Endbericht zum Forschungsprojekt -...

Endbericht zum Forschungsprojekt

„Ermittlung des kritischen Sulfatgehaltes von Beton“

(FFG Projekt 839199)

Autoren

J. Tritthart, F. Mittermayr, D. Klammer und A. Saxer

August 2014

Inhalt

1. Einleitung ..................................................................................................................... 1

2. Reaktionen von Sulfat mit Zement und Schadensformen ............................................. 3

2.1 Ettringit (3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O) ......................................................................... 3

2.1.1 Übersicht hinsichtlich Ettringitschädigung .......................................................... 4

2.1.1.1 Lösungen von Natriumsulfat (Na2SO4) ..................................................... 5

2.1.1.2 Lösungen von Magnesiumsulfat (MgSO4) ................................................ 5

2.1.1.3 Lösungen von Gips (CaSO4.2H2O) ........................................................... 6

2.1.1.4 Komposit-Zemente und Sulfat-Angriff ....................................................... 6

2.1.1.5 Mechanismus der Dehnung...................................................................... 6

2.2 Thaumasit (CaSiO3.CaCO3.CaSO4. 15H2O) ................................................................. 7

3. Sulfat im österreichischen Regelwerk ........................................................................... 8

3.1 Betonrohstoffe .............................................................................................................. 8

3.2 Expositionsklassen ....................................................................................................... 8

4. Ausgangssituation und Überlegungen zum Forschungsvorhaben ...............................12

5. Versuchsprogramm .....................................................................................................16

6. Prüfkörperherstellung, -auslagerung und Probenentnahme aus

bestehenden Bauwerken .............................................................................................20

6.1 Herstellung und Auslagerung der Mörtelproben ..........................................................20

6.1.1 Laborlagerung ................................................................................................. 21

6.1.2 Auslagerung im Kanalsystem von Linz ............................................................ 21

6.1.3 Betonproben ................................................................................................... 23

6.2 Probenentnahme .........................................................................................................24

6.2.1 Kanalsystem von Linz ..................................................................................... 24

6.2.2 Tunnel mit Sulfatschäden am Beton ................................................................ 25

7. Beschreibung der Untersuchungen .............................................................................30

7.1 In Labor und Kanalsystem ausgelagerte Proben .........................................................30

7.2 Aus Kanalsystem und Tunneln entnommene Beton- und Gebirgswasserproben .........34

7.3 Für die Entwicklung einer Prüfmethode zur nasschemischen Bestimmung

der Sulfatverteilung verwendete Betonproben .............................................................35

8. Ergebnisse der im Kanalsystem von Linz durchgeführten Untersuchungen ................36

8.1 Betonproben ................................................................................................................36

8.2 Mörtelproben ...............................................................................................................41

8.2.1 Probenbeschaffenheit ........................................................................................... 41

8.2.2 Festigkeiten ..................................................................................................... 41

8.2.3 Sulfatgehalt ..................................................................................................... 44

8.2.3.1 Mittlerer Sulfatgehalt ......................................................................................44

8.2.3.2 Sulfat Profil ..............................................................................................46

8.2.4 Konzentration der Inhaltsstoffe der Porenlösung ............................................. 46

9. Ergebnisse der im Labor ausgelagerten Mörtelproben ................................................51

9.1 Experimente zur Ettringitbildung ..................................................................................51

9.1.1 Festigkeiten ..................................................................................................... 51

9.1.2 Gesamtsulfatgehalt ......................................................................................... 54

9.1.3 Sulfatverteilung innerhalb der Proben ............................................................. 59

9.1.4 Porenlösung .................................................................................................... 60

9.2 Thaumasitbildung ........................................................................................................63

10. Nasschemische Bestimmung der Sulfatverteilung in Betonproben ..............................67

10.1 Allgemeines............................................................................................................67

10.2 Betone für die Untersuchungen ..............................................................................67

10.3 Herstellung von Betonbalken und Probenentnahme ..................................................69

10.4 Probenlagerung, Untersuchung und deren Ergebnisse .............................................70

10.4.1 Bestimmung des Sulfatgehalts ............................................................................ 70

10.4.2 Ergebnisse .......................................................................................................... 70

10.5 Diskussion der Ergebnisse .....................................................................................71

11. Untersuchung von Bauwerksschäden .........................................................................73

12. Zusammenfassung .........................................................................................................80

12.1 Allgemeines............................................................................................................80

12.2 Durchgeführte Untersuchungen..............................................................................81

12.3 Ergebnisse der Untersuchungen ............................................................................84

12.3.1 Im Kanalsystem von Linz ausgelagerte Proben ............................................... 84

12.3.2 Im Labor bei 20°C ausgelagerte Proben (Ettringitbildung) ............................... 85

12.3.3 Im Labor bei 5°C ausgelagerte Proben (Thaumasitbildung) ............................ 87

12.3.4 Betonschäden in Tunneln ................................................................................ 89

13. Diskussion der Ergebnisse und Schlussfolgerungen ...................................................91

13.1 Linzer Abwasserkanäle .............................................................................................91

13.2 Untersuchungen an Laborproben und aus Tunneln entnommenen Proben ............92

13.2.1 Im Labor bei 20°C ausgelagerte Proben (Ettringitbildung) ............................... 92

13.2.2 Im Labor bei 5°C ausgelagerte Proben (Thaumasitbildung) ............................ 94

13.2.3 Aus Tunneln mit Betonschäden entnommene Proben ..................................... 95

14. Empfehlungen für die Praxis ...........................................................................................96

15. Literatur ........................................................................................................................ 100

1

1. Einleitung

Es ist seit langer Zeit bekannt, dass Sulfationen Treiberscheinungen von Beton verursachen

und ihn solcherart schädigen können [1-7]. Dennoch ist der Zusatz von Sulfat in Form von

Gips (CaSO4·2H2O) bei der Zementherstellung zur Regelung der Erstarrungszeiten

unverzichtbar, die zugemahlene Gipsmenge ist aber durch das Regelwerk limitiert. Ebenso

darf der Sulfatgehalt von Gesteinskörnungen den in der entsprechenden Norm festgelegten

Grenzwert nicht übersteigen. Wenn Beton nachträglich in Kontakt zu sulfathaltigem Wasser

oder Boden kommt, können die in der wässrigen Phase gelösten Sulfationen durch Diffusion

in den Beton eindringen und Treiberscheinungen verursachen [8-11]. Diese Schädigungsart

ist gefürchtet, weil es sehr lange dauern kann, bis der Sulfatgehalt entsprechend stark

überhöht ist und die Schädigung augenscheinlich wird (Rissbildungen, etc.). Zur Beurteilung

der Aggressivität der mit dem Beton in Kontakt stehenden Wässer bzw. Böden sind im

Regelwerk Expositionsklassen mit Sulfat-Grenzkonzentrationen festgelegt, bei deren

Überschreitung einem Angriff entweder durch betontechnische Maßnahmen vorgebeugt

werden kann oder der Kontakt zum Beton unterbunden werden muss. Für die Beurteilung der

Expositionsklasse wird von konstant bleibenden Konzentrationen ausgegangen und es sind

keine Angaben enthalten, wie die Beurteilung bei expositionsklassenüberschreitenden

Konzentrationsschwankungen erfolgen soll. Dies erscheint praxisfern, weil die

Sulfatkonzentration von natürlichen Wässern lokalen und saisonalen Schwankungen

unterliegt. Es kann daher mittels der im Regelwerk enthaltenen Grenzwerte keine gesicherte

Prognose erstellt werden, ob in einem konkreten Fall eine akute Schadensgefahr besteht. Dies

erwies sich etwa im Fall des Kanalsystems der Stadt Linz als gravierender Nachteil, wo es

zeitweise zu expositionsklassenüberschreitenden Schwankungen der Sulfatkonzentration

gekommen ist, weil in das dortige Kanalsystem nicht nur häusliche sondern auch Abwässer

aus Industriebetrieben eingeleitet werden. Da ein solcher Fall im Regelwerk nicht

berücksichtigt ist, konnte die Frage nach der Beurteilung der Expositionsklasse nicht

beantwortet werden (mangels Alternativen werden zur Abschätzung der Schädigungsgefahr

auch bei Abwässern die Grenzwerte der Norm herangezogen obwohl diese nur für natürliche

Wässer gelten).

Ferner sind im Regelwerk keine Angaben enthalten, in welchem Umfang Sulfat von dem

jeweiligen Beton aufgenommen werden kann, ohne eine Schädigung zu bewirken. Die

Schädigung des Betons ist aber nicht unmittelbar von der Sulfatkonzentration des mit ihm in

Kontakt stehenden Wassers abhängig, sondern insbesondere von der Menge des schon in

den Beton eingedrungenen Sulfates [10, 11]. Aus diesem Grund ist für Prognosen der

2

Schädigung in jedem konkreten Fall der Sulfatgehalt des Betons, bezogen auf den

Zementgehalt, von entscheidender Bedeutung.

