgart (2000, privat), Rheine, 35 km westlich von Osnabrück (1998, 100 % öffentliche Förderung), und Tübingen (1998, privat mit öffentlicher Teilförderung). In Edenkoben befindet sich eines der weltweit größten F&G-Systeme mit einer Länge von ungefähr 450 m (ausgestattet mit sechs Gates) (ROCHMES & WOLL 1998, ROCHMES 2000). Tabelle 6 enthält eine Kurzübersicht; eine Kurzbeschreibung schließt sich im Folgenden an (ausgenommen ist der Standort Bitterfeld, d. h. das SAFIRA-Projekt, welches an anderer Stelle bereits ausführlich beschrieben wurde) (WEIß et al. 2002 und darin enthaltene Zitate, SAFIRA 2003).
Für durchströmte Reinigungswände allgemein zur Verfügung stehende Konstruktionsweisen und Bauverfahren sind in Tabelle 7 bzw. Tabelle 8 zusammengefaßt.
Alle genannten Reinigungswände sind gekennzeichnet durch den besonderen Erfordernissen des jeweiligen Standortes individuell angepasste Konstruktionsmerkmale und Wirkprinzipien: So gibt es an einigen Standorten relativ flache, oberflächennah eingebaute Reaktoren, denen entweder passiv oder sogar aktiv umgeleitetes oder gehobenes kontaminiertes Grundwasser zuströmt. Die Mehrzahl der Standorte besitzt Reinigungswände mit einem gelenktem Grundwasserfluss hin zu einem unterirdischen Reaktorbauwerk, d. h. F&G- und modifizierte oder verwandte Konstruktionen, die sowohl durch speziell positionierte und/oder ausgestaltete Funnel- als auch Gate-Konstruktionen charakterisiert sind. In Nordamerika favorisiert man dagegen heute häufiger vollflächig durchströmte Systeme („continuous reactive Barriers“, CRB), vorwiegend aufgrund einfacherer hydraulischer Verhältnisse und Bemessungsmöglichkeiten, aber auch infolge höherer Kosten, die teilweise stark von den erstgenannten Faktoren beeinflusst sein können (VIDIC 2001).
Als reaktive Materialien gelangen in Deutschland verschiedene technische Qualitäten von elementarem Eisen, d. h. in Span-, Granulat- oder „Schwamm“-Form, oder Aktivkohle zum Einsatz. Weitere Materialien befinden sich noch im Prototypstadium, wobei man einige vielversprechende bereits in der on-site-Erprobung hat (SAFIRA 2003). Elementares Eisen dient, wie in Nordamerika, zur (reduktiven) Dehalogenierung von LCKW (zumeist chlorierte Ethene). Mit Aktivkohle entfernt man dagegen polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), aber auch LCKW, durch Sorption, d. h. es erfolgt eine Umverteilung der Schadstoffe aus der flüssigen Phase Grundwasser in die feste Phase Aktivkohle.

Reinigungswände mit gelenktem Grundwasserfluss

Bernau, Brandenburg.
Am Stadtrand von Bernau (nordöstlich von Berlin), auf einem ehemaligen Gelände der sog. „Westgruppe der sowjetischen Truppen“, wurde 2001 eine Pilotreinigungswand direkt neben einer früheren Großwäscherei errichtet. Das im Rahmen des RUBIN-Netzwerkes geförderte Bauwerk weist gleich mehrere einzigartige und unkonventionelle Konstruktionsmerkmale auf: Es besteht aus einem Gate, das 18 großdimensionierte Einzelreaktormodule (hergestellt aus verstärktem Beton und befüllt mit nullwertigem Eisen) enthält und als nach oben offene rechteckige Reaktorzelle kurz unterhalb der Oberfläche errichtet ist. Diese Vorrichtung wird quasi horizontal durch aktiv gehobenes Grundwasser durchströmt, indem letzteres nacheinander oder auch parallel, je nach gewünschter und frei wählbarer Schaltungsweise, die einzelnen Module passiert (HEIN et al. 2002, RUBIN 2003). Es handelt sich um eine Pilotanlage mit starkem Forschungscharakter.
Mittels der besonderen Konstruktionsweise der Bernauer Reinigungswand trägt man der besonderen Erfordernis am Standort Rechnung, gleichzeitig zwei grundlegende Probleme modellhaft in einem einzigen Verfahrensschritt angehen zu können, welche für eine größere Zahl kontaminierter Flächen in Ostdeutschland durchaus typisch sind: Es wird eine außerordentlich hohe LCKW-Konzentration im Grundwasser (mehr als 100 mg/l, überwiegend als TCE) angetroffen, von der zugleich zwei übereinanderliegende Grundwasserstockwerke betroffen sind, d. h. die Schadstoffe sind bereits vom oberen in den unteren Leiter vorgedrungen. In Bernau versucht man mithin, eine Antwort auf die schwierige Frage zu geben, wie sich zwei kontaminierte Grundwasserleiter simultan mit einem einzigen Reaktionsbauwerk effizient behandeln lassen, insbesondere wenn sich der zweite Leiter schon in einer größeren Tiefe befindet, die für die Erstellung des Bauwerkes aus bautechnischen und/oder wirtschaftlichen Gründen problematisch sein kann.
So arbeitet das Gesamtsystem nur zum Teil passiv, da das Grundwasser aus beiden Stockwerken zunächst in einen geschlossenen Funnelbereich unmittelbar vor dem Gate gepumpt wird. Das Porenvolumen des vom Funnel umschlossenen Bodens und die alten TCE-Tanks dienen als Zwischenspeicher, von dem man aus das gehobene Wasser dem ersten Reaktorelement aufgrund des künstlich, optional aufbaubaren Gradienten mit unterschiedlicher Strömungsgeschwindigkeit (und damit auch mit variierbarem Massenfluß der Kontaminanten) zuströmen lassen kann. Alle Module werden jeweils von oben nach unten durchströmt und sind durch Rohrleitungen untereinander flexibel verbunden, so dass unterschiedliche Anordnungen und Schaltungen einzelner Elemente möglich sind. Die Reaktoranordnung stellt stets ein gegen die Umgebung geschlossenes System dar. Die Projektbeteiligten (Brandenburgische Boden Gesellschaft für Grundstücksverwaltung und -verwertung mbH (BBG), INGAAS GmbH, Technische Universität Berlin) können auf erste Ergebnisse aus den Jahren 2002 und 2003 verweisen, die eine effiziente Abreinigung der Hauptkontaminanten TCE (100 mg/l) an nullwertigem Eisen belegen: Nach der Passage des siebten Moduls (bezogen auf eine Reihenschaltung) sinkt die Konzentration unter die Nachweisgrenze, mithin nach einer Gesamtfließstrecke von weniger als 14 m. Um auch die TCE-Metabolite, d. h. vorwiegend cis-DCE und VC, in der weiteren Fließstrecke effizient abzubauen, werden biologische Zusatzstufen, aber auch der Einsatz von zeolithgestütztem Palladium getestet.

