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Entwicklung und Validierung eines Modells zur Abschätzung ... · Retardation unter...

Date post: 10-Aug-2019
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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 253 Entwicklung und Validierung eines Modells zur Ab- schätzung der Stoffkonzentration am Beurteilungs- ort TP 1: Bestimmung der Retardation unter Nicht- gleichgewichtsbedingungen PD Dr. habil. R. Liedl, Prof. Dr. P. Grathwohl, Dipl.-Hyd. S. Bold, Dr. D. Halm Eberhard-Karls-Universität Tübingen, Institut für Geologie und Paläontologie Sigwartstr. 10, 72076 Tübingen, Tel.: 07071/297-6991, Fax: 07071/5059, [email protected]
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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 253

Entwicklung und Validierung eines Modells zur Ab-schätzung der Stoffkonzentration am Beurteilungs-ort

TP 1: Bestimmung der Retardation unter Nicht-gleichgewichtsbedingungen

PD Dr. habil. R. Liedl, Prof. Dr. P. Grathwohl, Dipl.-Hyd. S. Bold, Dr. D. Halm

Eberhard-Karls-Universität Tübingen, Institut für Geologie und Paläontologie

Sigwartstr. 10, 72076 Tübingen, Tel.: 07071/297-6991, Fax: 07071/5059, [email protected]

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254 Liedl, Grathwohl, Bold, Halm

1 Einleitung

Nach dem Bundesbodenschutzgesetz (BBodSchG) basiert die Gefahrenbeurteilung für den Pfad Boden-Grundwasser auf den im Sickerwasser auftretenden (d. h. mobi-len) Schadstoffkonzentrationen. Der Beurteilungsort einer von kontaminiertem Boden / Material evtl. ausgehenden Gefahr für das Grundwasser ist der Bereich des Über-gangs von der ungesättigten in die gesättigte Zone (BBodSchV). Für den Fall, dass eine direkte Beprobung des Sickerwassers am Ort der Beurteilung nicht möglich ist, können die sich im weiteren Zeitverlauf einstellenden Stoffkonzentrationen und -frachten im Sickerwasser und der Schadstoffeintrag ins Grundwasser geeignet ab-geschätzt werden (= Sickerwasserprognose). Nach BBodSchV (Anhang 1, 3.3) kann die Sickerwasserprognose unter Anwendung von Stofftransportmodellen erfolgen.

In diesem Projekt wird ein Modellwerkzeug entwickelt, mit dem Konzentrationen und Frachten organischer Schadstoffe im Sickerwasser am Ort der Beurteilung (Grund-wasserspiegel) zuverlässig prognostiziert werden können. Diese Simulationssoftware soll die Vorhersage mittlerer, d. h. über längere Zeiträume zu erwartender Stoffkon-zentrationen bzw. -frachten ermöglichen, da gerade diese (Langzeit-)Werte für die Beurteilung des Stoffeintrags ins Grundwasser entscheidend sind. Die Qualität des Prognosewerkzeugs wird durch die Zusammenarbeit mit experimentell orientierten Gruppen sichergestellt, sodass infolge dieser Kooperation sowohl die transportrele-vanten Prozesse (z. B. Sorption / Desorption, Einfluss bevorzugter Wegsamkeiten, Bioabbau, partikelgetragener Transport) als auch die zugehörigen Prozessparameter im Modellansatz adäquat berücksichtigt werden.

Ebenso untersucht die Arbeitgruppe in Tübingen das Sorptionsverhalten von Schad-stoffen an der Bodenmatrix unter ungesättigten Verhältnissen. Hierbei soll insbeson-dere die Sorptionskinetik organischer Schadstoffe für ausgewählte Bodenmaterialien quantifiziert werden.

Schwerpunkte im Berichtszeitraum 2002 waren (i) die Durchführung von ungesättig-ten Säulenversuchen, um den Einfluss von Sorptionskinetik auf den Stofftransport quantitativ erfassen zu können, (ii) die Implementierung und Validierung des partikel-getragenen Transports in dem Stofftransportmodell SMART (Stromröhrenmodell für Advektiven und Reaktiven Transport, Finkel et al. (1999)), da diese Prozesse den Stofftransport in der ungesättigten Zone wesentlich beeinflussen. Im folgenden wer-den diese beiden Schwerpunkt ausführlich diskutiert. Auf eine Beschreibung der Mo-dellgrundlagen von SMART wird dabei verzichtet, da diese bereits im Zwischenbe-richt 2001 ausführlich aufgeführt wurden.