Ein weiterer Nachteil des gültigen Regelwerkes ist darin zu sehen, dass nur der

Sulfatschädigung durch Ettringitbildung, also der Treibgefahr Rechnung getragen wird, nicht

aber der Sulfatschädigung durch Thaumasitbildung. Dies ist vermutlich deshalb so, weil die

Thaumasit-Schädigung erst seit etwa den 1990-er Jahren internationale Aufmerksamkeit

erregt hat und hauptsächlich nur bei Temperaturen unterhalb von etwa 15°C stattfindet bzw.

gefährlich wird [12-23]. Dabei kommt es zu einer Zermürbung (Aufweichung) des

Zementsteins [7, 13, 15, 16, 19, 22, 24-53]. Derlei Schäden sind in österreichischen Straßen-

bzw. Eisenbahntunneln aufgetreten und es konnte nicht gesagt werden, welche Reaktionen

bzw. Mechanismen der Betonschädigung zugrunde lagen [54-58]. Dazu kommt, dass den

Autoren keine im bestehenden Regelwerk verankerte Prüfmethode bekannt war, mit der die

Beständigkeit eines bestehenden Betons gegenüber einem Sulfatangriff getestet werden

kann. Bei hydraulischen Bindemitteln bzw. Beton-Zusatzstoffen (ÖN EN 196-1 für Zement [59],

ÖN EN 450-1 für Flugasche [60]) wird gewöhnlich davon ausgegangen, dass die

Dauerhaftigkeit eines damit hergestelltem Betons gegeben ist, wenn die am Ort der

Verwendung hinsichtlich Dauerhaftigkeit geltenden Regeln erfüllt sind. Dies ist aber nicht zu

verallgemeinern, denn in allen drei Teilen der ÖN B 3309 „Aufbereitete, hydraulisch wirkende

Zusatzstoffe für die Betonherstellung“ ist die Forderung enthalten, dass die Sulfatbeständigkeit

im Zuge der Erstprüfung mittels des Verfahrens von Koch-Steinegger nachgewiesen werden

muss (beschrieben im Anhang B der ÖN B 3309-1) [61].

In Zusammenhang mit dem Sulfatangriff auf Beton bestanden also eine Reihe offener Fragen

und die Hauptzielsetzung des gegenständlichen Forschungsvorhabens war, herauszufinden

a) wie die Expositionsklasse bei schwankenden Sulfatkonzentrationen im angreifenden

Wasser beurteilt werden soll, b) wie schnell der Sulfatgehalt in Abhängigkeit von der

Zementsorte und Rezeptur (W/Z-Wert, etc.) ansteigt, c) ab welchem Sulfatgehalt der Beton

schadhaft wird und Schutzmaßnahmen erforderlich werden sowie d) welche Mechanismen der

Thaumasitbildung zugrunde liegen und wie eine Thaumasitschädigung vermieden werden

kann. Dazu bedurfte es einer zielorientierten Vorgangsweise unter Einbeziehung von

detaillierten mineralogischen, chemischen und mikrostrukturellen Untersuchungen in Hinblick

auf die Bildung von Sulfatverbindungen wie Ettringit, Gips und Thaumasit. Wichtig erschien

ferner die Änderung des Volumens von Proben in Abhängigkeit von deren Sulfatgehalt. Ein

verbessertes Verständnis der Angriffsmechanismen a) bei nicht konstanter Sulfatanlieferung

durch das angreifende Wasser und b) bei Temperaturen unter etwa 15°C und der Anwesenheit

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von Karbonat wurde als die Basis angesehen, um in weiterer Folge verbesserte Testmethoden

entwickeln bzw. Angaben hinsichtlich der im Einzelfall erforderlichen Schutzmaßnahmen

ableiten zu können.

Nachfolgend wird zunächst ein kurzer, schematischer Überblick über die zur Ettringit- bzw.

Thaumasitbildung führenden Reaktionen gegeben und danach auf das bestehende Regelwerk

eingegangen. Nach Diskussion der wichtigsten offenen Fragen wird der Plan für die

Untersuchungen im Labor und von Schäden an Bauwerken besprochen. Danach werden die

durchgeführten Versuche und die erhaltenen Ergebnisse sowie die daraus gezogenen

Schlüsse beschrieben. Letztlich wird noch auf Empfehlungen für die Praxis eingegangen, die

aus den Ergebnissen abgeleitet wurden.

2. Reaktionen von Sulfat mit Zement und Schadensformen

2.1 Ettringit (3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O)

Während der Anfangsphase der Hydratation von Zement reagieren das im Zementklinker

enthaltene Tricalciumaluminat (3CaO.Al2O3; kurz C3A genannt) bzw. die aluminatisch-

ferritischen Klinkerbestandteile mit dem als Erstarrungsverzögerer zugemahlenen Gips, wobei

sich Mischkristalle der Zusammensetzung 3CaO(Al2O3,Fe2O3)3CaSO4.xH2O bilden, die auch

als AFt-Phase bezeichnet werden (A für Al2O3; F für Fe2O3 und t für tri, also 3CaSO4), deren

eines Endglied der Ettringit ist:

3CaO.Al2O3 + 3CaSO4 + 32H2O 3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O (Ettringit; auch als

Trisulfat bezeichnet)

Da der Sulfatgehat von Zement nicht so hoch ist, dass alles in normalem Klinker enthaltene

C3A in Ettringit umgewandelt werden kann, bildet sich aus dem primär gebildeten Ettringit

mit dem restlichen C3A des sufatärmere "Monosulfat":

3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O + 2(3CaO.Al2O3) + 4H2O 3(3CaO.Al2O3.CaSO4.12H2O)

„Monosulfat“

Ist nach der Umwandlung des Ettringit in Monosulfat noch immer überschüssiges C3A

vorhanden, so reagiert es unter Aufnahme von Ca(OH) 2:

4

3CaO.Al2O3+Ca(OH)2+(x-1)H2O 4CaO.Al2O3.xH2O (x = 13 oder 19; „Aluminathydrat“)

Wenn Beton mehr Sulfat enthält, als im zugemahlenen Gips enthalten ist, etwa wenn Zement

mit Gips vermischt wird oder wenn nachträglich auf den erhärteten Beton sulfathaltige Wässer

einwirken, reagieren die aluminatischen Phasen des hydratisierten Zementes zu Ettringit. Da

so krasse Fehler wie das Mischen von Zement mit Gips nur sehr selten vorkommen (irrtümlich

oder aus Unkenntnis der Unverträglichkeit der beiden Bindemittel), hat nahezu nur das

nachträgliche Eindringen von Sulfat praktische Bedeutung. Das Sulfat dringt dabei im Wege

der Diffusion in den Beton ein. Ettringit hat ein niedriges spezifisches Gewicht und benötigt

daher viel Platz. Zunächst wird der vorhandene Porenraum (Kapillarporen) gefüllt, weshalb es

in der Anfangsphase des Angriffs zu einer Abnahme der Porosität des Betons und zu einer

Zunahme seiner Festigkeit kommt. Erst danach werden die Porenwände durch die weiterhin

stattfindende Ettringitbildung weggedrückt und es kommt zu einem Dehnprozess, der zunächst

zu Rissbildungen führt und bis zum Zerfall des Betons führen kann. Da der Diffusionstransport

des Sulfats von außen in den Beton hinein ein sehr langsamer Prozess ist, dauert es lange bis

Schäden erkennbar werden. Wenn etwa die an der Baustelle vorhandenen Wässer bzw.

Böden nicht vor Baubeginn untersucht wurden und keine vorbeugenden Schutzmaßnahmen

getroffen werden, ist das Bauwerk längst fertig, bis es nach und nach zu Schäden kommt.

Diese Schadensform ist daher gefürchtet, kann heute aber durch Beachtung und Einhaltung

des Regelwerkes vermieden werden [62].

2.1.1 Übersicht hinsichtlich Ettringitschädigung

Die nachfolgende kurze Übersicht zur Ettringitschädigung ist im Wesentlichen aus dem Buch

„Cement Chemistry“ von H. F. W. Taylor entnommen [63]. Danach besteht Übereinstimmung,

dass die, durch fortwährend eindringendes Sulfat verursachte Ettringitbildung zur Dehnung

des Betons, zu Rissbildungen, Festigkeitsverlust und letztlich zum völligen Zerfall des Betons

führen kann. Es besteht auch Übereinstimmung, dass ein sehr wesentlicher Faktor, der die

Stärke des Angriffs beeinflusst, die Geschwindigkeit ist, mit der Sulfationen in den Beton

eindiffundieren können. Je weniger porös der Beton ist (niedriger W/B-Wert, gute Verdichtung,

etc.) umso langsamer kann Sulfat eindiffundieren und umso höher ist der Widerstand gegen

einen Angriff. Während in Forschungsarbeiten das Hauptaugenmerk zumeist auf das

Dehnungsverhalten und die Rissbildung gelegt wurde, zeigt die Praxis, dass die

Festigkeitseinbußen bedeutender sind. Die Schädigung kann durch einen dichten Beton mit

geringer Permeabilität und durch Verwendung eines Zementes mit erhöhtem Sulfatwiderstand

5

(HS-Zement, C3A-arm bzw. frei) oder - mit Vorbehalt - durch Komposit-Zemente minimiert

werden. Auch ist allgemein anerkannt, dass die Art des eindringenden Sulfatsalzes von nicht

unerheblichem Einfluss ist. Nachfolgend werden die wichtigsten Zusammenhänge kurz

geschildert.

2.1.1.1 Lösungen von Natriumsulfat (Na2SO4)

Zuerst wird das eindringende Sulfat von vorhandenem Monosulfat gebunden, das dadurch in

Ettringit umgewandelt wird. Der Ettringit bildet sich in Form von Mikrokristallen aus, die mit den

Calciumsilikathydraten (C-S-H-Phase) eng verwachsenen und mittels Röntgendiffraktometrie

(XRD) gut erfassbar sind, aber beim Scannen im Elektronenmikroskop nicht als eigene Phase

ausgemacht werden können, obwohl Mikrosondenanalysen auf ihre Anwesenheit hinweisen.

In Oberflächennähe fällt das Ca/Si-Verhältnis der C-S-H-Phase ab, der Ca(OH)2 Gehalt wird

reduziert und Gips gebildet, der teilweise mit der C-S-H-Phase vermischt ist und teilweise in

Form von kleinen Adern vorliegt, die oft parallel zur Oberfläche verlaufen. In weiterer Folge

bilden sich innerhalb der Bindemittelmatrix Risse, die oft mit den Gipsadern

zusammenhängen.