Denkendorf, Baden-Württemberg
Auf dem Gelände des Gewerbeparks Denkendorf in der Nähe von Stuttgart liegen sechs unterschiedliche LCKW-Kontaminationsherde vor. Teilweise wurden Gesamtkonzentrationen von mehr als 200 mg/l LCKW ermittelt, mithin liegen u. a. reine Schadstoffphasen im Untergrund vor, obgleich sich die durchschnittliche LCKW-Konzentration auf weniger als 30 mg/l im Anstrom der Reinigungswand beziffert. Das Wasser zeigt eine hohe Carbonathärte sowie eine signifikante Sulfatkonzentration (200 mg/l).
Der geringe Permeabilität veranlasste die Planer (WEISKE et al. 2002), ein spezielles großtechnisches Wandbauwerk zu konzipieren, das das kontaminierte Grundwasser zugleich fasst und gesammelt dem Reaktor (Gate) zuführt (sog. „Drain-and-Gate“-System, errichtet 2001, vergleichbar in der Konstruktions- und Funktionsweise mit dem sog. „Trench-and-Gate“-System in East Garrington, U.S.A.) (U.S. EPA 2002a): Es besteht aus einer 90 m lange Filterkiesdrainage, die, zusätzlich ausgestattet mit Filterrohren, das belastete Grundwasser einem mit Aktivkohle befüllten Reaktor, der am Boden eines 3 m breiten und 6 m tiefen, zylindrischen Schachtbauwerkes aufgestellt ist, zuleitet (Weiske et al. 2002). Die Schadstoffe werden bei ihrer Passage durch den Reaktor an der Aktivkohle sorbiert. Im Zuge der FuE-Arbeiten im RUBIN-Verbund (RUBIN 2003) nutzt man einen Bypass des dem Reaktor zugeleiteten Grundwasserstroms für kleinmaßstäbliche Abbauversuche (Säulenversuche) mit neuartigen reaktiven Materialien, wie z. B. Palladium auf Zeolith (SCHÜTH & REINHARD 1998, SCHÜTH et al. 2000, KOPINKE et al. 2002). Durch Zugabe von Wasserstoff lässt sich an diesem speziell entwickelten Palladiumkatalysator u. a. auch VC dehalogenieren, das ansonsten nur mit mäßiger Effizienz an Aktivkohle retardiert oder von nullwertigem Eisen abgebaut wird. Die Arbeiten dienen der Vorbereitung zum Upscaling des Verfahrens in technische Anwendungen (Projektpartner: I.M.E.S. GmbH, Universität Tübingen).
Das regelmäßige Monitoring belegt sowohl hinsichtlich der Abreinigung des Hauptstromes mit Aktivkohle als auch des Nebenstromes mit Palladium eine effiziente Entfernung bzw. Dehalogenierung der Schadstoffe.

Edenkoben, Rheinland-Pfalz.
Auf einem Grundstück in Edenkoben (Nähe Neustadt an der Weinstraße) liegt im Untergrund eine mehr als 400 m breite, heterogene LCKW-Fahne vor. Die LCKW-Gesamtkonzentrationen reichen bis zu 20 mg/l (Zusammensetzung: 20 % TCE, 50 % cis-DCE sowie 30 % 1,1,1-Trichlorethan (TCA)) (ROCHMES & WOLL 1998, ROCHMES 2000, PESCHLA & ROCHMES 2003, RUBIN 2003).
1998 plante und errichtete die „Peschla & Rochmes“-GmbH eine Pilotreinigungswand, ausgelegt als F&G, direkt in der Fahnenmitte, die zudem die höchsten LCKW-Konzentrationen aufweist. Während einer sechsmonatigen Testphase wurden konstant gute Abbauraten von 99 % beobachtet. Infolgedessen wurde das full-scale-Bauwerk, welches die gesamte Fahne fasst und das ursprüngliche Pilotgate in seiner Mitte einschließt, im Februar 2001 in Betrieb gesetzt.
Die in Edenkoben eingesetzten Gates sind für einen vertikalen Grundwasserdurchfluß konstruiert worden, d. h. das Grundwasser durchströmt die Reaktoren in zweifach senkrechter Richtung zunächst aufwärts und dann wieder abwärts: Dazu ist jeder Reaktor in zwei Kammern, die beide mit nullwertigem Eisen gefüllt sind, geteilt. In die Einlaßkammer strömt das Grundwasser mit Hilfe einer senkrechten Filterkiesdrainage von unten nach oben, die es aus tieferen Aquiferzonen passiv sammelt und gleichzeitig aus der horizontalen in die senkrechte Richtung umleitet. Am Kopf der Kammer gelangt es schließlich über einen ebenfalls mit reaktivem Eisen gefüllten Überlauf in die Auslasskammer. Insgesamt enthält das System sechs Gates dieser besonderen Konstruktionsweise (jedes 10 m lang, 1,25 m breit, 8 m tief, Stauer bei ca. 14 m), die mit einer Gesamtmenge von 825 Tonnen granuliertem Eisen befüllt sind. Das Funnel besteht aus einer über die gesamte Systemlänge fast linear angeordneten Stahlspundwand, die komplett in den 14 m tiefen Stauer einbindet und durch alle Gates läuft. Innerhalb der Gates wurde sie abgebrannt (5 m unterhalb Geländeoberkante) und bildet auf diese Weise die zuvor erwähnten Kammern.
Die Reaktive Wand zeigt eine signifikante Reduktion der LCKW-Gesamtkonzentration (Abreinigung auf 10-50 mg/l). Einzig 1,1,1-TCA wird hauptsächlich nur zu 1,1-Dichlorethan (DCA) teildehalogeniert.