2 Sorption

Für die Sickerwasserprognose ist die quantitative Erfassung der Interaktion zwischen Schadstoff und Bodenmatrix unabdingbar. Insbesondere muss dabei dem kineti-schen Verhalten dieses Prozesses Rechnung getragen werden, da es den Schad-stofftransport in der ungesättigten Zone wesentlich beeinflusst.

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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 255

Ein Modellansatz wird häufig ein empirisches Ratengesetzt erster Ordnung verwen-det (z.B. Fetter, 1993). Da es aber generell nicht möglich ist, die benötigten Modell-parameter (Ratenkonstanten) a priori zu bestimmen, wurden prozessorientierte Mo-dellansätze entwickelt, bei denen die Diffusion von Schadstoff in wassergefüllten In-trapartikelporen (Bild 1) als limitierender Faktor für den Schadstoffaustausch zwi-schen gelöstem und sorbiertem Schadstoff angesehen wird (Ball and Roberts, 1991; Grathwohl, 1998). Für gesättigte Verhältnisse konnte dieser Ansatz, das Intraparti-keldiffusionsmodell, bereits erfolgreich zur Beschreibung des Sorptions- und Desorp-tionsverhalten von organischen Schadstoffen eingesetzt werden (z. B. Grathwohl und Reinhard, 1994; Kleineidam et al., 1999; Rügner et al., 1999).

Immobile Phase

Tortuosität =

sorbierter

Schadstoff,

Diffusion

Schadstoff

(Sorbent)

gelöst im Wasser

Mobile Phase

Intrapartikel Pore

Bild1: Das Intrapartikeldiffusionsmodell (verändert nach Grathwohl, 1998)

Ein Ziel der Arbeiten im Berichtszeitraum war es deshalb, die Auswirkungen der Sorptionkinetik zwischen Schadstoff und Bodenmatrix unter ungesättigten Bedingun-gen experimentell zu erfassen und zu untersuchen, ob der oben beschriebene Mo-dellierungsansatz dazu geeignet ist, den Sorptionsprozess auch unter ungesättigten Verhältnissen quantitativ zu beschreiben.

2.1 Material und Methoden

Um den Einfluss der Retardation unter Ungleichgewichtsbedingungen auf den Stoff-transport zu bestimmen, wurde der Phenanthrentransport in einem sorptiven Kies, einem sorptiven Sand und einem sorptiven Mischmaterial aus dem Singener Becken in ungesättigten Säulenversuchen untersucht. Die Material- und Schadstoffauswahl erfolgte dabei in Abstimmung mit den anderen Arbeitsgruppen innerhalb des Klein-verbundes „Entwicklung und Validierung eines Modells zur Abschätzung der Schad-stoffkonzentrationen am Ort der Beurteilung“. Die Korngrößenverteilungen der ver-wendeten Bodenmaterialien sind in Bild 2 dargestellt.

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K o r n d u c h m e s s e r [m m ]

0 .0 2 0 .1 0 .2 1 2 1 0 2 0

kum

. Mas

sena

ntei

le [%

]

0

1 0

2 0

3 0

4 0

5 0

6 0

7 0

8 0

9 0

1 0 0

K ie sM is c h m a te r ia lS a n d

Schluff

Fein-Sand Kies

Grob- Mittel Grob- Fein- Mittel

Bild 2: Korngrößenverteilungen der verwendeten Bodenmaterialien

Zur Beschreibung des Sorptionsverhaltens wurde das Material in seine lithologischen Bestandteile getrennt um die Feststoffdichte und die Intrapartikelporosität für die ein-zelnen Fraktionen zu bestimmen. Darüber hinaus wurden in Batchversuchen Sorpti-onsisothermen für Phenanthren bestimmt und die dazugehörigen Freundlich-Parameter berechnet. Da für die Korngrößenfraktionen kleiner 1 mm keine Trennung in Lithokomponenten möglich war, beziehen sich die dazugehörigen Parameter auf das Gesamtmaterial. Eine genaue Beschreibung der Materialien findet sich im Zwi-schenbericht 2001.

