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Die vorliegende Erfindung bezieht sich auf die Reinigung von kontaminiertem Wasser.
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Im engeren Sinne betrifft die Erfindung die Reinigung von Grundwasser in natürlichen
Grundwasserleitern, sowie die Reinigung von Industrieabwässern.
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In ihrer Wirkungsweise beschränkt sich die Erfindung nicht nur auf bestimmte
Kontaminanten. Unter anderem zielt die Erfindung besonders ab auf krebserregende oder
anderweitig gesundheitsgefährdende Kontaminanten, die selbst in Spurenkonzentrationen ein
Risiko darstellen und chemisch nur schwer abzubauen sind. Ein typisches Beispiel dieser
Art von Kontamination sind halogenierte, organische Kohlenwasserstoffe wie z. B.
Chloroform, Lösungsmittel und Verdünner wie Tetrachlorkohlenstoff und Mittel zur
Schädlingsbekämpfung wie DDT.
DER DERZEITIGE STAND DER TECHNIK
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Eine herkömmliche und allgemein bekannte Methode zur Entfernung von Kontaminanten
aus dem Wasser besteht darin, das verunreinigte Wasser durch einen mit Aktivkohle
gefüllten Behälter zu leiten. Aktivkohle hat stark adsorbierende Eigenschaften, so daß die
im Wasser gelösten Kontaminanten durch Adsorption an der Aktivkohle aus dem Wasser
entfernt und so zurückgehalten werden.
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Im Laufe der Zeit nimmt die Beladung der Aktivkohle mit dem Kontaminanten zu. Eine
Möglichkeit im Umgang mit beladener Aktivkohle besteht darin, diese von Zeit zu Zeit zu
erneuern und die beladene Aktivkohle als Sonderabfall zu entsorgen.
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Eine andere Möglichkeit besteht darin, die Aktivkohle rückzuspülen oder anderweitig zu
behandeln (z. B. Erhitzen), um die angesammelte Kontamination zu entfernen. Nach einer
solchen Behandlung kann die Aktivkohle dann aufs Neue verwendet werden.
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Dadurch bleibt aber einer der Nachteile der herkömmlichen Dekontaminationspraxis unter
Verwendung Aktivkohle bestehen, der Kontaminant als solcher bleibt bestehen. In der
konventionellen Wasseraufbereitung dient die Aktivkohle lediglich zur Entfernung des
Kontaminanten aus dem Wasser. Die durch Rückspülen der Aktivkohle frei gewordenen
Substanzen sind nach wie vor gefährlich, tatsächlich in der nun konzentrierten Form sogar
von noch höherer Gefahr. Dieses hochkontaminierte Konzentrat muß schließlich in einer
weiteren Aufbereitungsanlage abgebaut, oder als Sondermüll entsorgt werden.
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Ziel der Erfindung ist ein Dekontaminationssystem, bei welchem die Kontaminanten wie
z. B. halogenierte Kohlenwasserstoffe in harmlose, oder zum mindesten weniger
gefährliche chemische Substanzen zerlegt werden.
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Weiterhin ist es Stand der Technik, halogenierte Kohlenwasserstoffe mittels eines
porösen, wasserdurchlässigen, aus zwei Metallen bestehenden Körpers aus dem Wasser zu
entfernen. Es wurde festgestellt, daß halogenierte Kohlenwasserstoffe durch eine
Hydrolyse-Reaktion zu Chloriden abgebaut werden, wenn sie ausreichend lange in Kontakt mit
den beiden Metallen sind. Diese Substanzen sind im allgemeinen in
Spurenkonzentrationen absolut harmlos und werden oft als wasserunlösliche Fest-Stoffe abgeschieden.
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Ein erheblicher Nachteil dieses "Metall"-Systems besteht darin, daß lange
Behandlungszeiten bzw. beträchtliche Mengen an Metall notwendig sind. Das System kann sich als
recht kostspielig erweisen; nicht nur wegen der Beschaffung der Metalle, sondern auch für
Maßnahmen zur Sicherstellung einer ausreichenden Verweildauer des Wassers innerhalb
des Metallkörpers bzw. zur Einstellung optimaler Bedingungen bezüglich pH-Wert,
Temperatur, Redoxmilieu während der gesamten Verweildauer.