Karlsruhe, Baden-Württemberg
In der Innenstadt von Karlsruhe errichtete ein Konsortium aus den Stadtwerken Karlsruhe, der Arcadis GmbH und der I.M.E.S. GmbH im Jahre 2000 eine full-scale-Aktivkohle-Reinigungswand nach dem F&G-Prinzip (SCHAD et al. 2000, SCHULZE & MUßOTTER 2001, ARCADIS 2003, RUBIN 2003). Während der acht Jahrzehnte währenden Betriebszeit des ehemaligen Gaswerkes wurde eine massive PAK- und BTEX-Belastung des Untergrundes verursacht, die sich heterogen und diffus über eine Gesamtfläche von mehr als 100.000 m² erstreckt und zur Bildung einer Grundwasserfahne von 400 m Länge und 200 m Breite geführt hat. Zusätzlich entdeckte man eine damit teilweise überlappende VC-Fahne, deren Quelle jedoch außerhalb des Grundstückes angenommen wird. PAK treten mit 500-600 mg/l auf, daneben Benzol mit 20 mg/l und Ammonium mit 2 mg/l (die VC-Belastungen reichen bis zu 100 mg/l).
Die 17 m tiefe Reinigungswand bildet über ihre Gesamtlänge von 240 m eine praktisch gerade Linie, auf der acht nahezu äquidistante Gates positioniert sind. Sie besteht im Funnelbereich aus einer Stahlspundwand, die mit Hilfe der neuartigen „Silent-Piler“-Methode nicht wie bei herkömmlichen Methoden in den Untergrund gerammt, sondern gepresst wurde.
Die Gates bestehen aus ca. 18 m langen, zylindrischen Stahlröhren (Durchmesser 1,8 m), die in zuvor niedergebrachte Großbohrungen (Durchmesser 2,50 m) eingelassen wurden: Das Innere jeder Röhre ist durch zwei parallel, über die gesamte Länge angeordnete rechteckige und perforierte Stahlbleche in drei Kammern unterteilt: nur die mittlere ist mit Aktivkohle gefüllt, die beiden zur Außenseite hin liegenden, im Querschnitt halbmondförmigen Seitenkammern dienen zur Aufnahme möglicher Zusatzeinrichtungen.
Das Gesamtprojekt kostete etwa vier Millionen €; für die angenommene Gesamtbetriebsdauer von 50 Jahren erwarten die Stadtwerke Karlsruhe, die zugleich Pflichtiger und Betreiber sind, einen zusätzlichen Betriebs- und Investitionsaufwand von nur noch ungefähr zwei Millionen €, vorwiegend für den Austausch verbrauchter Aktivkohle und das Monitoring-Programm.

Oberursel, Hessen
Anfang 2002 entstand in einem Projekt der Arcadis GmbH auf einem stillgelegten Industriegelände in Oberursel, nördlich von Frankfurt am Main, ein praktisch L-förmiges, großtechnisches F&G-System zur Behandlung eines LCKW-Schadens mit nullwertigem Eisen (ARCADIS 2003). Das Funnel besteht aus einer 0,6 m dicken und 4-19 m tiefen Schlitzwand, die 175 m lang ist. Das Gate befindet sich im Verbindungspunkt der beiden Funnel-Flügel und wird aus ringförmig überlappenden Einzelbohrungen gebildet (äußerer Ringdurchmesser 3,30 m).

Tübingen, Baden-Württemberg
Das erste full-scale-F&G-System Deutschlands wurde im Oktober 1998 auf dem sog. BEKA-Gelände in Tübingen errichtet (Baumarkt- und Speditionsgelände, in der Neckartalaue vor der Stadt gelegen; Projekt der I.M.E.S. GmbH). Es weist ebenfalls einen L-förmigen Zuschnitt bei einer Gesamtlänge von 215 m auf. Man behandelt damit einen LCKW-Schaden (vornehmlich TCE, cis-DCE und VC) mit nullwertigem Eisen (in drei rechteckigen Gates aus überschnittenen Bohrpfählen). Eine detaillierte Beschreibung findet sich in der Literatur (KLEIN & SCHAD 2000). Die Überprüfung der Abbauleistung und Langzeitwirksamkeit der Anlage sind Gegenstand von FuE-Arbeiten im RUBIN-Verbund zwischen 2002 und 2004 (RUBIN 2003).