Probenahme

Peristalitik-pumpe

Ungesättigte Säule

Uranin-/Phenanthren-

Lösung

TDR

Bild 3: Versuchsaufbau zur Untersuchung der Sorptionskinetik von Phenanthren unter ungesättigten Verhältnissen

Der Versuchsaufbau für die ungesättigten Säulenversuche ist in Bild 3 dargestellt. Eine Phenanthrenlösung (0,6 mg/l) wurde unter stationären Fließbedingungen über 12 Teflonschläuche mit einer Rate von 40 ml/min auf eine 71 cm lange Säule aufge-

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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 257

geben. Während des Experiments wurde der Wassergehalt in der Säule kontinuier-lich mit 3 TDR-Sonden bestimmt. Am Säulenauslass wurde der Phenanthrendurch-bruch mit einer HPLC gemessen.

Zur Bestimmung des konservativen Transports wurde darüber hinaus der gleiche Versuch mit Uranin als konservativen Tracer durchgeführt, wobei die Uraninkonzen-trationen am Säulenauslass mittels eines Flourimeters bestimmt wurden. Diese Ver-suche wurden für alle 3 Bodenmaterialien durchgeführt.

2.2 Ergebnisse

Für die verschiedenen Materialien konnte ein deutlicher Unterschied im konservati-ven Transportverhalten beobachtet werden (Symbole in Bild 4).

Zeit [s]

c/c 0

[-]

0 5000 10000 15000 200000

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

Kies - gemessenKies - modelliertSand - gemessenSand - modelliertMischmaterial - gemessenMischmaterial - modelliert

Bild 4: Gemessene und modellierte Uranindurchbruchskurven

Für den Versuch mit dem kiesigen Material konnte dabei ein signifikant früherer Ura-nindurchbruch gemessen werden. Dies ist hauptsächlich darauf zurückzuführen, dass der Wassergehalt im Kies (8 %) während des Versuchs deutlich geringer war als im Sand (20 %), was wiederum zu höheren Fließgeschwindigkeiten führt. Der Uranintransport durch das Mischmaterial scheint darüber hinaus vorwiegend von der Sandfraktion beeinflusst zu sein, auch wenn die Wassergehalte mit 6 % vergleichs-weise niedrig sind.

Zur Modellierung des Uranintransports mit SMART wurden die gemessenen Durch-bruchskurven in sog. PDFs (probability density functions) überführt. Die PDFs reprä-sentieren dabei die Laufzeitverteilung bei Zugabe eines Dirac-Pulses und werden als Modelleingangsdaten in SMART benötigt (vgl. Zwischenbericht 2001). Auf dieser Grundlage wird dann der Uranintransport vorwärts modelliert. Die hervorragende

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258 Liedl, Grathwohl, Bold, Halm

Übereinstimmung der simulierten mit den gemessenen Uranindurchbruchskurven zeigt Bild 4.

PV [-]

c/c 0

[-]

0 1 2 3 4 5 6 7 80

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1gemessenmodelliertV3V4

PV [-]

c/c 0

[-]

0 1 2 3 4 5 6 7 80

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1gemessenmodelliert

PV [-]

c/c 0

[-]

0 1 2 3 4 5 6 7 80

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1gemessenmodelliertV3V4

a) Sand

b) Mischmaterial

c) Kies

Bild 5: Gemessene und modellierte Phenanthrendurchbruchskurven

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Auch das Transportverhalten von Phenanthren durch die ungesättigte Säule zeigt deutliche Unterschiede zwischen den verwendeten Materialien (Bild 5). Während für den Sand und das Mischmaterial das erste Auftreten von Phenanthren am Säule-nende erst nach 2 Porenvolumen (PV) beobachtet werden konnte, trat Phenanthren beim Versuch mit Kies bereits nach ca. 0.5 PV gemessen werden. Bei allen Materia-lien konnte darüber hinaus ein starkes Tailing der Durchbruchskurven beobachtet werden. Dies deutet darauf hin, dass die Sorption von Phenanthren an den Boden-materialien im Ungleichgewicht stattfindet, wobei dies für den Kies deutlicher ausge-prägt ist als beim Sand und beim Mischmaterial.