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Der große Vorteil des "Metall"-Systems besteht im chemischen Abbau der Kontaminanten.
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Ziel der Erfindung ist ein Dekontaminations-System, mit dem, wie beim oben angeführten
"Metall"-System - die Kontaminanten in relativ harmlose chemische Verbindungen
aufgespalten werden. Ein weiteres Ziel ist diese Aufspaltung der Kontaminanten mit wesentlich
geringeren Mengen von Metall durchzuführen.
ALLGEMEINE EIGENSCHAFTEN DER ERFINDUNG
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Die Erfindung bezieht sich auf ein Verfahren zur Behandlung von kontaminiertem Wasser,
bei dem dieses durch einen durchlässigen Körper von Materialien zur Behandlung der im
Wasser gelösten Kontaminanten geleitet wird. Bei den Materialien handelt es sich dabei
um adsorbierende Substanzen, die mit Metallgranulat vermischt sind, wobei
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die Beschaffenheit des Kontaminanten und des Metalls so sind, daß der Kontaminant
durch eine chemische Reaktion in mehrere bestimmte Substanzen aufgespaltet wird,
wenn er ausreichend lange mit den Metallpartikeln in Kontakt ist;
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die Beschaffenheit der adsorbierenden Materialien so ist, daß der Kontaminant aus der
wäßrigen Lösung entfernt und auf den Partikeln des adsorbierenden Materials
sorbiert wird, wenn das verunreinigte Wasser durch und über die durchlässige Mischung
geleitet wird;
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die adsorbierenden Fähigkeiten der Materialien es ermöglichen, die Fließgeschwindigkeit
des sich fortbewegenden Kontaminanten im Vergleich zur eigentlichen
Wasserströmung wesentlich zu verlangsamen;
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und wobei der durch die adsorbierenden Materialpartikel zurückgehaltene Kontaminant
eine bedeutend längere Verweildauer im Wirkungsbereich der Metallpartikel aufweist
als das Wasser selbst. Diese längere Verweildauer erlaubt den chemischen Abbau
des Kontaminanten.
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Es ist weiterhin bekannt, daß die ausgeübte Funktion der adsorbierenden Materialien,
wenn mit Metall vermischt, sich wesentlich von deren konventioneller Rolle als bloße
Adsorber des Kontaminanten unterscheidet. Vielmehr wirken die adsorbierenden
Materialien verzögernd, wobei die Fließgeschwindigkeit des Kontaminanten verlangsamt wird und
der Kontaminant dadurch für sehr lange in Kontakt mit dem Metall gehalten wird. Der
Zweck liegt in der Erhöhung der Kontaktdauer des Kontaminanten mit dem Metall, so als
ob ein sehr viel größerer Körper aus Metall verwendet worden wäre.
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Das Wasser strömt dabei entsprechend der Durchlässigkeit des Körpers und der
vorgegebenen Potentialdifferenz sehr viel schneller durch den Körper.
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Wenn der Körper keine adsorbierenden Materialien enthalten würde, wie es beim
herkömmlichen "Metall"-System der Fall ist, würde der Kontaminant kaum verzögert und
würde praktisch in der gleichen Zeit wie das Wasser durch den Körper fließen. (Es kann
hier erwähnt werden, daß viele im Wasser gelöste Kontaminanten und auch andere
Substanzen in natürlichen Grundwasserleitern in gewissem Grade auf natürliche Weise
im Vergleich zur Fließgeschwindigkeit des Wassers etwas verlangsamt werden. Allerdings
ist diese natürliche Verlangsamung, die durchaus beträchtlich sein kann, im Vergleich mit
der erfindungsgemäßen, durch Aktivkohle oder anderen adsorbierenden Materialien
möglichen Retardation von geringer Bedeutung.)