Für die Ettringitbildung aus dem Monosulfat sind Ca+2-, SO4-2-Ionen und Wasser notwendig.

Das Sulfat kommt vom angreifenden Wasser, das Calcium vom Ca(OH)2 und - nach dessen

Verbrauch - von der C-S-H-Phase. In einem späteren Stadium wird Gips gebildet, wofür wieder

Ca+2-ionen benötigt werden. Daher wird angenommen, dass Na2SO4-Lösungen mit der Zeit

auch die C-S-H-Phase angreifen (das Ca/Si-Verhältnis nimmt ab). Versuche mit Pasten von

erhärtetem C3S haben gezeigt, dass die Pasten von einer 0,15 molarer Na2SO4-Lösung (~14

000 mg SO4-2/l) nur langsam angegriffen wurden, dass aber konzentrierte Lösungen auch C2S-

Pasten angreifen.

2.1.1.2 Lösungen von Magnesiumsulfat (MgSO4)

Die Lagerung von Zementpasten bzw. –mörteln führt an der Oberfläche zur Bildung einer

beinahe durchgehenden Schicht von einem Gemisch aus Mg(OH)2 (Brucit) und CaSO4 (Gips),

mit dem Brucit auf der Außenseite. An den Kanten von würfeligen Prüfkörpern war der Angriff

stärker und es hat sich auch ein Magnesiumsilikathydrat gebildet. Aus röntgenographischen

und elektronenmikroskopischen Untersuchungen wurde abgeleitet, dass es sich dabei um

einen schlecht kristallisierten Serpentin handelt (3MgO.2SiO2.2H2O), dessen Mg/Si-Verhältnis

zwischen 4:1 und 1:1 liegt. Die Entkalkung der C-S-H-Phase ist stärker ausgeprägt als beim

Angriff durch Na2SO4 und führt letztlich zur völligen Zerstörung der C-S-H-Phase mit der

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Bildung eines Silica-Gels. Die stärkere Entkalkung der C-S-H-Phase beruht auf der geringen

Löslichkeit des Brucits, dessen Bildung auch zu einer Abnahme des pH-Wertes der

Porenlösung führen kann. Bei Verwendung eines erhöht Sulfat-beständigen Zementes werden

die Entkalkung der C-S-H-Phase und die Rissbildung stark verringert.

2.1.1.3 Lösungen von Gips (CaSO4.2H2O)

Obwohl die Löslichkeit von Gips im Vergleich mit Na2SO4 nicht besonders gut ist, kann auch

eine Gipslösung einen Angriff bewirken. Alle Ionen (Ca+2, SO4-2), die zur Ettringitbildung aus

Monosulfat benötigt werden, sind ja in der Lösung vorhanden. Eine Entkalkung der C-S-H-

Phase muss hier nicht stattfinden. Natürliche Zuschläge, die Gips enthalten, führen zu einem

sogenannten internen Angriff. Dabei wird Gips durch Ca(OH)2 ersetzt und das Sulfat wird im

entstehenden Ettringit gebunden, dessen Bildung Treiben verursachen kann.

2.1.1.4 Komposit-Zemente und Sulfat-Angriff

Der teilweise Ersatz von Klinker durch mineralische Zumahlstoffe kann die Sulfatbeständigkeit

verbessern bzw. die Stärke des Angriffs verringern. Sie wirken sich im Allgemeinen gegen

einen Angriff durch Na2SO4-Lösungen günstiger aus als gegen einen Angriff durch MgSO4-

Lösungen. Wegen der langsameren Erhärtung von Komposit-Zementen hängt der positive

Effekt aber stark von der Nachbehandlung vor dem Kontakt zu Sulfatlösungen ab. Wie

ausgeführt, beruht ein großer Teil der positiven Wirkung von puzzolanischen bzw. latent

hydraulischen Zumahlstoffen auf der gegenüber normalem Portlandzement dichteren

Bindemittelmatrix und dem dadurch bewirkten langsameren Eindringen von Sulfat.

2.1.1.5 Mechanismus der Dehnung

Die Expansion wird zumeist mit der Zunahme des Feststoffvolumens erklärt, das mit der

Ettringitbildung verbunden ist. Diese ist aber ungefähr gleich groß wie die, die bei der

Hydratation von C3S und der Bildung der C-S-H-Phase und Ca(OH)2 eintritt. Von den

existierenden Hypothesen zum Ettringit-Treiben sind die nachfolgenden drei Hypothesen am

wichtigsten:

1.) Die Rissbildung wird durch ein richtungsorientiertes Kristallwachstum verursacht.

2.) Ettringit Kristalle kolloidaler Dimensionen nehmen Wasser auf, wodurch ein Druck

entsteht, ähnlich dem, der durch Osmose verursacht wird.

3.) Die Expansion wird durch Änderungen in den Quellungseigenschaften des Zementgels

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verursacht, wofür die Ettringitbildung nebensächlich ist und möglicherweise nur einen

indirekten Einfluss hat.

Welche der Hypothesen den größten Wert hat, kann nicht gesagt werden, weil es dazu keine

übereinstimmende Meinung gibt. Der Umstand, dass die Dehnung, wie festgestellt wurde,

nicht gleichzeitig mit der Ettringitbildung stattfindet sondern erst später, spricht gegen die erste

Hypothese. Ein seriöser Einwand, warum auch die zweite Hypothese anzuzweifeln ist, liegt

darin, dass es schwer verständlich ist, warum die im C-S-H-Gel verteilten Ettringit-Kristalle

Wasser stärker anziehen sollten als das Gel selbst. Insgesamt spricht daher viel für die 3.

Hypothese, weil das Aufsaugen von Wasser durch ein Gel starke Expansionsdrücke erzeugen

kann. Eine Möglichkeit liegt darin, dass das für die Ettringitbildung unmittelbar benötigte

Wasser aus der umgebenden C-S-H-Phase stammt, welche dadurch dehydriert wird und dass

es erst dann zur Expansion kommt, wenn Wasser von außen eingesaugt wird.

2.2 Thaumasit (CaSiO3.CaCO3.CaSO4. 15H2O)

Wie die chemische Formel von Thaumasit zeigt, ist kein Aluminat als Bindungspartner des

Calciums enthalten, sondern neben dem Sulfat noch Karbonat und Silikat. Außerdem enthält

die Verbindung relativ viel gebundenes Wasser. Das Karbonat kann von der Auflösung

Karbonatischer Gesteinskörnungen oder von Wässern stammen, die mit dem Beton in Kontakt

stehen und die CO2 aus der Luft aufgenommen haben oder aus anderen Gründen Karbonat

enthalten. Das Silikat stammt vom hydratisierten Tri- bzw. Di-Calciumsilikat des

Zementklinkers (C3S, C2S). Da Calciumsilikathydrate die Festigkeitsträger des Zementsteines

sind, führt die Thaumasitbildung zu einem Verlust der Festigkeit des Betons bis hin zu dessen

völligem „Aufweichen“ aber zu keiner Volumsinstabilität. Diese Art der Betonschädigung ist

erst seit einigen Jahrzehnten bekannt und wurde in Österreich zuerst von W. Lukas 1975

beschrieben, der bei der Untersuchung von Schäden an der Spritzbetonauskleidung von

Stollen die Bildung von Thaumasit und Woodfordit als Ursache der Zerstörung festgestellt hat

[64]. Darin ist angegeben, dass sich zuerst aus dem C3A bis zu dessen vollständigen

Verbrauch Ettringit gebildet hat und dass es danach zu einer Umwandlung in Thaumasit kam.

Woodfordit ist darin als ein „SiO2 haltiger Ettringit“ bezeichnet. Heute gilt als gesichert, dass

Thaumasit entweder aus Ettringit oder direkt durch Reaktion von Sulfat mit Karbonat (aus CO3-

2-Ionen oder aus atmosphärischem CO2) und Silikat entstehen kann [12, 13, 16, 21, 34, 65,

66]. Am direkten Weg kommt es zu nachstehenden Reaktionen:

3CaO.2SiO2.3H2O (Tobermorit) + 2(CaSO4.2H2O) + 2CaCO3 + 24H2O

8

2[CaSiO3.CaCO3.CaSO4.15H2O] (Thaumasit) + Ca(OH)2

bzw:

3CaO.2SiO2.3H2O + 2(CaSO4.2H2O) + CaCO3 + CO2 + 23H2O

2[CaSiO3.CaCO3.CaSO4.15H2O]

Bei Bildung aus Ettringit wird das Aluminat über komplizierte Reaktionen durch Silikat ersetzt

und Karbonat eingebaut [16]. Der Vorgang führt aber zu keiner kontinuierlichen Zunahme des

Silikatgehaltes im Ettringit denn es gibt eine Reihe von Mischkristallenen mit unterschiedlichen

Aluminat-, Silikat- und Karbonatgehalt. Die zwischen den Endgliedern Ettringit bzw. Thaumasit

liegenden Verbindungen werden in einer Sammelbezeichnung als Woodfordit bezeichnet. Der

Bildungsweg über die Woodfordit Route ist als schneller beschrieben als der direkte Weg [16].

Sowohl der direkte Weg als auch die Woodfordit Route finden nach Bensted nur bei

Temperaturen unterhalb von 15°C statt [16]. Nach Schmidt et. al. ist die Bildung grundsätzlich

auch bei höheren Temperaturen möglich [22].