Um zu überprüfen, ob dieses Ungleichgewicht auf Diffusionsprozesse zurückzufüh-ren ist, wurde die gemessenen Phenanthrenkonzentrationen am Säulenausslass mit SMART simuliert. Dabei wurden ausschließlich Parameter benutzt, die zuvor in un-abhängigen Experimenten bestimmt worden waren. (reine Vorwärtsmodellierung, keine Modelleichung). Da die Bestimmung der Sorptionsparameter mit einer Unsi-cherheit behaftet ist, wurden Modellsimulationen sowohl für mittlere Parameter Werte als auch für die Grenzen der Fehlerbereiche durchgeführt (breite bzw. dünne Kurven in Bild 5) Wie in den Bildern 5a und 5b zu sehen ist, kann das Sorptionsverhalten von Phenanthren bei Sand und Mischmaterial sehr gut wiedergegeben werden. Für Kies hingegen (Bild 5c) kann zwar das erste Auftreten von Phenanthren am Säulenaus-lass gut prognostiziert werden, die modellierten Phenanthrenkonzentrationen liegen jedoch teilweise deutlich über den gemessenen Werten. Dies kann darauf zurückge-führt werden, dass eine sehr kleine Kornfraktion (< 0.063 mm) im kiesigen Material zwar beobachtet, nicht aber quantitativ erfasst wurde und deshalb nicht im Modell berücksichtigt werden konnte.

Bild 6: Vergleich verschiedener Modellansätze am Beispiel der Phenanthrensorp-

PV [-]

c/c 0

[-]

10-1 100 101 102 103 1040

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1gemessenSorptionskinetikGleichgewichtssorption

tion an Kies

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Auf Grund der Tatsache, dass ein herkömmlicher Gleichgewichtsansatz im Vergleich zum oben beschriebenen Intrapartikeldiffusionsmodell zu einer deutlichen Über-schätzung der Retardation um den Faktor 300 führt (Bild 6), wird deutlich, dass Sorp-tionskinetik ein wichtiger Prozess im Rahmen der Sickerwasserprognose ist und deshalb für eine Modellierung der Stoffkonzentrationen am Ort der Beurteilung be-rücksichtigt werden muss. Das Modell SMART ist dabei in der Lage, auf Basis von unabhängig bestimmten Modellparametern eine sehr gute Abschätzung dieser Kon-zentrationen zu liefern.

3 Partikelgetragener Transport

Ein weiterer Schwerpunkt im Berichtszeitraum bestand in der Quantifizierung der In-teraktion von Schadstoff mit mobilen und immobilen Partikeln. Insbesondere sollte untersucht werden, in wie weit diese Interaktion diffusionslimitiert ist und somit in Analogie zur beschriebenen Interaktion von Schadstoff und Bodenmatrix mit einem Intrapartikeldiffusionsmodell beschreieben werden kann. Daher wurde partikelgetra-gener Transport in SMART implementiert, um anschließend gemessene Daten aus Säulenversuchen (Grathwohl et al., 2003) nachzumodellieren.

3.1 Material und Methoden

Um den Einfluss von partikelgetragenem Transport auf das TCE - Transportverhalten untersuchen zu können, wurden von Grathwohl et al. (2003) gesättigte Säulenversu-che durchgeführt, bei denen eine vor-equilibrierte Suspension aus TCE (10 mg/l) und Aktivkohle bzw. Braunkohlepartikeln (20 mg/l) durch eine 13 cm lange Aktivkohlesäu-

le gepu

Bild 7: Versuchsaufbau zur Untersuchung des partikelgetragenen Transports

mp 7).

ProbenahmeZulauf

ProbenahmeAblauf

Aktivkohle-Säule

Gefäß mitAktivkohle- / Braunkohle-suspension

t wurde (Bild

Magnetrührer Peristaltikpumpe

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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 261

Die Pumprate wurde dabei während der Versuche variiert, sodass sich innerhalb der Säule Fließgeschwindigkeiten von 300 m/d, 100 m/d und 30 m/d einstellten. Am Säu-leneinlass und am Säulenende wurden dabei sowohl Partikel- und TCE-Konzentrationen, als auch Partikelgrößenverteilungen bestimmt. Zusätzlich wurden die Feststoffdichte, die Intrapartikelporosität sowie die Gleichgewichtsisothermen zwischen TCE und der Aktivkohle bzw. der Braunkohle experimentell bestimmt. Die Ergebnisse dieser Untersuchungen sind in Tabelle 1 und Bild 8 dargestellt. Eine de-taillierte Versuchsbeschreibung liefern Grathwohl et al. (2003).