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In den herkömmlichen Systemen wurden bekanntlicherweise die Metalle mit Sand oder
anderem nicht reaktivem Füllmaterial vermischt, um das Volumen der Anlage für den
Wasserdurchfluß zu vergrößern. Diese Maßnahmen hatten einen gewissen Effekt
hinsichtlich der Erhöhung der Verweildauer. Allerdings war diese Erhöhung der Verweildauer mehr
oder weniger proportional zur Vergrößerung des Volumens der Anlage. Demgegenüber
kann bei der vorliegenden Erfindung, bei der die Metalle mit adsorbierenden Materialien
wie Aktivkohle gemischt werden, die Verweildauer um eine Größenordnung oder mehr
verlängert werden, was einem Vielfachen dessen entspricht, was durch eine Vergrößerung
des Volumens der Anlage erreicht werden kann.
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Erfindungsgemäß fungiert das adsorbierende Material nicht nur als Adsorbens, da der
Kontaminant abgebaut wird und auch nicht als bloßes Füllmaterial. Tatsächlich ergänzen
sich die adsorbierenden Materialien mit den eingemischten Metallen, in dem die Moleküle
des Kontaminanten für eine ausreichend lange Zeit mit dem Metall in Kontakt gehalten
werden, wodurch die Effektivität des Metalls zum Abbau des Kontaminanten erhöht wird.
Die adsorbierenden Materialien verzögern nicht den Durchfluß des Wassers sondern sie
verlangsamen die Fortbewegung der Schadstoffmoleküle, so daß diese für eine
beträchtliche Zeit mit dem Metall in Kontakt bleiben.
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Die Wirksamkeit einer Mischung von adsorbierendem Material und Metall ist, was die für
eine Reinigung des Wassers notwendigen Menge an Metall und die Geschwindigkeit des
Abbaus anbetrifft, weitaus größer als die des Metalls alleine.
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Für einen effektiven chemischen Abbau des Kontaminanten müssen die Reduktion-
/Oxidationsbedingungen des Metalls kontrolliert werden. Bei Messung mit einer Eh-Sonde
muß das Redoxpotential unter -200 Millivolt, vorzugsweise sogar unter -600 Millivolt liegen,
um einen Abbau zu gewährleisten. Darum muß die Mischung und das durchströmende
Wasser in absolut anaerobem Zustand gehalten werden. Jeder im Wasser oder in der
Mischung verfügbare Sauerstoff beeinträchtigt den Abbauprozess, da dieser Sauerstoff
zunächst aufgebraucht werden muß, um ein negatives Redoxpotential zu erreichen damit
der Abbau des Kontaminanten beginnt.
DETAILBESCHREIBUNG DER ERFINDUNGSGEMÄSSEN ANWENDUNG
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Zur weiteren Erläuterung der Erfindung wird im folgenden unter Bezug auf die beiliegenden
Zeichnungen ein Anwendungsbeispiel beschrieben, wobei
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Fig. 1 den Querschnitt eines Grundwasserleiters zeigt, in dem Grundwasser
erfindungsgemäß aufbereitet wird;
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Fig. 2 schematisch eine weitere erfindungsgemäße Behandlungsanlage zeigt;
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Fig. 3A und 3B sowie Fig. 4 Kurven darstellen, die den Abbau eines typischen
Kontaminanten bei der Durchströmung einer Mischung aus Aktivkohle und Metall zeigen.
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Anlage und Verfahren in den beiliegenden Zeichnungen und nachfolgender Beschreibung
stellen erfindungsgemäße Beispiele dar. Dabei ist zu erwähnen, daß der Umfang der
Erfindung durch die beiliegenden Ansprüche definiert wird und nicht notwendigerweise
durch die Besonderheiten der erfindungsgemäßen Beispiele.
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Der Grundwasserleiter in Fig. 1 ist bis zum Niveau 3 des Wasserspiegels wassergesättigt.
