3.4.2 Sorption

Die Sorption kann grob in drei Prozesse unterschieden werden.

1. Bei der Adsorption setzen sich Lösungen von organischer Stoffen auf den Oberflächen von Bodenpartikeln fest. Diese Anheftung geschieht aufgrund von chemischen oder physikalischen Bindungskräften.

2. Nichtpolare Kohlenwasserstoffe können in eine Matrix aus organischem Material diffundieren, die in Böden hauptsächlich von den Huminstoffen gebildet wird. Dieser Prozess wird im englischen als partitioning bezeichnet, was zum Ausdruck bringen soll, dass ein Stoff sich zwischen wässeriger und organischer Phase verteilt.

3. Gelöste Kohlenwasserstoffe können in die Kleinstporen von Bodenpartikeln oder Partikelaggregaten diffundieren, die für Mikroorganismen nicht mehr zugänglich sind. Diese Sequestrierung [Huesemann, 1997] nimmt insbesondere bei alten Schäden eine wichtige Stellung ein, wo zum Teil eine jahrzehntelange Wechselwirkung zwischen Kontaminanten und Bodenpartikeln stattgefunden hat.

An dieser Stelle muss darauf hingewiesen werden, dass die Aufteilung in die drei Kategorien nicht immer sehr präzise ist. Zum Beispiel überlagern sich Sequestrierung und Sorption an die organische Phase, weil sich Huminstoffe auch in den Kleinstporen ablagern. Selbstverständlich spielen Bindungskräfte auch bei der Diffusion in die organische Matrix oder bei der Sequestrierung eine entscheidende Rolle. Die hydrophoben Wechselwirkungen zwischen Kohlenwasserstoffen und organischem Bodenmaterial werden z.B. durch eine Entropiezunahme ermöglicht, die durch die Zerstörung der strukturierten Wasserhülle um das organische Molekül entsteht, wenn dieses aus der Lösung sorbiert wird [Hasset and Banwart, 1989]. Solche Bindungen sind im Vergleich mit polaren Wechselwirkungen oder echten kovalenten Bindungen aber sehr schwach. Durch die begriffliche Trennung wird daher eine sinnvolle Komplexitätsreduktion ermöglicht, die notwendig ist, um die entscheidenden Prozesse zu isolieren und sie damit einer Modellierung zugänglich machen. Mehrere Autoren geben an, dass Adsorptionsprozesse im strengeren Sinne in Böden bei nichtpolaren Stoffen eine untergeordnete Rolle spielen [Brusseau et al., 1991,Chiou, 1989]. Dies liegt zum Teil daran, dass Wassermoleküle aufgrund ihres starken Dipolmoments die potenziellen Bindungsstellen besetzen [Chiou, 1989].

Zur quantitativen Bestimmung der Sorption von Kohlenwasserstoffen an die organische Phase muss der organische Gehalt des kontaminierten Bodens ermittelt werden. Die Neigung einer Verbindung, sich in der organischen Phase aufzuhalten, wird durch den Bodenadorptionskoeffizienten $K_{oc}$ beschrieben, der definiert ist als das Verhältnis eines im Gleichgewicht pro Gewichtseinheit an organischer Substanz sorbierten Stoffes zur Gleichgewichtskonzentration in Wasserlösung [Gao et al., 1998]. Der $K_{oc}$-Wert wird zum einen durch intrinsische Faktoren, die durch die Wechselwirkungen zwischen der Kontaminante, der organischen Phase und der Wasser-Phase enstehen, und zum anderen durch Umwelteinflüsse, wie Temperatur, pH des Bodens, Porosität, oder Oberflächenstruktur der Bodenpartikel bestimmt. Der Bodenadsorptionskoeffizient kann im Prinzip experimentell ermittelt werden, jedoch liegen für die meisten Stoffe solche Untersuchungen nicht vor. Daher müssen $K_{oc}$-Werte möglichst aus bekannten Eigenschaften der Substanz abgeschätzt werden. Dafür kommen hauptsächlich die Wasserlöslichkeit und der Oktanol-Wasser-Verteilungskoeffizient ($K_{ow}$) in Frage. Häufig werden lineare log-log Beziehungen zwischen $K_{oc}$ und $K_{ow}$ bzw. Löslichkeit postuliert. Eine andere Möglichkeit präsentieren Gao et al. (1998) , die ein neuronales Netzwerk verwenden, um eine allgemeine Beziehung zwischen Bodenadsorptionskoeffizient, Löslichkeit und Oktanol-Wasser-Verteilungskoeffizient zu konstruieren. Aufgrund solcher Abschätzungen kann die Gleichgewichtssorption der Kohlenwasserstoffe an die organische Phase recht gut abgeschätzt werden.

Problematischer stellt sich die Modellierung der Sequestrierung dar. Die für Mikroorganismen unzugänglichen Kleinstporen werden hauptsächlich von der Tonfraktion gebildet. Daher ist mit zunehmendem Tongehalt in Böden eine stärkere Festsetzung von Kontaminanten zu erwarten. Die Diffusion in Feinporen ist ein langwieriger Prozess, der sich über viele Jahre erstrecken kann, bis ein Gleichgewichtszustand erreicht wird [Huesemann, 1997]. Mindestens ebenso lange dauert es, bis die Kohlenwasserstoffe wieder herausdiffundieren, wenn sich bei der Sanierung an den Rändern der Tonaggregate abbauende Mikroorganismen ansiedeln. Es ist daher zu vermuten, dass die Restkonzentrationen von Kontaminanten, die in sanierungsrelevanten Zeiträumen nicht abgebaut werden, durch solche Sequestrierungsprozesse mitverursacht werden. Die langfristige Festsetzung von Substanzen in Kleinstporen kann im Prinzip durch Diffusionsprozesse beschrieben werden. Zur Abschätzung der sequestrierten Kohlenwasserstofffraktion müssen neben dem Tongehalt, Porosität und durchschnittlichem Aggregatradius auch das Alter und die Einwirkungsintensität des Schadensfalles bekannt sein. Dies ist bei den meisten Kontaminationen aber nicht der Fall. Für die Zukunft ist es daher äußerst wichtig, dass die Einwirkungsdauer der Schadstoffe in den Böden vor der Sanierung mit in die Untersuchungsmaske aufgenommen wird. Zum jetzigen Zeitpunkt ist eine quantitative Bestimmung der Sequestrierung kaum möglich und kann in das Abbaumodell wohl nur als auf Erfahrungen basierenden Grobschätzungen der kurzfristig nicht abbaubaren Restkonzentrationen eingehen.