3. Sulfat im österreichischen Regelwerk

3.1 Betonrohstoffe

Gemäß der ÖN EN 197-1 [67] darf der SO3-Gehalt von CEM I und CEM II Zement (mit

Ausnahme des CEM II/B-T) 3,5 %, von den übrigen Zementsorten 4,5 % nicht übersteigen. In

Gesteinskörnungen für die Betonherstellung ist der Sulfatgehalt gemäß der ÖN EN 12620 [68]

limitiert und je nach Kategorie unterschiedlich [≤0,2% bei Kategorie AS0,2, ≤0,8% bei Kategorie

AS0,8 und >0,8% bei Kategorie ASangegeben (die Grenzwerte gelten für alle Gesteinskörnungen

außer Hochofenstückschlacke)]. Das Zugabewasser von Beton darf gemäß der ÖN EN 1008

[69] nicht mehr als 2000 mg SO4-2/l enthalten.

3.2 Expositionsklassen

Grundlage zur Beurteilung angreifender Wässer ist die ÖNORM EN 206-1 [70] bzw. die

ÖNORM B 4710-1 [71]. Die EN 206-1 wurde als Rahmennorm entwickelt, weil „der Betonbau

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in Europa unter verschiedenen klimatischen und geographischen Bedingungen, unter

verschiedenen Schutzniveaus und unter verschiedenen gut eingeführten regionalen

Gepflogenheiten und Erfahrungen angewandt wird“. Die ÖNORM B 4710-1 ist die nationale

Umsetzung der EN 206-1. Mit ihrem Erscheinen wurde u. a. die ÖNORM B 3305 [72] außer

Kraft gesetzt. Die für Grundwasser geltenden Werte sind in Tabelle 1 wiedergegeben. Sie

gelten für Wasser mit einer Temperatur von 5°C - 25°C und einer Fließgeschwindigkeit, die

klein genug ist, um näherungsweise hydrostatische Bedingungen anzunehmen.

Tabelle 1: Grenzwerte für Grundwasser (ÖN B 4710-1)

Angriffsart

chemisches

Merkmal

Expositionsklasse

XA1

(chemisch schwach

angreifende

Umgebung)

XA2

(chemisch mäßig

angreifende

Umgebung)

XA3

(chemisch stark

angreifende

Umgebung)

Treibend (T) SO42- mg/l ≥200 und 600 >600 und 3000 >3000 und 6000

Lösend (L) pH-Wert ≥6,5 und 5,5 <5,5 und 4,5 <4,5 und 4,0

Lösend (L) CO2 mg/l

angreifend

≥15 und 40 >40 und 100 >100 bis zur

Sättigung

Lösend (L) NH4+ mg/l ≥15 und 30 >30 und 60 >60 und 100

Lösend (L) Mg+2 mg/l ≥300 und 1000 >1000 und 3000 >3000 bis zur

Sättigung

Lösend (L) °dH 0-3 -- --

Hinsichtlich der Expositionsklasse bestimmt der schärfste Wert jedes einzelnen Merkmals die

Klasse. „Wenn zwei oder mehrere Merkmale zur selben Klasse führen, muss die Umgebung

der nächst höheren Klasse zugeordnet werden, sofern nicht in einer speziellen für diesen Fall

nachgewiesen ist, dass dies nicht erforderlich ist“. Bei Anwesenheit von Sulfat ist für die

Expositionsklasse XA1 ein maximaler Gehalt des Zementes an Tricalciumaluminat (C3A) von

3% vorgeschrieben, bei den Expositionsklassen XA2 und XA3 muss der Zement C3A-frei sein.

Da die ÖN B 3305 auch Sulfatgrenzwerte von Wässern gegenüber Beton mit normalem

Zement beinhaltet hat, erscheint es nötig, diese Norm zumindest für eine Diskussion

einzubeziehen. Die Grenzwerte sind in Tabelle 2 enthalten. Wie in der ÖN B 3305 vermerkt,

gelten die Grenzwerte im Unterschied zur ÖN B 4710-1 „für stehendes und fließendes, in

großen Mengen vorhandenes, unmittelbar angreifendes Wasser“. Dass es sich etwa bei

10

Abwässern um solches Wasser handelt, ist ein zusätzlicher Grund, der im gegenständlichen

Zusammenhang für die Einbeziehung der ÖN B 3305 spricht. Danach nimmt der Angriffsgrad

ab, „wenn das Wasser nur in geringer Menge ansteht und sich praktisch nicht bewegt, so dass

sich die angreifenden Bestandteile nur langsam erneuern können“.

Tabelle 2: Grenzwerte für die Beurteilung von Wässern gemäß ÖNORM B 3305

Angriffsgrade

nicht

angreifend

schwach

angreifend

stark

angreifend

sehr stark

angreifend

pH-Wert > 6,5 6,5-5,5 5,5-4,5 > 4,5

kalkaggressive

Kohlensäure (CO2;

mg/l)

< 15

15-30

30-60

>60

Gesamthärte (°dH) >3 3-0 tritt nicht auf tritt nicht auf

Ammonium

(NH4

+; mg/l)

<15 15-30 30-60 >60

Magnesium

(Mg+2

; mg/l)

<100 100-300 300-1500 >1500

Sulfat

(SO4

-2

mg/l)

PZ* und

EPZ**

<200 200-300 300-400 >400

Hochofen-

Zement

<400

400-500 500-600 >600

HS-

Zement***

<600 600-1500 1500-3000 >3000

*) Portlandzement; **)Eisenportlandzement; ***) erhöht sulfatbeständiger Zement (3%C3A)

Wie aus Tabelle 2 ersichtlich, werden Wässer mit einem SO4-2-Gehalt von über 200 mg/l als

aggressiv gegenüber Beton beurteilt, der mit PZ (Portlandzement; heute CEM I) bzw. EPZ

(Eisenportlandzement; heute CEM II B-S) hergestellt wurde (bei beiden Sorten keine

Begrenzung des C3A-Gehaltes). Wässer, die auf Beton einwirken, der mit einem erhöht

sulfatbeständigen Zement (HS-Zement; C3A-Gehalt: 3%) hergestellt wurde, werden bis zu

600 mg SO4-2/l als „nicht angreifend“ bewertet. Dies ist ein erheblicher Unterschied zur ÖN B

4710-1.

Bezüglich schwankender Sulfatkonzentrationen wäre noch zu erwähnen, dass in der ÖN B

11

5017 [73] der Hinweis enthalten ist, dass „die Beurteilung des chemischen Angriffs nach der

lang andauernden Belastung zu erfolgen hat“ („kurzfristige, z. B. bei Störfällen auftretende

Belastungen beanspruchen den Beton weniger und erlauben daher die Einstufung in einer um

mindestens 1 Stufe niedrigeren Klasse als dies auf Grund der Konzentration der Stoffe

vorzunehmen wäre“). Welche Studien bzw. Erfahrungswerte dieser Regelung zu Grunde

liegen, ist nicht angegeben. Alle wissenschaftlichen Untersuchungen des Sulfatangriffs, die

den Projektbeteiligten bekannt sind, wurden nicht unter schwankenden sondern bei

bestimmten SO4-2 Konzentrationen durchgeführt (im Labor bei definierten Bedingungen durch

Auslagerung in künstlich hergestellten Lösungen mit bestimmten Sulfatkonzentration bzw. in

„Naturversuchen“ durch Auslagerung der Prüfkörper in Meerwasser). Daher erschien diese

wichtige Frage trotz der in der ÖN B 5017 enthaltener Regelung als ungeklärt.

Anforderungen an die Betonqualität

Grundsätzlich wird vorausgesetzt, dass der Beton im Einklang mit den Regeln der ÖN B 4710-

1 hergestellt ist. Sowohl bei lösendem als auch treibendem Angriff ist für die Expositionsklasse

XA1 ein max. W/B-Wert von 0,55 und ein anrechenbarer Bindemittelgehalt von mindestens

300 kg/m³ vorgeschrieben. Bei XA2 darf der W/B-Wert 0,45 nicht übersteigen und der

anrechenbare Bindemittelgehalt muss mindestens 360 kg/m³ betragen. Bei XA3 muss ein HL-

SW-Beton gemäß ÖN B 5017 verwendet werden. Im Fall eines treibenden Angriffs ist für

einen, mit CEM I - Zement hergestellten Beton bei XA1 ein maximaler Gehalt des Zementes

an Tricalciumaluminat (C3A) von 3% vorgeschrieben, bei den Expositionsklassen XA2 und

XA3 muss der Zement C3A-frei sein. Im Fall, dass kein CEM I verwendet wird, ist bei den

erlaubten CEM II Zementen durch den Zementhersteller der Nachweis der Sulfatbeständigkeit

analog der ÖN B 3309 [61] zu erbringen. Außerdem darf die Zugabe von Zusatzstoffen 10 %

nicht übersteigen. Die ÖN B 3305 [72] hat selbst keine Angaben hinsichtlich der erforderlichen

Betonqualität enthalten, jedoch waren im Merkblatt 7 „Chemische Angriffe“ aus Zement und

Beton Anforderungen in Abhängigkeit des Angriffsgrades gemäß ÖN B 3305 angegeben.

Danach musste der Beton ab dem Angriffsgrad „schwach angreifend“ wasserundurchlässig

sein (W/Z-Wert gemäß der alten ÖN B 4200-10 [74] bei Nachweis am Frischbeton: 0,55) und

den übrigen Bestimmungen des Merkblattes hinsichtlich Art des Zuschlages, der Sieblinie, des

Konsistenzbereichs, der Nachbehandlung, etc. entsprechen. Beim Angriffsgrad „stark

angreifend“ war ein maximaler W/Z-Wert von 0,45 vorgeschrieben und bei „sehr stark

angreifend“ musste neben einem W/Z-Wert von 0,45 dafür Sorge getragen werden, dass kein

direkter Kontakt des Wassers mit dem Beton besteht.