Vollflächig durchströmte Reinigungswände

Reichenbach, Baden-Württemberg
Die erste vollflächig (kontinuierlich) durchströmte Reinigungswand Deutschlands, die über die gesamte Fahnenbreite reicht (= full-scale-Bauwerk) und bislang die einzige, die LCKW mit Aktivkohle behandelt, errichtete man im Jahre 2000 innerhalb einer Produktionshalle des Werkzeugmaschinenherstellers Traub (Reichenbach an der Fils, südöstlich Stuttgart) in der Nähe einer ehemaligen PCE-Rückgewinnungsanlage. Die Planung und Ausführungsüberwachung oblag der „Smolczyk und Partner“-GmbH. Mitte der neunziger Jahre war dort eine weitgehend homogene und lokal begrenzte (auf wenige 100 m² Gesamtfläche) LCKW-Belastung des Grundwassers festgestellt worden (EDEL & VOIGT 2001, HARTWIGER 2001, RUBIN 2003). Das Schadensbild ließ sich mit punktuellen Leckagen in den Abwasserleitungen erklären, durch die in den sechziger Jahren vereinzelt relativ geringe PCE-Mengen abgeleitet worden waren. Wie die historische Erkundung ergab, hatte man lediglich in begrenztem Umfang während eines kurzen Zeitraums PCE zur Entfettung von speziellen Metallteilen eingesetzt. Die LCKW-Gesamtkonzentration im Grundwasser beläuft sich gegenwärtig dennoch auf bis zu 0,5 mg/l bei einer geschätzten Gesamtrestmenge von weniger als einem Kilogramm LCKW (aufgrund von Boden-Luft-Messungen).
Die Reinigungswand in Reichenbach wurde in Form nicht überlappender Bohrlöcher (Durchmesser jeweils 25 cm), gefüllt mit Aktivkohle, die man gegeneinander versetzt in zwei Reihen anordnete, erstellt. Das Bauwerk erstreckt sich innerhalb der Produktionshalle auf einer Länge von 20 m und reicht in eine Tiefe von 7 m (Stauer), wodurch die gesamte Schadstofffahne, die 12 m breit ist, erfasst wird. Aufgrund baulicher Restriktionen (detaillierte Fotos und Skizzen im Internet erhältlich (RUBIN 2003)) schneidet die Barriere die Fahne in einem aus der Senkrechten herausgedrehten Winkel (ca. 50 °). Weil das Standortwasser durch eine hohe Härte gekennzeichnet ist, wählten die Planer eine speziell mit Säure vorbehandelte Aktivkohle aus, um eine Pufferwirkung zu erzielen.
Aufgrund der geringen Restmengen an LCKW im Untergrund gehen Schätzungen von einer relativ kurzen Gesamtbetriebszeit von nur 10 Jahren aus. Im Vergleich zu einer konventionellen Pump-and-Treat-Maßnahme erwartet man den „Break-Even“-Punkt des Vorhabens innerhalb der ersten sechs Betriebsjahre (ohne Kapitaldienst). Insgesamt handelt es sich um ein sehr kostengünstiges full-scale-Bauwerk: Die Investitionskosten summierten sich zu 120.000 €; die Installationskosten und Ingenieurleistungen sowie Kosten für die Aktivkohle betrugen nochmals 55.000 bzw. 25.000 €.
Für die Reinigungswand in Reichenbach belegt das regelmässige Monitoring eine signifikante Reduktion der LCKW-Gehalte im behandelten Grundwasser: Im Zeitraum von Oktober 2000 bis Januar 2002 schwankten die Gehalte in der Messstelle im Zufluß vor der Wand zwischen 0,11 und 0,22 mg/l. Demgegenüber zeigten zwei Messstellen im Abstrom der Wand für den gleichen Zeitraum nur noch 0,03-0,04 bzw. 0,008-0,02 mg/l Gesamt-LCKW an. Eine weitere Messstelle knapp außerhalb des einen Endpunktes der Wand zeigt erhöhte Werte, wofür eine Umströmung verantwortlich gemacht wird.

Rheine, Nordrhein-Westfalen
1998 plante und errichtete die „Mull und Partner“-GmbH in Zusammenarbeit mit der Universität Kiel in Rheine (30 km westlich von Osnabrück) eine 22,5 m lange Pilot-Reinigungswand mit zwei verschiedenen Eisenmaterialien (EBERT et al. 1999, EBERT et al. 2001, “MULL UND PARTNER GMBH” 2003, RUBIN 2003). Sie wurde als vollflächig durchströmte Barriere ausgelegt und innerhalb einer 500 m langen und 250 m breiten Schadstofffahne positioniert, ca. 400 m vom Schadensherd - einer ehemaligen Wäscherei - entfernt. Das Bauwerk unterliegt intensiven Untersuchungen im Rahmen des RUBIN-Vorhabens in Bezug auf seine Langzeitleistung und ﷓stabilität (Projektpartner: „Mull und Partner“-GmbH,, Universität Kiel, Technische Universität Berlin, Umwelttechnisches Büro und Labor Dr. Reinhard Wienberg, Hamburg).
PCE und cis-DCE sind die Hauptkontaminanten, die mit maximalen Konzentrationen von 20 mg/l bzw. 0,5 mg/l auftreten. Der Aquifer besteht aus lehmigem Sand und beginnt im Bereich der Reaktiven Wand ca. 5,5 m unterhalb der Geländeoberfläche. Der Stauer wird durch die geringmächtige Verwitterungsschicht der anstehenden Oberkreide gebildet.
Die Reaktive Wand wurde als überschnittene Bohrpfahlwand von 0,88 m (Minimalbreite) Breite und 6 m Tiefe auf einer Länge von 22,5 m errichtet. Zum Vergleich verschiedener Eisenmaterialien wurden zwei Wandsegmente realisiert, wobei folgende Materialien zum Einsatz kamen: Eisenschwamm der Fa. ISPAT GmbH, Hamburg (Zuschlagstoff für die Stahlerzeugung) und Graugusseisengranulat der Fa. G. Maier Metallpulver GmbH, Rheinfelden (Reststoffe der metallverarbeitenden Industrie).
Ein Segment der Reinigungswand wurde über eine Länge von 10 m mit 69 Tonnen eines 1:1-Massengemisches aus Graugusseisengranulat und Perlkies befüllt. 85 Tonnen des Eisenschwamms befinden sich in einem zweiten Wandsegment (Länge: 12,5 m).
Die Reaktive Wand zeigt unterschiedliche Reinigungsleistungen. Während zu Beginn des Monitorings 1998 das Eisengranulat Ablaufwerte für PCE von 33 µg/l gegenüber 17.000 µg/l im Anstrom und 400 µg/l beim Eisenschwamm (14,500 µg/l im Anstrom) zeigte, hat sich mittlerweile der Eisenschwamm mit einer Abbauleistung von ca. 99 % als deutlich effizienter erwiesen. Die Ablaufwerte liegen unter 10 µg/l bei einer Zulaufkonzentration von ca. 3.000µg/l. Eisengranulat zeigt dagegen einen Rückgang in der Abbauleistung auf ungefähr 90 %.
Es wurden mittlerweile mikrobiologische Prozesse nachgewiesen (Sulfat-, Nitratreduktion usw.), die auf eine Verwertung des in der anaeroben Eisenkorrosion entstehenden Wasserstoffs durch Mikroorganismen hindeuten. Auch der Nachweis von dechlorierenden Gesellschaften, also CKW abbauenden Organismen, ist erbracht. Welchen Anteil sie an der Reinigungsleistung haben, konnte noch nicht quantifiziert werden.
Im Rahmen des RUBIN-Vorhabens soll erstmals mit Hilfe von ¹⁴C-dotiertem PCE für dessen Abbau an Eisenschwamm eine vollständige Massenbilanz ermittelt werden (Wienberg 1997).