ab. 1: Charakterisierung der Aktivkohle und der Braunkohle

Parameter Aktivkohle Braunkohle

T

Feststoffdichte [g cm-3] 0.73 1.3 Porosität [%] 32 - Korngröße (Säule) [mm] 0.9 - 1.1 - Dispersivität [mm] 0.04 - Intrapartikelporosität [%] 55 1.1 Partikelgröße [µm] 0.5-25 0.5-50 *von einem unabhängigen Säulenexperiment mit NaBr

Bild 8: Sorptionsisothermen zwischen TCE und Aktiv- bzw. Braunkohle

3.2 Partikelgetragener Transport in SMART

rtikelgetragenen Transports in SMART fand in enger Zu-sammenarbeit mit den Mainzer Projektpartnern (Arbeitsgruppe Hofmann / Schenk) Die Implementierung des pa

1.E+04

1.E+05

]

cs = 70681 l/kg * cw0.438

1.E+00

1.E+01

1.E+02

1.E+03

1.E+06

1.E-01 1.E+00 1.E+01 1.E+02cw [mg/l]

c s[m

g/kg

Aktivkohle - gemessenAktivkohle - Freundlich IsothermeBraunkohle - gemessenBraunkohle - Freundlich Isotherme

cs = 54.394 l/kg * cw0.744

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statt. Erste Untersuchungen dieser Arbeitsgruppe deuten darauf hin, dass Partikelfil-tration in der ungesättigten Zone mit Hilfe eines Ratengesetzes 1. Ordnung simuliert werden kann, das deshalb auch in SMART implementiert wurde. Die Interaktion von Schadstoff mit mobilen und immobilen Partikeln wird hingegen als kinetischer Pro-zess mit Hilfe des Intrapartikeldiffusionsmodells beschrieben, bei dem alle Modellpa-rameter in unabhängigen Versuchen bestimmt werden können.

3.3 Ergebnisse

In Bild 9 sind die mittleren Partikelgrößenverteilungen am Säuleneinlass und am Säulenauslass für denen Fließ keiten n Versuch mit Aktiv lepartikel dargestellt. Bei beiden Versuchen konnte beobach ss eine Abnahme der F geschwindigkeit zu einer Reduzie-rung der Partikelkonzentrationen am Auslass führt. Insbesondere kam es dabei zu einer effektiven Herausfilterung größerer Pa beruht auf r Tatsache, dass mit abnehmender Fließgeschwindigkeit die Interzeption und Sedimentation von Par-tikeln in d

Dieses Verhalten wird auch in Bild 10 deutlich, in der relative Partikel- und TCE-Durchbruchskurven am Säulenauslass dargestellt sind. Da der Schwerpunkt der Un-tersuchung auf der Interaktion zwischen Schadstoff und Partikel liegt, wurden an-hand dieser gemessenen Partikelkonzentrationen Filterfaktoren für die Modellierung mit SMART berechnet. Deshalb stimmen gemessene und modellierte Partikelkon-zentrationen hervorragend überein.

ss detek-tiert werden konnte (Nachweisgrenze: 200 ng/l), liegen die gemessenen TCE-

onzentrationen beim Versuch mit Aktivkohlepartikeln teilweise deutlich über der Sorption von TCE an Aktivkohle-

partikeln zurückgeführt werden, da beide Versuche ansonsten identisch durchgeführt

die verschie geschwindig sowohl für de- als auch mit Braunkohtet werden, da ließ

rtikel. Dies de

er Säule erhöht wird.

Braunkohlepart hlepartikBraunkohlepart

Bild 9: Gemessene Partikelgrößenverteilungen am Säulenein- und -auslass

Partikelgröße [µm]

0 5 10

Part

ikel

konz

. [m

g/l]

0.01

0.1

1

10 EinlassAuslass v = 300 m/dAuslass v = 100 m/dAuslass v = 30 m/d

Partikelgröße [µm]

0 5 10 150

Part

ikel

konz

. [m

g/l]

0.01

0.1

1

10 EinlassAuslass v = 300 m/dAuslass v = 100 m/dAuslass v = 30 m/d

ikel Aktivko el ikel Aktivkohlepartikel Braunkohlepartikel

150

Während beim Versuch mit Braunkohlepartikeln kein TCE am Säulenausla

KNachweisgrenze. Dies kann nur auf eine erhöhte

wurden. Anhand der gemessenen Sorptionsisothermen wurde berechnet, dass in der

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Retardation unter Nichtgleichgewichtsbedingungen (02WP0198) 263

TCE-Aktivkohlesuspension ca. 30 % des TCEs partikulär gebunden ist, während beim Versuch mit Braunkohlepartikeln nur ca. 0.016 % an den Partikeln sorbiert ist.