Der etwa bei der Expositionsklasse XA2T vorgeschriebene niedrige W/B-Wert von ≤0,45 und

12

hohe Zementgehalt (≥ 360 kg/m³) bewirkt starke Erschwernisse bei der Betonverarbeitung,

besonders im Sommer, eine hohe Wärmeentwicklung sowie die Möglichkeit von autogenem

Schwinden und damit eine erhöhte Gefahr von Rissbildungen. In den ÖVBB-Richtlinien

„Weiße Wannen“, „Innenschalenbeton“ bzw. „Beton für Kläranlagen“ werden zur Verringerung

der Wärmeentwicklung und damit zur Verringerung der Rissneigung des Betons höhere W/B-

Werte zugelassen als in ÖNORM B 4710-1 angegeben, wenn die geforderten Eigenschaften

(Festigkeitsklasse, Beständigkeit gegen die Expositionsklasse) am Festbeton nachgewiesen

werden. Für den Nachweis der Sulfatbeständigkeit am Festbeton erschien deshalb eine

allgemeine Prüfmethode dringend erforderlich, weil damit die Herstellung eines besser

verarbeitbaren und wirtschaftlicheren Betons mit geringerem Bindemittelgehalt und

Zusatzmitteldosierung ermöglicht würde. Die Erfahrungen aus der Praxis zeigen, dass auch

Betone mit höheren W/B-Werten und gleichzeitig dichtem Betongefüge eine hohe

Widerstandsfähigkeit gegen treibenden Sulfatangriff aufweisen.

4. Ausgangssituation und Überlegungen zum Forschungsvorhaben

Schon aus der Tatsache, dass sich das Regelwerk nur auf konstante Sulfatkonzentrationen

von Wässern bzw. Böden in Kontakt zu Beton bezieht und keinerlei Hinweise enthält, wie die

Expositionsklasse bei schwankender Sulfatkonzentration erfolgen soll, ergeben sich

erhebliche Schwierigkeiten. So konnte eine Anfrage der LINZ-AG nach der Beurteilung der

Expositionklasse der im Kanalsystem der Stadt Linz enthaltenen Abwässer nicht klar

beantwortet werden, weil die darin enthaltenen Abwässer zeitweise stärkeren Schwankungen

unterliegen. Dies ist deshalb so, weil nicht nur häusliche sondern auch Abwässer von

Industriebetrieben eingeleitet werden, die zeitweise stärker sulfathaltig sind, so dass die

Sulfatkonzentration der Abwässer zumindest bereichsweise stärkeren Schwankungen

unterliegt. Im Bereich der Einleitung hat das Wasser kurzzeitig sogar mehr als 6000 mgSO4-2/l

enthalten und ein Kontakt des Betons zu dem Wasser hätte somit unterbunden werden

müssen. Auch war nicht bekannt, welche Zementsorte (C3A-frei oder nicht) verwendet wurde.

Maßnahmen zu Unterbindung des Kontakts der Abwässer zum Beton (etwa die Applikation

einer Kunststoffbeschichtung) waren aber schon deshalb nicht möglich, weil solche Arbeiten

unter Betrieb nicht ausgeführt werden können und keine Möglichkeit zur Umleitung der

Abwässer vorhanden war. Außerdem wären die damit verbundenen Kosten nicht zu

rechtfertigen, nur weil die zulässige Sulfatkonzentration überschritten war und somit keine

Sicherheit mehr bestand, dass kein Schaden entstehen kann (der Verlust der absoluten

Sicherheit bedeutet nicht, dass es deshalb notwendigerweise zu einem Schaden kommt).

13

Schäden am Beton waren keine sichtbar. Hier stellte sich die zusätzliche Frage, bis zu welchen

Sulfatgehalt des Betons kein Risiko einer Schädigung besteht. Der Schadensbildung gehen ja

das langsame Eindringen der Sulfationen und ein Anstieg des Sulfatgehaltes voraus.

Diesbezüglich ist im Regelwerk aber kein Hinweis enthalten. Daher konnte zu dem

geschilderten Sachverhalt in Linz nur die Mängel im Regelwerk und die Notwendigkeit von

Forschungsbedarf dargelegt, aber keine durchführbaren Lösungsvorschläge angeboten

werden. Der Forschungsbedarf erschien hier offensichtlich, weil die Annahme des Regelwerks

nach konstanten Schadstoffkonzentrationen im angreifenden Wasser praxisfremd ist und es

auch bei natürlichen Wässern zu saisonalen bzw. jahreszeitlichen Schwankungen der

Konzentration der Inhaltsstoffe kommt und daher die Beurteilung des Schadensrisikos auf

schwankende Konzentrationen ausgerichtet werden müsste (ist die höchste Konzentration,

der Tages-, Wochen- Monats- oder Jahresmittelwert relevant?).

Gravierende Schäden in Österreich, die durch Ettringitbildung an bestehenden Bauwerken

zufolge Kontaktes zu sulfatführenden Wässern oder Böden entstanden sind, waren den

Autoren nicht bekannt. Durch Ettringit verursachte Schäden sind meist auf Unkenntnis der

Zusammenhänge wie der Unverträglichkeit von Zement mit Gips zuzuschreiben. So ist

gelegentlich in Ausschreibungen zum Bau von Wohnhäusern der Passus enthalten, dass zur

Fixierung von Verteilerdosen der Elektroinstallation ein zementhaltiges Bindemittel verwendet

werden muss. Elektriker sind aber den Umgang mit Zement nicht gewohnt sondern benutzten

dazu meist Gips. Einerseits um der Ausschreibung nicht zuwider zu handeln und um

andererseits die Vorteile von Gips, wie dessen Geschmeidigkeit und rasches Ansteifen nicht

zu verlieren, wurde manchmal (in Ausnahmefällen) Zement mit Gips gemischt, weil sich die

handelnden Personen der Unverträglichkeit der beiden Bindemittel nicht bewusst waren.

Zumeist sind die Räume fertig verputzt oder sogar schon benutzt, wenn es zu Verwölbungen

und Rissbildungen des Putzes über Elektro-Verteilerdosen kommt. Auch kommt es

gelegentlich zu Schäden bei Berührungskontakt von Gips mit einem zementgebundenen

Mörtel, etwa wenn Fliesen auf einem Gipsputz mit einem zementgebundenen Fliesenkleber

aufgebracht werden und genügend Feuchtigkeit vorhanden ist (z. B. Toiletten, fensterlose

Badezimmer, etc.). Dabei handelt es sich allerdings um seltene und extreme Bedingungen.

Es waren aber Betonschäden in Tunneln bekannt, die durch Gebirgsstöcke mit Gipshaltigen

Bereichen führten. Diese Schäden sind nicht durch Ettringit sondern Thaumasit verursacht

worden. Dass Thaumasit im Regelwerk überhaupt nicht verankert ist, war ein weiterer Grund

für die Beantragung des Forschungsvorhabens. Eine Forschungsarbeit zur Sulfatkorrosion

durchzuführen, erschien auch deshalb interessant, weil die Überschreitung des sich aus den

14

Grenzwerten der Rohstoffe ergebenden zulässigen Sulfatgrenzwertes von Beton nicht

automatisch zu einer Schädigung führt, das Schadensbild bzw. der Schadensfortschritt je nach

Randbedingungen sehr verschieden sein kann und die Sulfatkorrosion insgesamt so vielfältig

und Variantenreich ist, dass es zu verschiedenen Details auch heute noch keine einheitliche

Auffassungen gibt [56, 75, 76].

Um den Einfluss schwankender Sulfatkonzentrationen verstehen zu lernen und gleichzeitig die

Nähe zur Praxis zu wahren, erschien es zielführend, neu hergestellte Proben mit bekannter

Rezeptur (unterschiedliche Zementsorten und Porosität) an Stellen unterschiedlicher

Sulfatkonzentrationen im Kanalsystem von Linz auszulagern (die Sulfatkonzentration des

Kanalwassers schwankt abschnittsweise zufolge der zeitweiligen Einleitung industrieller

Abwässer relativ stark) und hinsichtlich der Änderungen des Sulfat-Gehaltes, der Art der

entstehenden Sulfatverbindungen, etc. zu untersuchen. Auch der Bestimmung der

Veränderungen der Zusammensetzung der Porenlösung während der Lagerung wurde hohe

Relevanz beigemessen, weil die stattfindenden chemischen Reaktionen über die flüssige

Phase ablaufen und die Lage des sich zwischen den Feststoffen (Hydratationsprodukten) und

der flüssiger Phase (Porenlösung) einstellenden Gleichgewichtes von der Zusammensetzung

der flüssigen Phase abhängt. Hier war zu erwarten, dass sie sich durch Diffusionsausgleich

mit zunehmender Lagerungsdauer immer mehr jener der Lagerlösung annähert, weshalb für

ein tieferes Verständnis der Zusammenhänge die Bestimmung der Veränderungen der

Porenlösungszusammensetzung unbedingt nötig erschien. Solche Messungen an Beton bzw.