Die Reinigungswand in Brunn am Gebirge (Österreich)
Der Standort der ehemaligen Linoleumfabrik Brunn am Gebirge (ca. 60.000 m²) liegt in einer Industrie- und Gewerbezone, die sich historisch gesehen mit dem industriellen Aufschwung um die Jahrhundertwende entwickelt hat. Auf ehemals landwirtschaftlichen Flächen wurde ab ca. 1878 bis 1930 eine teerverarbeitende Fabrik mit mehreren Destillationskesseln betrieben, deren umwelttechnische Risiken analog den Gaswerksstandorten zu bewerten sind. Charakteristisch für die Belastung des Standortes waren großflächige Ablagerungen von Teer-, Schlacken- und Aschenresten, Gruben mit kristallisiertem Naphthalin und Bereiche mit hohen und Höchst-Konzentrationen von Teerölen, Aromaten, Phenolen und MKW in der ungesättigten und gesättigten Bodenzone. Reste von Dachpappen und Teerraffinaten hatte man offenbar zu verschiedenen Zeiten zum Geländeausgleich verwendet (NIEDERBACHER 2000, NIEDERBACHER 2001, NIEDERBACHER 2003).
1998/1999 ergaben Analysen folgende Maximalwerte für verschiedene, standorttypische Schadstoffe: 8,6 mg/l für PAK, 0,34 mg/l für Phenole, 29 µg/l für Benzol, 50 µg/l für Toluol, 6,6 mg/l für MKW, 0,8 µg/l für TCE und 27 µg/l für cis-DCE. Aus den Daten der umwelttechnischen Bohr- und Schurfaufschlüsse zeigte sich im südlichen Teilbereich des Standortes eine großflächige (ca. 20.000 m²), mehrere Dezimeter mächtige MKW-Belastung im Grundwasserschwankungsbereich und teilweise bis an den Stauer, deren Eintragsstellen mit Altanlagen in Verbindung gebracht werden konnten. In den peripheren Bereichen wirkte sich diese Restkontamination offenbar durch zwischenzeitlich erfolgte mikrobiologische Degradation kaum mehr auf die Grundwasserqualität aus, während im Umfeld der Altanlagen das Grundwasser durch die Überlagerung mit den Kontaminationen der Teerverarbeitung signifikant belastet war.
Das Gebiet liegt geologisch gesehen am Westrand des südlichen Wiener Beckens. Unter anthropogenen Anschüttungen von wenigen Metern Mächtigkeit lagern quartäre schluffig-sandige Kiese, die ein Relief der unterlagernden tertiären Beckenfüllung (Pannon) ausgleichen. Die tonig-siltigen ehemaligen Seeablagerungen des Pannon bilden den Stauhorizont gegen den im Quartär ausgebildeten oberflächennahen Grundwasserhorizont. Da das Pannon nur 0,5 km westlich vom Standort mit Bruchkontakt an die Ausläufer der Kalkalpen angrenzt, treten in grobkörnigeren Zwischenlagen artesisch gespannte Wässer auf.
Das Stauerrelief wurde durch zahlreiche Bohrungen und Schürfe in Tiefen zwischen 3-9 m unter Gelände erschlossen. Die Pannon-Oberkante fällt dachartig von West nach Ost ab und geht am Ostrand des Standortes, im Bereich der ehemaligen Altanlagen der Teerfabrik, in eine deutlich ausgeprägte Nord-Süd verlaufende Rinne über, um gegen Osten schulterartig bis nahe an die Geländeoberkante anzusteigen. Die vermutlich einer Beckenrand-parallelen Bruchstruktur folgende Erosionsrinne ist mit grobkörnigen quartären Sedimenten gefüllt.
Die Grundwasserströmungsverhältnisse zeigen einen Anstrom aus Westen. Die Flurabstände liegen zwischen 1,5 m im Westen bis 3,5-4 m im Osten. Beeinflußt durch die Ausbildung der Tiefenrinne verflacht sich der Gradient. Das Grundwasser fließt, abgelenkt durch die Tertiärhochlage im Osten, weiter gegen Süden bzw. Südosten ab. Diese spezielle Situation am Standort prägte die Schadstoffausbreitung von den Kontaminationsschwerpunkten im Bereich der Altanlagen mit dem Grundwasserabstrom.
Zur Sicherung der Auswirkungen der Restkontaminationen im Grundwasserbereich nach einer erfolgten, umfangreichen Schadensherdsanierung war die Errichtung einer Grundwassersicherung vorgesehen.
Hinsichtlich der Grundwassersituation waren folgende Aspekte hervorzuheben:
· Aufgrund der großflächigen Verbreitung der Kontamination im Übergangsbereich zur gesättigten Bodenzone, den wechselnden Kontaminationsmächtigkeiten und der Überlagerung war ein Sanierungsaushub im Grundwasserbereich sanierungstechnisch und wirtschaftlich nicht vertretbar.
· Im Beobachtungszeitraum 1997/1998 lag der Grundwasserspiegel im Bereich der Quartär-Tiefenrinne bei ca. +216 m Seehöhe (SH). Die Wasserspiegellage des Landschaftsteiches ist bei +214,5 m SH, also 1,5 m unterhalb des lokalen Grundwasserspiegels vorgesehen. Durch die Pumpversuchsdaten der ergänzenden Grundwassererkundung wurde deutlich, dass bei Anlage des Grundwasserteiches die Verlagerung von Schadstoffen mit dem Grundwasser gegen Norden wahrscheinlich war.
· Ziel einer Grundwassersicherung sollte die wirksame Verhinderung der Verlagerung von Kontaminationen mit dem Grundwasserabstrom sein, ohne Nachbarbereiche nachteilig zu beeinflussen.
Aufgrund der lokalen Situation mit einer bevorzugten Wasserwegsamkeit entlang der Tiefenrinne, der nachgewiesenen Grundwasserkontamination im südlichen Teilbereich und der geplanten Grundwasserabsenkung durch die Anlage des Teiches, erschien eine Grundwassersicherung unter Nutzung der durch den Landschaftsteich künstlich geschaffenen Vorflut sinnvoll.
Die generelle Projektkonzeption umfaßte die Errichtung einer Dichtbarriere (Funnel) nördlich der nachgewiesenen Grundwasserkontamination, d. h. längs und im Unterlauf quer zur ursprünglichen Grundwassersströmungsrichtung. Die Dichtbarriere bindet im Osten in die Hochzone des pannonen Tegels ein. Zur Grundwasserreinigung dienen vier, speziell für diesen Zweck entwickelte in-situ Großfiltereinheiten (Gates). Die Filterpassage und der Abfluß des gereinigten Grundwassers erfolgt durch den Gradientenunterschied zwischen dem Anstrombereich südlich der Dichtwand und dem Teich im Norden. Das Grundwasserfließregime wird damit gegenüber der Ausgangssituation lokal durch den Betrieb der Grundwassersicherung abgelenkt.
Als Datenbasis für die Detailplanung wurden vertiefende Untersuchungen, d. h. eine Modellierung der Grundwasserverhältnisse und eine Feasibility-Studie, durchgeführt.
Die hydraulische Modellierung wurde für drei unterschiedliche Stadien durchgeführt:
a) Initialer Zustand,
b) Grundwasserströmungsverhältnisse nach Errichtung der Dichtwand ohne Betrieb der Gates und
c) hydraulische Verhältnisse beim Betrieb der Grundwassersicherung.