Das Grundwasser strömt mit der Geschwindigkeit VW durch den Grundwasserleiter. Die
Kontaminationsfahne 4 bewegt sich entsprechend der Strömung des Wassers. Dabei
bleibt die Strömungsgeschwindigkeit des Kontaminanten naturgemäß hinter der des
Grundwassers leicht zurück, das heißt der Kontaminant in der Fahne bewegt sich im
Grundwasserleiter mit der geringeren Geschwindigkeit VP.
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Beim Kontaminant handelt es sich um einen organischen halogenierten Kohlenwasserstoff,
wie z. B. Tetrachlorkohlenstoff. Der Kontaminant mag von einer bekannten Quelle
stammen, welche die dafür Verantwortlichen zu beseitigen haben, oder kann von unbekannter
Herkunft sein, wurde aber z. B. als sich auf einen Brunnen zubewegend erkannt.
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Ein Graben 5 wird im Grundwasserleiter 2 im Bereich der Kontaminationsfahne 4
ausgehoben. In den Graben 5 wird eine wasserdurchlässige Mischung 6 bestehend aus
Aktivkohle und Eisenspänen und Sand/Kies eingefüllt. Die Durchlässigkeit der Mischung ist so
gewählt, daß die Strömung des Grundwassers nicht beeinträchtigt wird, vorzugsweise
sollte die Durchlässigkeit der Mischung 6 nicht kleiner als die des Grundwasserleiters sein.
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Der Graben 5 und die darin eingefüllte Mischung 6 müssen die erforderliche Breite
aufweisen, um den gesamten kontaminierten Grundwasserabstrom zu erfassen. Höhenmäßig
sollte der Graben und die Füllung mit der Mischung so gestaltet sein, daß die Fahne in
ihrer gesamten Höhe abgefangen wird. Die Mischung muß den oberen, über dem
Wasserspiegel 3 liegenden Teil des Grabens 5 nicht ausfüllen; dieser Bereich kann mit Sand oder
einem anderen Material aufgefüllt werden.
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Fig. 2 zeigt eine weitere Methode zur Behandlung von kontaminiertem Wasser.
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Im System der Fig. 2 wird das kontaminierte Wasser über Zufluß- und Abflußrohre 7, 8
durch den Behälter 9 geleitet, dieser enthält eine Mischung 10 bestehend aus Aktivkohle
und Eisenspänen. Behälter 9 kann als Tank in den Untergrund eingebaut oder freistehend
installiert werden. Wenn eine natürliche Zirkulation nicht gegeben sein sollte, kann das
Wasser mittels Pumpe (nicht dargestellt) durch das System gefördert werden. In Fig. 2
kann das kontaminierte Wasser z. B. den verunreinigten Abfluß einer Industrieanlage
darstellen, oder zur Oberfläche gebrachtes Grundwasser, oder auch Quellwasser usw.
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Wie bekannt, bewirkt das Metall, ob Eisen oder ein anderes Metall, in der Mischung den
chemischen Abbau der halogenierten Kohlenwasserstoffkontaminanten, die unter den
erwähnten Voraussetzungen bezüglich pH-Wert, Temperatur, Mineralisation usw. für eine
ausreichend lange Zeit mit dem Metall in Kontakt sind. Eine der wichtigsten Bedingungen
ist die Abwesenheit von Sauerstoff und Sauerstofflieferanten in der Mischung und dem
Wasser, was nun näher erläutert wird.
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Bei der Methode gemäß Fig. 1 befinden sich die Mischung und das Wasser unterhalb des
Wasserspiegels 3. Es kann daher erwartet werden, daß die natürlichen Verhältnisse im
wesentlichen anaerob (sauerstofffrei) sind und keine besonderen Vorkehrungen getroffen
werden müssen. Durch das vorhandene Metall sollte deshalb das Redoxpotential des in
die Mischung einströmenden Wassers innerhalb kurzer Zeit soweit abgesenkt sein, daß
der Abbau des Kontaminanten des Sickergrabens schnell beginnt.