Mörtelproben mit baupraktisch niedrigem W/Z-Wert sind aber nach dem Kenntnisstand der

Projektbeteiligten im Zusammenhang mit der Sulfatkorrosion von Beton noch nicht

durchgeführt worden und beinhalten daher einen hohen Innovationsgehalt. Um hinsichtlich

des Einflusses schwankender Sulfatkonzentration des Wassers Aussagen zu erhalten, sollten

neue Proben auch im Labor ausgelagert werden, wobei die Sulfatkonzentration der

Lagerlösungen einerseits wechseln und andererseits konstant bleiben sollte. Die neu

hergestellten Proben sollten nicht nur unterschiedliche Rezeptur (W/Z-Wert) haben sondern

auch unterschiedliche Bindemittel beinhalten, um den Einfluss des C3A und puzzolanischer

Zumahlstoffe auf die Schädigung zu erfassen. Auch erschien es wichtig, den Beton des

Kanalsystems von Linz zu Beginn des Forschungsvorhabens und an dessen Ende zu

untersuchen, um Hinweise für die Geschwindigkeit der Sulfataufnahme zu bekommen und -

wenn möglich - Prognosen hinsichtlich der Zeit bis zum Erreichen einer kritischen Situation

erstellen zu können. Aus den Ergebnissen sollen nicht nur für den Praxisfall Linzer

Abwasserkanäle geltende Aussagen abgeleitet werden sondern auch solche von genereller

Bedeutung, etwa wie aussagekräftig im Allgemeinen die Kenntnis der Sulfatkonzentration des

15

angreifenden Wassers zusammen mit der Porosität eines Betons hinsichtlich des

Schadensrisikos ist.

Zur Klärung der Schadensmechanismen bei Thaumasitbildung sollten an Bauwerken

entstandene Schäden untersucht werden (Reaktionsprodukte, vorhandene Wässer, etc.). Aus

den Ergebnissen sollten dann Schlüsse hinsichtlich deren künftiger Vermeidung gezogen

werden können. Auch hier erschien die Einbeziehung von Laboruntersuchungen an neu

hergestellten Proben unabdingbar notwendig. Um den Einfluss der Temperatur zu

dokumentieren sollten kalksteinhaltige Proben (Karbonat in der Probe vorhanden) bei

unterschiedlichen Sulfatkonzentrationen der Lagerlösung a) im Labor bei 20°C und b) in einer

Kühltruhe bei etwa 5°C ausgelagert werden.

Abgesehen von den geschilderten Untersuchungen mangelte es auch an einer geeigneten

Methode, mit der der Sulfatgehalt von Beton nasschemisch mit der oft nötigen Feinabstufung

(<1 mm) zur Erfassung der Sulfatverteilung (bzw. anderer Schadstoffe wie Chlorid) bestimmt

kann. Dazu wurden Untersuchungen durchgeführt, die auf einer Methode aufbauten, die zur

Bestimmung des Sulfatprofils von Zementsteinen entwickelt wurde [77].

Aus all den geschilderten Gründen wurde mit der Industrie Kontakt aufgenommen und die

Einreichung eines Forschungsprojektes bei der FFG angeregt. Das Projekt wurde in weiterer

Folge seitens der Österreichischen Bautechnik Veranstaltungs GmbH (ÖBV) eingereicht. Als

Projektpartner waren beteiligt:

Industrielle Partner

-LINZ SERVICE GmbH

-Firma DSM Fine Chemicals Austria, Linz

-ÖBB

-ASFINAG Bau Management GmbH

-Vereinigung der österreichischen Zementindustrie (VÖZ)

Wissenschaftliche Stellen

-Institut für Materialprüfung und Baustofftechnologie mit angeschlossener TVFA für

Festigkeits und Materialprüfung (Technische Universität Graz)

-Institut für Angewandte Geowissenschaften (Technische Universität Graz)

-Arbeitsbereich Materialtechnologie (Univ. Innsbruck)

16

Sonstige Stellen

-Österreichischen Bautechnik Veranstaltungs GmbH (ÖBV; Beantragungen und

formelle Projektabwicklung))

Baurat DI Dr. H. Huber (Konsulent)

Die Bewilligung des mit 4 Jahren Laufzeit beantragten Projektes mit dem Titel „Ermittlung des

kritischen Sulfatgehaltes von Beton“ wurde im Juni 2009 erteilt.

5. Versuchsprogramm

Für die im Linzer Abwassersystem und im Labor in sulfathältigen Lagerlösungen

auszulagernden Proben wurden Mörtelproben a) Würfel mit 4 cm Kantenlänge und b) Prismen

der Dimension 4 x 4 x 16 cm vorgesehen. Die Würfel waren zur Untersuchung des

durchschnittlichen Sulfatgehaltes sowie des Sulfatprofils bestimmt und die Prismen zur

Bestimmung der Festigkeiten sowie zur Gewinnung von Porenlösung. Im Linzer Kanalsystem

wurden vier Auslagerungsstellen gewählt. Die Auslagerung der Proben in Sulfatlösungen im

Labor sollte bei zwei verschiedene Lagerungstemperaturen erfolgen (5°C für die Thaumasit-

und 20°C für die Ettringitbildung). Für das Studium der Geschwindigkeit des Eindringens von

Sulfat und die Schadensbildung durch Ettringit (20°C) wurden die in der EN 206-1 bzw. der

ÖN EN 4710 angegebenen Grenzkonzentrationen der Expositionsklassen XA1 (600 mg SO4-

2/l), XA2 (3000 mg SO4-2/l) und XA3 (6000 mg SO4

-2/l) gewählt. Um wechselnde

Konzentrationen zu simulieren, war vorgesehen, dass Proben in Lösungen mit 600 mg SO4-2/l

und 6000 mg SO4-2/l getaucht werden und dass die Proben zunächst in wöchentlichem

Abstand von der einen in die andere Lagerlösung eingetaucht werden (entspricht einer

mittleren Sulfatkonzentration von 3300 mg/l; d. i. die Expostitionsklasse XA2). Die

Lagerlösungen mussten von Zeit zu Zeit erneuert werden (zu Beginn jeden Monat, nach 1 Jahr

Laufzeit alle 2 Monate und ab 2,5 Jahren alle 3 Monate), um eine annähernd konstante

Sulfatkonzentration der Lagerlösungen über den gesamten Versuchszeitraum sicher zu

stellen. Für die Lagerungstemperatur 5°C wurden niedrigere Konzentrationen, nämlich 200,

600 und 3000 mg SO4-2/l gewählt, weil erfasst werden sollte, ob es bei der geringen

Konzentration von 200 mg SO4-2/l überhaupt zu einer Schädigung kommt, obwohl seitens F.

Bellmann auch Konzentrationen von ≤500 mg SO4-2/l für die Thaumasitbildung als ausreichend

angesehen werden [26].

Die Untersuchung des Einflusses schwankender Sulfatkonzentrationen auf die

17

Thaumasitbildung war nicht vorgesehen, weil im Rahmen des Antrags nur die Unterschiede

der Angriffscharakteristik von Ettringit und Thaumasit erfasst werden sollten. Um den Einfluss

der Temperatur zu dokumentieren wurden aber kalksteinhaltige Proben bei den genannten

Konzentrationen im Labor sowohl bei 20°C als auch bei 5°C ausgelagert.

Die Untersuchung war nach Lagerungszeiten von 6 Monaten, 1,5 Jahren, 2,5 und 3,5 Jahren

vorgesehen. Bei 4 Auslagerungsstellen im Kanalsystem und 4 Prüfterminen ergibt sich eine

Anzahl von 16 Prüfkörpern je Rezeptur (je 16 Prismen und Würfel). Hinzu kommt ein

Prüfkörper je Rezeptur zur Bestimmung des Sulfatgehaltes zu Beginn. In Linz sollte

hauptsächlich der Einfluss der Porosität (W/Z-Wert) und des C3A-Gehaltes des Zementes

erfasst werden. Daher wurden nur zwei Zementsorten (CEM I 42,5 R und CEM I 42,5 N C3A-

frei) vorgesehen und nur von einem Zement (CEM I 42,5 R) Prüfkörper mit verschiedenem

W/Z-Wert (0,70 und 0,45) hergestellt. Der relativ hohe W/Z-Wert von 0,70 wurde gewählt, um

die Eindiffusion von Sulfat zu erleichtern und innerhalb der Projektlaufzeit zu aussagekräftigen

Ergebnissen zu kommen. Zusätzlich sind Proben mit W/Z-0,45 - nur aus dem CEM I 42,5 R -

hergestellt worden, um auch den Einfluss der Porosität auf die Sulfataufnahme zu erfassen.

Insgesamt erforderte dies je 48 Würfel und 48 Prismen für die Auslagerung im Kanalsystem.

Da man nicht wissen konnte, ob die in Kanal ausgelagerten Proben nicht durch mitgeführte

Feststoffe (etwa Treibholz) beschädigt werden würden, sind sicherheitshalber je Rezeptur 4

zusätzliche Würfel bzw. Prismen hergestellt worden (je Lagerstelle eine zusätzliche Probe).

Für die Untersuchungen in Linz mussten somit 60 Würfel und Prismen hergestellt werden.

Hinzu kamen die für die Auslagerung im Labor bei 20°C (Ettringit) und 5°C (Thaumasit)

benötigten Proben. Bei der ersten gemeinsamen Besprechung mit den Projektpartnern nach

Bewilligung des Antrages wurden die vorgesehenen Zemente diskutiert und beschlossen,

dass zwei Zementsorten nicht ausreichen und dass zusätzlich ein CEM III/B 32,5 N und eine

Mischung aus 70% CEM I C3A-frei mit 30% Fluamix C einbezogen werden soll, um den

Einfluss von Hüttensand bzw. Flugasche zu erfassen. Die diesbezüglichen Proben hatten

einen W/Z-Wert von 0,70 und wurden nur bei 3000 mg SO4-2/l gelagert. Es wurden also für die

Laboruntersuchungen vier verschiedene Bindemittel verwendet. Weiter wurde beschlossen,

Proben nicht nur in Natriumsulfatlösungen auszulagern, sondern auch gesättigte

Gipslösungen einzubeziehen, da in natürlichen Wässern enthaltenes Sulfat hauptsächlich von

Gips stammt. Das ergab 7 Rezepturen (W/Z-0,70; bei CEM I 42,5 R auch 0,45; Verwendung

von Normensand als Zuschlag für die Lagerung bei 20°C und Kalkstein bzw. gefälltem CaCO3

anstelle des Normensandes fein für die Lagerung bei 5°C, weil davon ausgegangen werden

musste, dass Kalziumkarbonat in der Probe vorhanden sein muss). Damit hat sich die Zahl

18

der Prüfkörper für die Laboruntersuchungen auf rund 150 Würfel und Prismen erhöht.