Zur Untersuchung der Rahmenbedingungen der vorprojektierten Lösung wurde mit der I.M.E.S.-GmbH eine Feasibilitystudie zur Festlegung des funktionellen Schemas der In-Situ-Großfilter, der Untersuchung des Adsorptionsverhaltens der Schadstoffe (Sorptionskinetik), der Abschätzung möglicher Standzeiten der Filtermaterialien und der Festlegung von Bemessungsparametern zur Dimensionsierung und Positionierung der Gates etc. durchgeführt.
Die Studie brachte folgende Ergebnisse:
· Aus hydraulischen Gründen waren zur Erzielung eines ausreichenden Einzugsbereiches mehrere (3-4) Gatepositionen gegenüber einem dominierenden Einzelgate zu bevorzugen.
· Für den nach den Modellrechnungen erwarteten Grundwasserdurchsatz von wenigen L/s durch die 4 Gate-Positionen war bei der gewählten Filterdimensionierung eine hohe Reinigungsleistung zu erwarten.
· Für das standortspezifische Schadstoffspektrum war nach Vergleichsdaten von Gaswerkstandorten die Eignung von Wasseraktivkohle als Adsorbens erwiesen. Für Phenol als dem kritischen Adsorptionsparameter wurde eine Filterstandzeit von ca. 12 Jahren abgeschätzt.

Die Dichtwand wurde im Begleitstreifen der Straße im HDBV-Verfahren (Hochdruckbodenvermörtelungsverfahren) über eine Länge von 220 m hergestellt. Die Tiefe der Wand ist dem Relief des Stauers angepaßt und bindet ca. 1,5 m in diesen ein. Durch eine Überschneidung der HDBV-Pfähle ist eine Mindeststärke von 0,5 m gewährleistet. Zusammen mit der Hochlage des Tertiärs im Osten, die den oberflächennahen Grundwasserhorizont begrenzt, ergibt sich damit eine L-förmige Abgrenzung des kontaminierten Grundwasserkörpers.
Oberstromig, d. h. südlich der Dichtwand, wurden im Bereich der Tiefenrinne drei und im westlichen Grundwasseranstrom ein Gate errichtet. Die Gate-Bauwerke wurden als Großbohrungen mit einem Außendurchmesser von 2,8 m und Sohltiefen je nach Position von 8-9 m ausgeführt. Die Bohrungen durchdringen damit den oberflächennahen Grundwasserhorizont und greifen ca. 3-4 m in den pannonen Untergrund (Stauer) ein. Im Schacht wurden die aus glasfaserverstärktem Kunststoff (GFK) vorgefertigten Großfiltereinheiten (Durchmesser 2m, Baulänge 6,3 bis 7,9 m) abgesenkt. Der Ringraum im Bereich des Stauers und in dem der Dichtwand zugewandten Sektor wurde mit Dichtmaterial verfüllt. Der der Kontamination zugewandte Sektor wurde verkiest. Der Zulauf des zu reinigenden Grundwassers erfolgt über Filterfenster im Aquiferbereich.
Der mit Formaktivkohle gefüllte Filter mit einem Volumen von 12 m³ wird von oben nach unten durchströmt. Das gereinigte Grundwasser wird durch ein Filterkreuz auf der Filtersohle gesammelt und durch eine innenliegende Steigleitung geführt, die auf dem Wasserspiegelniveau des Landschaftsteiches ausgeleitet wird. Durch diese Konstruktion wird eine ständige Wasserfüllung des Filterkörpers gewährleistet. Die Ausleitung jedes einzelnen Gates wird durch einen speziell abgedichteten Durchbruch durch die Dichtwand geführt und entlang der Dichtwand in einen Mess- und nachfolgenden Sammelschacht geleitet. Hier kann durch einen höhenverstellbaren Ablauf der Gradient zwischen Zu- und Ablauf geregelt werden. Im Maximum kann die Differenz bis auf Höhe des Teichwasserspiegels (derzeit ca. 1,5 m) genutzt werden. Über eine Kombination von Sickerschacht und Drainage wird das gereinigte Grundwasser dem Landschaftsteich zugeführt.
Die qualitative Überwachung des anströmenden und gereinigten Grundwassers durch die entsprechende Beprobung und Analytik auf Kernparameter ist fixer Bestandteil der Monitoringmaßnahmen. Zum Nachweis der Funktion der Gates ist insbesondere in den ersten Betriebsjahren eine automatische Überwachung, durch Dokumentation der Durchflußmengen, der Wasserstände am Ein- und Auslauf und Übersichtsparameter wie elektrische Leitfähigkeit und Temperatur erforderlich. Dazu wurden die ausgewählten Überwachungspunkte an den Gates, im Mess- und Sammelschacht und an fünf Pegeln im Anstrom mit entsprechender Sensorik (Drucksonden, Leitfähigkeit, Temperatur, Mengenerfassung) ausgerüstet. Die Daten werden an den Messstellen zwischengespeichert und über Funk von einer zentralen Registriereinheit, 25 km vom Standort entfernt, abgefragt. Die Distanz wird durch Zwischenschaltung einer Relaisstation überbrückt. Die kontinuierlich aufgezeichneten Daten stehen mittels Transfer per Modem für die Dokumentation und Interpretation zur Verfügung. Durch softwaremäßig einstellbare Alarmwerte kann des Weiteren auf Änderungen im Routinebetrieb oder auch auf Systemstörungen, z. B. durch Sensordefekte, umgehend reagiert werden.
Nach Komplettierung der Gates mit den überwachungstechnischen Einrichtungen wurde im Probebetrieb (Oktober 1999) die Funktion der Großfiltereinheiten und die Fernüberwachung erfolgreich getestet. Die Anlage, auch als „Adsorptives-Reaktor-und-Barriere“-System bezeichnet, ging im November 1999 in Betrieb und hat seither für alle Schadstoffe eine konstant hervorragende Abreinigungsleistung ergeben, d. h. sämtliche Ablaufwerte liegen unter der Nachweisgrenze. Ein einziges Mal war der partielle Tausch von Aktivkohle in einem Reaktor erforderlich: Infolge geringer Undichtigkeiten war Luft eingedrungen und hatte das Wachstum von Mikroorganismen und damit Biofouling und Verblockungen verursacht. Die betroffene Kohle-Schicht wurde ersetzt; seitdem arbeitet der Reaktor wieder beanstandungsfrei.