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Bei natürlichem Grundwasser sind die Möglichkeiten zur Änderung von pH, Temperatur,
der Anwesenheit von gelösten oder partikulär transportierten Substanzen usw. begrenzt,
so daß das System entsprechend Fig. 1 nur dann eingesetzt werden soll, wenn die
erforderlichen Voraussetzungen natürlicherweise gegeben sind, was allerdings überwiegend
auch der Fall ist.
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Die Methode gemäß Fig. 2 hat eine größere Vielseitigkeit, ist aber weniger wirtschaftlich.
Der Behälter 9 sollte luftdicht und frei von Sauerstoff oder oxidierenden Substanzen sein.
Der Bedingungen im Behälter können überwacht werden. Maßnahmen zur Steuerung von
Temperatur, pH-Wert usw. können soweit erforderlich ergriffen werden. In der Praxis
bekannte Geräte und Verfahren für diese Art von Kontrolle und Eingriff sind handelsüblich
und brauchen nicht weiter erläutert zu werden.
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In den herkömmlichen Systemen, bei denen Wasser durch Aktivkohle geleitet wird, beträgt
die Verweildauer des Wassers in der Aktivkohle typischerweise nur wenige Minuten. Je
größer der Aktivkohlebehälter und je länger die Verweildauer des Wassers, um so mehr
Moleküle des Kontaminanten werden dem Wasser entzogen, wobei jedoch in den
herkömmlichen Systemen der Kontaminant auf der Aktivkohle weiterhin existiert. Dabei nimmt
die an der Aktivkohle sorbierte Masse des Kontaminanten so lange zu, bis diese
vollständig beladen ist und eine weitere Adsorption nicht mehr stattfindet.
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Bei den bekannten Systemen wird die Durchflußrate des Wassers, die im einem
Aktivkohlebehälter behandelt werden kann, von der Rate mit der der Kontaminant auf der
Aktivkohle sorbiert wird bestimmt. Dagegen kann bei der vorliegenden Erfindung in der Praxis
die Abbaurate des Kontaminanten sogar höher sein als die Sorptionsrate von
herkömmli
chen Systemen.
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Weiterhin ist festzuhalten, daß alle Moleküle des im Wasser gelösten Kontaminanten auf
der Aktivkohle sorbiert dauerhaft gebunden sind und nicht wieder an das Wasser
abgegeben werden. Aufgrund des Kontaktes mit dem Eisen findet schließlich der Abbau statt.
Damit werden dem Wasser bei einer ausreichend langen Kontaktzeit mit der Aktivkohle
alle Moleküle des Kontaminanten entzogen und somit ein vollständiger Abbau des
Kontaminanten erreicht.
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Eisen ist das Metall das vorzugsweise in der Mischung verwendet wird, da es in
granulierter Form kostengünstig als Abfallprodukt zahlreicher Produktionsverfahren zur Verfügung
steht.
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Die Korngröße des Metalls sollte möglichst klein sein, um für die Reaktion eine maximale
Oberfläche bereitzustellen. Andererseits sollte es nicht staubfein sein, womit seine
Handhabung erheblich eingeschränkt würde.
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Das Metall braucht nicht in elementarem Zustand vorzuliegen, d. h. anstatt reinen Eisens
kann Stahl oder Gußeisen-Granulat zur Anwendung kommen. Das Metall in der Erfindung
sollte eine nicht zu geringe elektrochemische Aktivität aufweisen - Silber oder Gold, z. B.,
wären ungeeignet. Metalle wie Zink, Eisen, Aluminium sind dagegen geeignet zum
Gebrauch auf Grund ihrer elektrochemischen Aktivität. Aus Gründen der praktischen
Verfügbarkeit wird - wie erwähnt - Eisen in der Regel der Vorzug gegeben.
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Oxidschichten auf der Oberfläche des Metalls sind grundsätzlich von Nachteil. Eine
Vorbehandlung, z. B. eine Säurewäsche, ist allgemein empfehlenswert, um das Oxid wenigstens
teilweise zu eliminieren und eine blanke Metalloberfläche zu bekommen.