Insgesamt wurden daher mehr als 200 Primen und Würfel, also rund 400 Prüfkörper

hergestellt.

Da den Autoren keine in einem Regelwerk verankerte nasschemische Methode zur exakten

Bestimmung der Verteilung von Schadstoffen in bestehendem Beton bekannt war, war die

Entwicklung eines geeigneten Prüfverfahrens ein weiteres Ziel des Forschungsprojektes.

Dazu sollten Betone unterschiedlicher Zusammensetzung verwendet und nach

unterschiedlich langen Lagerungszeiten in gesättigten Gipslösungen der Sulfatgehalt in

unterschiedlichen Tiefen der Betone bestimmt werden.

Abbildung 1 gibt eine Übersicht über die Untersuchungen nach deren Planung, aus der auch

ersichtlich ist, welche Untersuchungen von den beteiligten Forschungsstellen durchgeführt

werden sollten. Darin nicht enthalten sind die Untersuchungen der an Betonteilen in Tunneln

aufgetretenen Sulfat-Schädigungen, weil zum Zeitpunkt der Planung nicht bekannt war, dass

die dort aufgetretenen Schäden besichtigt und Proben entnommen werden konnten. Die zur

Klärung der dortigen Schadensursachen nötigen Untersuchungen sind nachträglich

mitaufgenommen worden. Dazu waren, wie sich erst im Verlauf der Untersuchungen

herausstellte, umfangreiche Messungen, u. a. des Gehaltes von Isotopen verschiedener

Elemente notwendig, um die Schadensmechanismen klären zu können. Die Klärung der

Mechanismen war aber notwendig, um angeben zu können, wie in Zukunft derlei Schäden

vermieden werden können.

19

Abbildung 1: Plan der Untersuchungen

20

6. Prüfkörperherstellung, -auslagerung und Probenentnahme aus

bestehenden Bauwerken

6.1 Herstellung und Auslagerung der Mörtelproben

Die Rezeptur der zur Prüfkörperherstellung benutzten Mörtel war ähnlich der, wie sie für die

Festigkeitsprüfung von Zement gemäß der ÖN EN 196-1 [59] vorgeschrieben ist. Abgesehen

von den davon abweichenden W/B-Werten wurde aus Restbeständen noch vorhandener

Normensand grob und fein verwendet, wie er früher gemäß der ÖNORM B 3310 für die

Zementnormenprüfung vorgeschrieben war. Eine Mischung bestand aus 225 g bzw. 350 g

Wasser (für W/Z-0,45 bzw. 0,70), 500 g Bindemittel, 400 g Normensand fein oder

Kalksteinmehl und 900 g Normensand grob. Das Mischen und die Herstellung der Prismen

erfolgten gemäß der gültigen Norm. Für die Herstellung der Würfel wurden ebenfalls die für

die Prismenherstellung vorhandenen Stahlformen benutzt, die 16 cm langen Fächer jedoch

mit 2 cm dicken Kunststofftafeln so geteilt, so dass je Kammer anstelle eines Primas drei

Würfel mit 4 cm Kantenlänge erhalten wurden. Abbildung 2 zeigt eine solche Form vor und

nach dem Einfüllen des Mörtels. Wie in der Norm vorgeschrieben, wurde der Mörtel auch hier

zunächst bis etwa zur halbe Höhe eingefüllt, am Schocktisch verdichtet und danach die Form

gefüllt und wieder verdichtet. Aus einer Mörtelmischung, die für die Herstellung von 3 Prismen

ausgelegt ist, wurden somit 9 Würfel hergestellt. Die Mörtel wurden im Einklang mit der Norm

nach 24 Stunden entformt und danach bis ins Alter von 28 Tagen unter Wasser gelagert.

Abbildung 2: Stahlform mit unterteilten Kammern

21

6.1.1 Laborlagerung

Die Prüfkörper für die Laboruntersuchungen wurden zunächst mit einem der jeweiligen

Rezeptur entsprechenden Code beschriftet und in einen Drahtkorb aus nichtrostendem Stahl

auf Kunststoff-Dreieckleisten gelegt. Der Korb war mittels Kunststoffteilern in Fächer zur

Probenaufnahme unterteilt. Abbildung 3 links zeigt einen solchen Korb mit Fachunterteilung.

Dann wurden die Körbe in Kunststoffboxen gestellt, die mit aufklappbaren Deckeln versehen

waren (Abbildung 3 rechts). Der Deckel der Boxen war an einer Längsseite fix mit der Box

verbunden und konnte nur aufgeklappt aber nicht abgenommen werden. Jede Box wurde mit

14 Liter Natriumsulfat-Lösung befüllt. Die Sulfatlösungen wurden hergestellt, indem zunächst

die, der jeweiligen Sulfatkonzentrationen entsprechende Menge an Natriumsulfat-Salz

(Reinheit: >99%-ig) in entkalktem Wasser gelöst und die Lösung dann in die Boxen

eingegossen wurden. Dann sind die mit den Proben bestückten Körbe in die Lösungen

vollständig eingetaucht, und die Boxen mittels der Deckel verschlossen worden. Die Deckel

wurden so auf die Box gedrückt, dass die seitlich vorhandenen Laschen einrasteten und die

Boxen somit weitgehend dicht verschlossen waren. Die Boxen mit den bei 20°C zu lagernden

Proben sind in einen Klimaraum mit 20±2°C und die bei 5°C gelagerten Boxen in eine

Kühltruhe dieser Temperatur gestellt worden.

Abbildung 3: Stahlkorb mit Probenfächern(links) und Lagerungsgefäß mit Proben (rechts)

6.1.2 Auslagerung im Kanalsystem von Linz

Für die Auslagerung im Kanalsystem wurden vier verschiedene Stellen ausgewählt, die

seitens der LINZ AG als aussagekräftig erachtet wurden. Davon befanden sich drei Stellen

innerhalb des Kanalnetzes und als vierte Stelle wurde das Nachklärbecken der

Hauptkläranlage Linz-Asten festgelegt. Die Lage der Auslagerungsstellen ist aus Abbildung

4 ersichtlich. Die an den Auslagerungsstellen vorhandenen Abwässer stammten aus a)

22

Haushalt (Messstelle 1), b) Industrie (Messstelle 2; in unmittelbarer Nähe einer

Einleitungsstelle), c) Haushalt und Industrie (Messstelle 3) sowie d) Nachklärbecken der

Kläranlage Asten bei Linz (Messstelle 4). Der Beton an den Auslagerungsstellen wurde nach

Angaben der LINZ AG in den Jahren 1977 bis 1979 (Auslagerungsstellen 1, 2 und 3) und

1980 bis 1982 (Auslagerungsstelle 4) errichtet, war also zu Beginn des

Forschungsvorhabens an den Auslagerungsstellen 1, 2 und 3 zwischen 30 und 32 Jahre,

an der Auslagerungsstelle 4 zwischen 27 und 29 Jahre alt.

Abbildung 4: Auslagerungsstellen im Linzer Abwasser-Kanalsystem

Für die Auslagerung im fließenden Wasser der Abwasserkanäle waren stabile Gefäße

erforderlich, die an der Kanalwand fest fixiert werden mussten. Dazu wurden seitens

der LINZ AG dickwandige Kunststoffrohre zur Verfügung gestellt, in die Löcher gebohrt

waren. Um zu verhindern, dass Proben unbeabsichtigt aus den Rohren fallen können,

wurden die Rohröffnungen an die Rohrenden mittels Schrauben gesichert (Abbildung

5, links). Zwischen die einzelnen Proben wurden Abstandhalter aus Kunststoff

gegeben und so sichergestellt, dass die Proben immer allseitig Wasserkontakt hatten.

Im rechten Bild der Abbildung 5 ist einer der beiden benötigten Koffer zu sehen, in

denen die für die Auslagerung im Nachklärbecken benötigten Proben enthalten waren.

23

Die Koffer enthielten Fächer aus Kunststoff zur Probenaufnahme (Abbildung 3) und

waren mit Bohrlöchern versehenen. Damit die Deckel nicht unbeabsichtigt aufgehen

konnten, wurden um die Koffer Stahlbügel angebracht, die mit Schraubkarabinern an

den Bügelenden verschraubt waren. Mittels an den Karabinern angebunden Seilen

konnten die Koffer so tief in das Klärbecken hinabgelassen werden, dass sie

vollständig im Wasser eintauchten und allseitig von Wasser umspült waren (kein

Berührungskontakt zu Beton oder anderen Bauteilen).

Abbildung 5: Mit Proben bestücktes Rohr (links) und Probenkoffer beim Eintauchen in das

Nachklärbecken (rechts)

6.1.3 Betonproben

Für die Untersuchungen zur nasschemischen Bestimmung des Sulfatprofils von Beton

wurden Betonbalken mit 70 x 15 x 15 cm hergestellt. Als Zementsorten wurden auch hier

„CEM I 52,5 R“, „CEM I 42,5 N C3A frei“ und eine Mischung von 70% des C3A-freien

Zementes mit 30% Fluamix verwendet. Der Bindemittelgehalt des Betons betrug 350 kg/m³

und der W/B-Wert 0,45, 0,50 bzw. 0,55. Insgesamt wurden also 9 Balken hergestellt. Sie

wurden nach 1 Tag entformt und 6 Tage unter Wasser gelagert. Danach sind Bohrkerne (Ø

70 mm) entnommen, von diesen 25 mm dicke Scheiben angeschnitten und planparallel

24

geschliffen worden (Abbildung 48 und 49). Diese Prüfkörper sind sodann in gesättigter

Gipslösung (Bodensatz vorhanden) bei Raumtemperatur gelagert worden.