Fazit und Ausblick
Wie gezeigt wurde, überwiegen F&G- und verwandte oder modifizierte Reinigungswandsysteme (hier generell als „Reinigungswände mit gelenktem Grundwasserfluß“ bezeichnet) in Deutschland und Österreich: Acht von zehn Reinigungswänden weisen deren Charakteristika auf, nur zwei Standorte besitzen vollflächig durchströmte Systeme. Damit unterscheidet sich die Entwicklung von den nordamerikanischen Erfahrungen. Dort favorisiert man vollflächig Systeme oder reaktive Injektionszonen (beispielsweise mit feinverteiltem Eisen, wässrigen Kaliumpermanganatlösungen oder sauerstoff- oder wasserstofffreisetzenden Verbindungen (z. B. „Oxygen Release Compound“ (ORCTM), oder „Hydrogen Release Compound“ (HRCTM)) vor Wänden mit gelenktem Grundwasserstrom.
Die an den deutschen und österreichischen, aber auch an einigen nordamerikanischen Standorten gesammelten Erfahrungen legen die Annahme nahe, dass künftig insbesondere Kombinationen aus einem weitgehend unselektiv stark auf eine Reihe von Schadstoffen wirkenden Adsorptionsmittel, wie vor allem Aktivkohle, und Reinigungswandkonstruktionen, die ausgedehnte Eingriffsmöglichkeiten bei potenziellen Störungen während des Betriebs erlauben, als eine effizient und in der Breite verlässlich arbeitende Variante der Technologie gelten könnten.
Fünf der acht Systeme mit gelenktem Grundwasserfluss (einschließlich Brunn am Gebirge) sind durch speziell positionierte und/oder ausgestaltete Funnel und/oder Gates gekennzeichnet. Einige Reaktoren sind relativ flach kurz unterhalb der Geländeoberkante installiert, denen passiv oder sogar aktiv umgeleitetes oder gehobenes Grundwasser zuströmt. Technisch in vielerlei Hinsicht ausgeklügelte Elemente wurden vorgesehen, um eine größere Kontroll- und Zugriffsmöglichkeit an den Bauwerken im Falle von Störungen ausüben zu können. Die Reinigungswände in Karlsruhe, Tübingen und Oberursel sind als klassische F&G-Systeme zu bezeichnen. Damit gibt es nur zwei, relativ kurze vollflächig durchströmte Barrieren, nämlich in Rheine und Reichenbach (beide sind jeweils nicht länger als 25 m), von denen das Bauwerk in Rheine Pilotcharakter besitzt, weil man es in einer wesentlich breiteren LCKW-Fahne platziert hat.
In Deutschland existieren strengere Sanierungszielwerte als in Nordamerika. Damit werden an die Abreinigungsleistung von Reinigungswänden hinsichtlich zu erreichender Schadstoff-Konzentrationen höhere Erwartungen geknüpft als jenseits des Atlantik. Allgemein liegt der Sanierungszielwert für LCKW im Grundwasser in Deutschland bei 10 mg/l. Man geht davon aus, dass dieser Wert im Abstrom einer full-scale-Wand innerhalb der ersten Jahre nach ihrer Errichtung konstant und unabhängig von den jeweiligen Standortverhältnissen erreicht und eingehalten wird. Auf der anderen Seite hat man in den U.S.A. an unterschiedlichen Reinigungswandstandorten Sanierungszielwerte relativ uneinheitlich und häufig auf deutlich höherem Niveau liegend als hierzulande definiert: Beispielsweise beträgt das Abreinigungsziel für cis-DCE allein an mehreren Standorten 70 mg/l (GAVASKAR et al. 2002). Höchstwahrscheinlich will man damit der häufig gemachten Erfahrung Rechnung tragen, dass z. B. cis-DCE mit elementarem Eisen häufig schwieriger zu dechlorieren ist als PCE oder TCE. Darüber hinaus ist festzustellen, dass man in Nordamerika die Sanierungszielwerte zumeist nur innerhalb der reaktiven Zone festlegt; im Abstrom der Wand misst man häufig zum Teil wieder deutlich erhöhte Schadstoffkonzentrationen, die toleriert werden. Es ist bemerkenswert, dass die US-Bundesstaaten und ihre zuständigen Behörden noch keine einheitlichen und definitiven Vorgaben für Zielwerte abstromig einer durchströmten Reinigungswand, sowohl räumlich als auch zeitlich gesehen, machen. Eine abschließende Bewertung der Situation in Deutschland, insbesondere vor dem Hintergrund, dass konventionelle Verfahren, die hierzulande als etabliert gelten, bei weitem nicht immer Sanierungszielwerte präzise erreichen, steht noch aus.
Trotz der Tatsache, dass die einzige bislang in Österreich gebaute Reinigungswand seit vier Jahren einwandfrei arbeitet, d. h. sämtliche Schadstoffe unter die Nachweisgrenze abreinigt, ist in Österreich das Interesse an dieser Technologie noch sehr begrenzt. In Deutschland stuft man dagegen durchströmte Reinigungswände als potenziell attraktive Alternativen zu herkömmlichen Grundwassersanierungsverfahren ein. Der Umfang der weiteren Ausweitung der Technik wird jedoch maßgeblich von dem Umstand bestimmt sein, ob die gültigen Sanierungszielwerte und/oder die Reduzierung von Frachten vor allem im Langzeitbetrieb zuverlässig und bei der Mehrheit der Projekte erreicht werden. Dann besitzen Reinigungswände das Potenzial, eine breite Akzeptanz zu erreichen, die ihnen gegenwärtig noch versagt wird. Von großer Bedeutung ist es, Planern, Behörden und Pflichtigen bereits bestehende Instrumentarien zur Wirtschaftlichkeitsberechnung (Finkel et al. 1998, BAYER et al. 2002, BEITINGER 2002) in vereinheitlichter Form in die Hand zu geben sowie die zur Verfügung stehenden Prognoseinstrumente zur Langzeitleistung zu verfeinern und diese für die allgemeine Altlastensanierungs-Praxis in Deutschland anwendbar zu gestalten.
Dazu wird gegenwärtig im RUBIN-Verbund ein Kompendium und Handbuch mit Leitfadencharakter zur praktischen Anwendung durchströmter Reinigungswände in der Altlastensanierung in Deutschland ausgearbeitet. Es soll Behörden, Sanierungspflichtigen, Planern, Ausführenden und sonstigen Interessierten als allgemein gültige Orientierungshilfe dienen und helfen, den Einsatz von Reinigungswänden auf der Basis eines vollständigen, allgemein gültigen und zugänglichen Wissensstandes gemäß vereinheitlichter Kriterien zu entscheiden. Der Nutzer wird generische Anleitungen sowie Informationen und spezifische, detaillierte Anleitungen für den Entwurf, die Konstruktion, den Betrieb und die Überwachung (Monitoring) von Reinigungswänden finden. Der aus der Auswertung der Ergebnisse der einzelnen RUBIN-Verbundvorhaben, der weiteren nationalen Reinigungswandprojekte sowie der umfassenden internationalen Erfahrungen und Entwicklungen und des Standes der Technik ermittelte Leitfaden wird dazu alle wesentlichen, für die Altlastenbearbeitung relevanten und erforderlichen Schritte und Kriterien hinsichtlich der dargestellten Technik abdecken. Das Handbuch wird mithin Definitionen, notwendige und hinreichende Informationen, Beschreibungen, Erläuterungen sowie Ablaufpläne über bzw. zu allen Aspekten, die für die Implementierung von Reinigungswänden relevant sind, enthalten:
· Entscheidungsgrundlagen für die Anwendung von Reinigungswänden: Prüfprozeduren/Ablaufpläne zur Einschätzung/Bewertung der Machbarkeit/Eignung einer Reinigungswand an einem speziellen Standort im Zuge der Sanierungsuntersuchung, ökologischer und ökonomischer Vergleich auf der Basis der im Grundlagenteil dargestellten Einsatzprofile für Reinigungswände
· Planungs- und Auslegungsgrundlagen sowie Anforderungen an die Sanierungsplanung einer Reinigungswand
· Genehmigung von Reinigungswänden
· Rahmenbedingungen für den Betrieb von Reinigungswänden
· Erfolgskontrolle: Monitoring, Überwachung der Langzeit-Leistung
· Langzeitverhalten
· Außerdienststellung, Abwicklung
· Arbeits- und Umweltschutz
· Kompendium, Stand des Wissens und der Technik