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Es wurde festgestellt, daß manchmal die Reaktionsgeschwindigkeit eines bestimmten
Metalls durch die Anwesenheit anderer elektrochemisch aktiver Metalle beeinflußt werden
kann. Wenn z. B. das Granulat von galvanisierten Eisen stammt, ist im Vergleich zu Eisen
die Abbaurate durch das enthaltene Zink leicht verlangsamt. Außerdem hat es sich
herausgestellt, daß Granulat von rostfreiem Stahl weniger wirkungsvoll ist als das Granulat
von gewöhnlichen, kohlenstoffhaltigen Stahl.
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In einigen Fällen wurde berichtet, daß bestimmte Kombinationen von Metallen - vermischt
oder legiert - eine höhere Effizienz beim Abbau von Kontaminanten wie zum Beispiel
halogenierten Kohlenwasserstoffen haben als ein einzelnes Metall. Es muß deshalb betont
werden, daß eine besonders vorteilhafte Anwendung der Erfindung bei der gleichzeitigen
Anwendung von zwei verschiedenen Metallen vorliegt.
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Fig. 3A zeigt die unter bestimmten Bedingungen allmählich abfallende Konzentration eines
Kontaminanten. In diesem Modell-System wurde Wasser mit einem Gehalt von 1400
Mikrogramm Trichlorethylen (TCE) pro Liter durch eine 0,6 m lange Säule geleitet.
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Der Füllung der Säule bestand aus einer Mischung von 10 Gewichts-% Eisenspänen, 0,5
Gew.-% Aktivkohle und Quarzkies als Restmaterial.
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Unter den gewählten Bedingungen floß das Wasser mit einer Geschwindigkeit von 318
cm/Tag bzw. 13 cm pro Stunde.
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Das Wasser hatte, wie erwähnt, am Säuleneinlauf eine TCE-Konzentration von 1400
Mikrogramm/Liter (ppb). Die Kennlinie 25 zeigt das TCE-Konzentrationsprofil in der Säule
nachdem ein stationärer Zustand erreicht wurde. Die Stützpunkte der Kennlinie stellen
Meßwerte der TCE-Konzentration an bestimmten Stellen entlang der Säule dar. Es ist
ersichtlich, daß das Wasser bei der 40 cm-Marke praktisch frei von allen erkennbaren
TCE-Spuren ist. Die in Trinkwasser maximal zulässige TCE-Konzentration beträgt in
manchen Staaten 30 ppb. Diese Bedingung war bereits bei der 15 cm-Marke erreicht.
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Im Vergleich dazu, zeigt die Kennlinie 26 den Effekt, wenn kein Metall verwendet wird, das
heißt das TCE wird lediglich von der Aktivkohle aus dem Wasser entfernt. Zu Beginn
wurde der Kontaminant, wenngleich etwas langsamer, aber dennoch vergleichbar mit der
in Kennlinie 25 dargestellten Rate aus dem Wasser entfernt.
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Mit zunehmender Anreicherung der Aktivkohle mit dem Kontaminanten, nahm die Rate mit
der das TCE aus dem Wasser entfernt wurde kontinuierlich ab. Nach vollständiger
Bela
dung der Aktivkohle wurde schließlich kein weiterer Kontaminant mehr dem Wasser
entnommen. Der Endzustand von Kennlinie 26 wäre also Kennlinie 26F.
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Dazu ist festzuhalten, daß die Kennlinie 26 - anders als Kennlinie 25 - lediglich die
Abnahme des Kontaminanten im Wasser anzeigt: tatsächlich bleibt der Kontaminant auf der
Aktivkohle weiterhin bestehen, so daß diese zunehmend beladen wird. Für den Fall, daß
der Kontaminant lediglich auf der Aktivkohle adsorbiert wird, schreitet die
Kontaminationsfront allmählich in der Säule voran und erreicht schließlich das Säulenende, d. h. es findet
keine weitere Sorption mehr statt. Wird der Kontaminant aber chemisch abgebaut, stellt
sich ein Gleichgewicht bei gleichbleibender Leistungsfähigkeit der Mischung ein.