0.3

0.35

0.4v = 300 m/d v = 100 m/d v = 30 m/d

Bild 10: gemessene und modellierte TCE-Durchbruchskurven

0.0001

0.001

0.01

0.1

1

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

PV[-]

c/c 0

[-]

Partikel - gemessenPartikel - modelliertTCE - gemessenTCE - modelliert

v = 300 m/d v = 30 m/dv = 100 m/d

0.25

c/c

Braunkohlepartikel

Aktivkohlepartikel

0.20[-]

0

0.05

0.1

0.15

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

PV [-]

Partikel - gemessenPartikel - modelliertTCE - gemessenTCE-modelliert

In Bild 10 wird deutlich, dass sich die TCE-Konzentration am Säulenauslass mit ab-

führt zu einer erhöhten Desorption des TCEs

nehmender Fließgeschwindigkeit verringert. Dies liegt einerseits daran, dass das gemessene TCE fast vollständig partikelgebunden ist und deshalb eine Verringerung der Partikelkonzentration bei kleineren Fließgeschwindigkeiten auch zu einer Redu-zierung der TCE Konzentration führen muss. Darüber hinaus kommt es bei geringe-ren Fließgeschwindigkeiten zu einer Erhöhung der mittleren Aufenthaltszeit eines Partikels in der Säule. Dies wiederumvon den Partikeln. Wie Bild 10 zeigt, kann dieses Verhalten von SMART vorzüglich nachvollzogen werden. Dabei muss erneut betont werden, dass zur Modellierung der TCE-Partikel-Interaktion ausschließlich Parameter verwendet worden sind, die in un-abhängigen Experimenten erhoben wurden.

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4 Zusammenfassung und Schlussfolgerung

Mit Hilfe von Säulenversuchen konnte gezeigt werden, dass Sorptionskinetik den Stofftransport in der ungesättigten Zone wesentlich beeinflusst und deshalb als Pro-zess innerhalb einer Sickerwasserprognose berücksichtigt werden muss. Dieses Verhalten konnte mit SMART sehr gut nachvollzogen werden, was mit herkömmli-chen Gleichgewichtansätzen nicht möglich war. Dabei wird in SMART zur Beschrei-bung der Sorptions- / Desorptionskinetik das Intrapartikeldiffusionsmodell verwendet, bei dem der Schadstofftransfer zwischen gelöster und sorbierter Phase durch Diffu-sion des Schadstoffs in Intrapartikelporen limitiert wird. Da dieser Modellansatz aus-schließlich Daten benötigt, die in unabhängigen Versuchen ermittelt werden können, ermöglicht dies die spätere Verwendung von SMART als reines Vorwärtsmodell im Rahmen einer Sickerwasserprognose.

Ein weiterer Schwerpunkt lag in der Implementierung und Validierung des partikelge-tragenen Transports, da dieser Prozess neben Sorption, Bioabbau und präferentiel-lem Fluss, den Stofftransport in der ungesättigten Zone wesentlich beeinflusst. Dabei wurde das von den Mainzer Projektpartnern (Arbeitsgruppe Hofmann / Schenk) ver-wendete Ratengesetz 1. Ordnung in SMART implementiert. Die Interaktion von Schadstoff mit mobilen und immobilen Partikeln wird hingegen als kinetischer Pro-zess ebenfalls mit Hilfe des Intrapartikeldiffusionsmodells beschrieben. Durch den Vergleich mit Säulenversuchen konnte gezeigt werden, dass dieser Ansatz sehr gut dazu geeignet ist, partikelgetragenen Transport zu simulieren. Insbesondere werden dabei ebenfalls ausschließlich unabhängig gemessene Daten benötigt, sodass Simu-lationen als reine Vorwärtsmodellierung (ohne Modelleichung) durchgeführt werden können.

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genated organic

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[9] K

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