Danksagung
Die Erstellung dieses Beitrages erfolgte im Rahmen des von den Autoren bearbeiteten Teilprojektes innerhalb des RUBIN-Vorhabens (Verbund-Koordinierung), das durch das BMBF finanziell gefördert wird. Die Autoren danken allen Projektleitern des Forschungsverbundes und zahlreichen weiteren Fachkollegen, insbesondere Dr. Peter Niederbacher, Klosterneuburg, Österreich, Dipl.-Ing. Peter Hartwiger, Stuttgart, Dipl.-Geogr. Markus Schleyer und Dipl.-Ing. Kerstin Schmidt, Karlsruhe, für die Bereitstellung wertvoller Informationen.

Literatur
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Arnold, W.A. & Roberts, A.L. (2000): Pathways and kinetics of chlorinated ethylene und chlorinated acetylene reaction with Fe(0) particles. - Environ. Sci. Technol. 34(9), 1794-1805.
BACHMANN, T. (1990): Untersuchungen zum reduktiven Abbau von umweltbelastenden chlorierten Kohlenwasserstoffen. - Dissertation, Johann Wolfgang Goethe-Universität Frankfurt am Main.
BASTIAENS, L., VOS, J., MAESEN, M., KINNAER, L., DIELS, L., WEYTINGH, K., VAN DE VELDE, A., BERNDSEN, E., PEENE, A., O’HANNESIN, S.F. (2002): Feasibility Study, Design, and Implementation of a European Permeable Reactive Iron Barrier. – In: GAVASKAR, A.R. & CHEN A.S.C. (Eds.): Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds - 2002. Proceedings of the Third International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds (Monterey, CA, May 2002) (ISBN 1-57477-132-9): CD-ROM, Columbus, Ohio.
BAYER, P., BÜRGER, C., FINKEL, M., TEUTSCH, G. (2002): Technical and Economic Comparison Between Funnel-and-Gate and Pump-and-Treat Systems: An Example for Contaminant Removal Through Sorption. - In: SIMON, F.G., MEGGYES, T., MCDONALD, C. (Eds.): Advanced Groundwater Remediation Active and Passive Technologies (ISBN 0727731211): 267-282; London.
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