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Tests mit anderen Kontaminanten zeigen ein ähnliches Verhalten. Im Modell-System von
Fig. 3B wurde Wasser mit einem Tetrachlorkohlenstoff-Gehalt (CTC) von 1400 ppb durch
das durchlässige reaktive Material geleitet. Dieses bestand wiederum aus 10 Gew.-%
Eisenspänen, 0,5 Gew.-% Aktivkohle und Quarzsand als Füllmaterial. Unter den
gegebenen Bedingungen floß Wasser mit einer Geschwindigkeit von 316 cm/Tag bzw. 13 cm/Std.
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Das Wasser hatte im Säulenzulauf eine CTC-Konzentration von 1400 ppb. Kennlinie 27
(Fig. 3b) zeigt die CTC-Konzentration, die, wie zu erkennen ist, sehr schnell of null
zurückgeht. Die Kontamination war zu diesem Zeitpunkt aber noch nicht eliminiert, vielmehr war
aus CTC Chloroform entstanden. Die Kennlinie 28 zeigt die Chloroform-Konzentration und
belegt, daß nachdem das kontaminierte Wasser etwa 2 cm tief in die Mischung
eingedrungen war, die Chloroformkonzentration mit 700 ppb den Maximalwert erreicht hatte,
während die CTC-Konzentration auf Null zurückging. Im weiteren Verlauf wurde das
Chloroform allmählich abgebaut und nachdem das Wasser die 30 cm-Marke erreicht hatte,
konnte im Wasser kein Chloroform mehr nachgewiesen werden. Die Kennlinien 27 und 28
repräsentieren Gleichgewichtszustände bei denen die Abbauraten der Mischung für eine
lange Zeit unverändert blieb.
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Die Kennlinien 25 und 27, 28 zeigen den chemischen Abbau des Kontaminanten bis er
praktisch vollständig verschwunden ist. Es sei erwähnt, daß diese Kennlinien stationäre
Verhältnisse darstellen; der Säulenzulauf war über die gesamte Versuchsdauer mit 1400
ppb kontaminiert, d. h. der Kontaminant wurde nicht nur kurzzeitig als einmaliger Impuls
zugegeben.
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In Fig. 4 sind die Auswirkungen eines zunehmend höheren Aktivkohleanteils in der
Mischung dargestellt. Kennlinie 35 zeigt die Abbaurate für TCE wenn keine Aktivkohle, d. h.
ausschließlich Metall, in diesem Fall Eisenspäne, in der Mischung vorhanden ist. In diesem
Fall wird der Kontaminant nicht signifikant zurückgehalten, sondern fließt mit der
Geschwindigkeit des Wassers durch das Metall. Mit der Zugabe von Aktivkohle bzw. einer
zunehmenden Erhöhung ihres Mischungsanteils wird die Verlangsamung deutlich. Die
Kennlinie in Fig. 4 schiebt sich entsprechend nach links. Kennlinie 36 repräsentiert somit
diejenige Abbaurate für TCE, bei der der Kontaminant mit der halben Geschwindigkeit des
Wassers strömt. Die Kennlinien 37-39 zeigen die Verhältnisse für einen zunehmend
höheren Aktivkohleanteil in der Mischung. Die zum Erreichen eines erwünschten Grades
an Verlangsamung notwendigen Mengenverhältnisse schwanken entsprechend den
jeweils gegebenen Bedingungen - doch hat sich das oben erwähnte Mischungsverhältnis
von 10 Gew.-% Eisen, 0,5 Gew.-% Aktivkohle als wirkungsvoll erwiesen. Der Grad der
Verlangsamung bei Kennlinie 39 kann - je nach Gegebenheiten - mit einer Mischung von
gleichen Mengen Aktivkohle und Eisenspänen erzielt werden.
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Eine obere Grenze des relativen Anteils von Aktivkohle kann unter gewissen Umständen
sinnvoll sein. Wenn zu viel Aktivkohle beigemengt wird, könnten die dem Wasser
entzogenen Moleküle so stark von der Aktivkohle sorbiert werden, daß sie vom chemischen Abbau
durch die Eisenspäne verschont bleiben. Die Menge und die räumliche Verteilung des
Eisengranulats relativ zur Verteilung der Aktivkohlekörner ist von Bedeutung: es muß
genügend Eisengranulat vorhanden sein, damit die einzelnen Partikel nahe genug
beieinander liegen und das Redoxpotential in ausreichendem Maße abgesenkt wird und der
chemische Abbauprozess innerhalb der Aktivkohle in ausreichendem Maß erfolgt.
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Es ist darauf hinzuweisen, daß die Mischung auch Quarzsand als nicht reaktives
Füllmaterial enthält. Abgesehen von der dadurch erreichten Volumenerhöhung verhindert der Sand
das Verklumpen bzw. das Verfestigen, was insbesondere beim Metall über lange
Zeiträume auftreten und zu lokalen Inhomogenitäten der Durchlässigkeit der Mischung führen
kann.
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Die Kennlinien des chemischen Abbaus eines Kontaminanten würden in Fig. 4 in solchen
Fällen, in denen die Art des Kontaminanten, die gegebenen Temperatur- oder pH-
Bedingungen, usw. einen langsameren spezifischen Abbau erwarten lassen, nach rechts
verschoben werden. Das Massenverhältnis von Aktivkohle und Eisenspänen sowie die
notwendige Masse an Füllmaterial müssen deshalb den jeweiligen Bedingungen angepaßt
werden. Dies erfolgt durch entsprechende Vorversuche.
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Wie bereits erwähnt, wir sich der Kontaminant erfindungsgemäß bei fortschreitender
Adsorption nicht auf der Aktivkohle akkumulieren. Da der Kontaminant nicht auf der
Aktivkohle sorbiert bleibt, kann letztere auf fast unbeschränkte Zeit arbeitsfähig bleiben.
Das Metall wird allerdings mit der Zeit durch den Abbau des Kontaminanten aufgebraucht
und muß erneuert werden.
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Es ist möglich, neues Metall in den Behälter unter Fig. 2 einzugeben. Dagegen wird es
kaum möglich sein Eisen in eine bestehende Grabenfüllung, Fig. 1, hinzuzufügen. Im
Rahmen der Spezifizierung einer Grabenfüllung, sollte eine zusätzliche Masse an Metall
berücksichtigt werden. Andererseits verursacht das Ausheben eines neuen Grabens keine
allzu großen Ausgaben. Daraus folgt, daß die spätere Herstellung eines neuen Grabens
in vielen Fällen kein besonderes Problem darstellt, falls der erste sich als nicht mehr
ausreichend erweisen sollte.
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Ein Nachteil des "Metall"-Systems, der auch die vorliegende Erfindung betrifft, besteht
darin, daß obwohl die halogenierten Kohlenwasserstoffe zerstört werden, das Wasser
manchmal gelöste Metalle enthält. Dies ist dann von Bedeutung falls das Wasser bald
nach der Behandlung der Trinkwasserversorgung zugeführt werden soll. Sofern sich das
behandelte Wasser aber über eine lange Zeit langsam durch einen Grundwasserleiter
bewegen kann, dürfte diese Problem nur von geringer Bedeutung sein.
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Erfindungsgemäß liegt das Metall vorzugsweise als Granulat vor. Erfindungsgemäß
besteht das Sorptionsmaterial aus Aktivkohle und das Metall aus Eisen oder Stahl, in Form
von Spänen, mit einem Massenverhältnis in der Mischung von 1 Teil Aktivkohle und 20
Teilen Metall. Volumenmäßig sind dann in etwa gleiche Anteile von Aktivkohle und Metall
in den Quarzsand eingelagert.