6.2 Probenentnahme

6.2.1 Kanalsystem von Linz

An jenen vier unterschiedlichen Stellen des Kanalsystems, an denen die Mörtelproben

ausgelagert wurden, sind zu Beginn der Forschungsarbeiten Bohrkerne (BK) des

Kanalbetons mit 200 mm Durchmesser entnommen worden. Es war geplant 3,5 Jahre

später an denselben Stellen erneut Bohrkerne zu entnehmen, um die Veränderungen

zwischen Kanalbeton und Mörtelproben zu erfassen. Daraus und mit den anhand der

Laborproben gewonnenen Erkenntnissen - ab welchem Sulfatgehalt in Abhängigkeit von

der Zementsorte und Porosität der Prüfkörper (W/Z-Wert) Schäden auftreten - sollten

Rückschlüsse gezogen werden, wie lange es etwa dauern wird, bis der Sulfatgehalt des

Betons so stark angestiegen ist, dass mit dem Auftreten von Schäden gerechnet werden

muss. Wie sich später herausgestellt hat, ist der Sulfatgehalt der ausgelagerten

Mörtelproben im Laufe der Auslagerung nur so wenig angestiegen, dass die erhofften

Informationen leider nicht erhalten werden konnten. Da die Entnahme der Bohrkerne mit

nicht unerheblichen Schwierigkeiten verbunden war, weil die Entnahmestellen unterhalb

der Wasserlinie lagen und der Wasserspiegel daher vor Probenentnahme gesenkt werden

musste, sind nach 3,5 Jahren nur noch aus dem Nachklärbecken erneut Bohrkerne

entnommen worden.

Die Mörtelproben wurden zu den geplanten Terminen entnommen. Wegen der mit der

Montage und Demontage verbundenen Schwierigkeiten, war es nicht möglich, die Rohre

erst am Tag des Besuches der Sachbearbeiter der TVFA abzumontieren. Daher sind die

Rohre, in denen sich die Würfel und Prismen befanden, einen oder zwei Tage vorher

seitens der LINZ AG abmontiert und in Kunststoffplanen verpackt worden, damit sie nicht

austrocknen konnten (Abbildung 6, links). Wie sich zeigte, waren die Proben durch

Ablagerungen verschmutzt (Abbildung 6, rechts) und mussten durch Abspritzen gereinigt

werden.

25

Abbildung 6: Verpackte Probenrohre (links) und Aussehen der Proben bei Entnahme (rechts)

6.2.2 Tunnel mit Sulfatschäden am Beton

Im Zuge der ersten gemeinsamen Besprechung nach Bewilligung des

Forschungsvorhabens wurde einer Probenentnahme aus dem Bosruck-Eisenbahntunnel

seitens der ÖBB zugestimmt. Die Besichtigung des Tunnels und die Probenentnahmen

erfolgten im Oktober 2009. Dazu wurde eine Lokomotive mit offenem Aufbau und Kranarm

bereitgestellt. Der Tunnel ist ca. 100 Jahre alt. Wie mitgeteilt wurde, ist im Bereich instabiler

Gebirgsbereiche vor dem Felsen eine Steinwand errichtet worden. Der gesamte Tunnel ist

später - vor ca. 50 Jahren - mit Spritzbeton ausgekleidet worden. Bei der Besichtigung

wurden festgestellt, dass der Beton stellenweise seine Festigkeit über die gesamte Tiefe

verloren hatte. Diese Schäden gingen von Fugen bzw. anderen Stellen aus, an denen die

Betonoberfläche unterbrochen war (Abbildung 7). Auf der Betonoberfläche hafteten an

einigen Stellen nadelige Ausblühungen an (Abbildung 8). Proben des zerstörten

Spritzbetons und der Ausblühungen wurden entnommen.

Weiter ist an einer Stelle ein Bohrkern entnommen worden, an der der Spritzbeton

augenscheinlich nicht schadhaft war, an der aber kein Verbund zum darunterliegenden

Mauerwerk mehr gegeben war und der Spritzbeton daher hohl lag. Dieser Bereich befand

26

sich in Fortsetzung von einer Stelle mit zerstörtem Spritzbeton. Dies deutete darauf hin,

dass es zwischen Mauerwerk und Spritzbeton zu einer Betonschädigung gekommen ist,

was zu einer Lösung des Spritzbetons vom Untergrund geführt hat. Daher durfte

angenommen werden, dass die nicht sichtbare Rückseite des noch anhaftenden

Spritzbetons geschädigt war, weshalb von dort ein Bohrkern (Ø 200 mm) entnommen

worden ist (Abbildung 9). Wie sich nach der Entnahme zeigte, haftete an der rückwärtigen

Oberfläche eine weiße Substanz an, bei der es sich offensichtlich um Reaktionsprodukte

handelte (Abbildung 10).

Abbildung 8: Ausblühungen auf Spritzbeton

Abbildung 7: Schadhafter Spritzbeton (neben Fuge)

27

Abbildung 9: Bohrkernentnahme neben einem Bereich mit ab-gefallenem Spritzbeton

Abbildung 10: Reaktionsprodukte auf Rückseite des Bohr–kerns

Im Oktober 2012 wurde im Einvernehmen mit der ASFINAG auch der Bosruck-

Straßentunnel besichtigt und an mehreren Stellen Proben entnommen. Die sichtbaren

Schäden befanden sich vornehmlich in dem, unter dem Fahrbahnniveau liegenden

Belüftungsstollen, der auch als Fluchtstollen bezeichnet wurde sowie in Nischen, die von

der Fahrbahn aus zugänglich waren und normal zur Fahrbahn in das Gebirge ragten. Das

Schadensbild war nicht immer gleichartig sondern an verschiedenen Stellen beider Tunnel

sehr unterschiedlich. In den Nischen war der Spritzbeton teilweise abgefallen und die

Stücke lagen am Boden (Abbildung 11). Innerhalb des Belüftungsstollens war ein Sockel

einer Türe vollkommen zerstört (Abbildung 12) und der Beton konnte mittels Schaufel leicht

entnommen werden. Wie sich zeigte, verlief darunter ein Drainagerohr, das aber nicht mehr

funktionstüchtig war, denn es war keinerlei Fließbewegung des darin befindlichen Wassers

erkennbar. An wieder anderer Stelle war der Beton bei einer im Spritzbeton vorhandenen

Öffnung schadhaft, die feucht war (Abbildung 13).

28

Abbildung 11: Abgefallener Spritzbeton in einer Nische

Abbildung 12: Zerstörter Beton eines Türsockels

Abbildung 13: Schadhafter Beton bei feuchter Wandöffnung

Abbildung 14: Entnahme von Wasserproben

29

Von solchen Stellen sind Proben des schadhaften Betons entnommen worden. Zudem

wurden Proben des Gebirgswassers an unterschiedlichen Stellen innerhalb des Tunnels

entnommen und vor Ort Messungen des pH-Wertes, der Temperatur und der elektrischen

Leitfähigkeit durchgeführt. Die Wasserproben sind zunächst mittels einer Spritze

aufgesaugt worden. Dann wurde auf die Spitze der Spritze ein Filter gesteckt und die

Proben durch diesen Filter hindurch in Probengläser gedrückt (Abbildung 14), die sofort

nach Befüllung dicht verschraubt wurden.

Neben den beiden Bosruck-Tunneln (Eisenbahn- und Straßentunnel) sind auch Proben aus

dem in Reparatur befindlichen Tauerntunnel entnommen worden. Darin sind schon 2008

zur Beseitigung von Fahrbahnhebungen über die ganze Fahrbahnbreite reichende

Aushebungen durchgeführt worden, in die zur Stabilisierung Bewehrungskörbe eingehoben

und dann mit Beton verfüllt wurden. Innerhalb des Fundamentbetons (unter der Fahrbahn)

waren stellenweise Zonen mit zersetztem Beton ohne Festigkeit vorhanden. Vom solchen

Stellen wurden schon 2008 seitens des Instituts für Angewandte Geowissenschaften

Proben entnommen, die projektrelevant waren und daher hier mit erwähnt werden. Im

Rahmen des FFG-Projektes ist u. a. neben einer solchen Aushebung ein Bohrkern

entnommen worden, der von oben nach unten bis in die Tiefe einer schadhaften Zone

reichte (Bezeichnung: „Fundamentbeton“).

Ein weiterer Bohrkern (Ø 200 mm) ist bei einem Besuch im August 2010 vom

Konstruktionsbeton aus der Westulme im Bereich eines Risses entnommen worden. Der

Bohrkern bestand aus vier Stücken. Für die Untersuchungen im Labor wurde nur das dritte

Bohrkernstück (Bezeichnung: „Ulmenbeton/3“) verwendet, weil aus dieser Zone beim

Bohren weiße Substanzen mit dem Kühlwasser ausgeschwemmt wurden, was den

Verdacht auf eine Schädigung durch Thaumasit erweckte und der Abschnitt darüber hinaus

besonders porös aussah. Wie bereits bei einer vorhergehenden Besichtigung sind

zusätzlich Handstückproben sowohl vom nicht zersetzten als auch vom vollkommen

zersetzten Beton zu deren mineralogisch-petrologischen und chemischen

Charakterisierung gezogen worden. Ebenso sind Proben von Tunnelwässern entnommen

worden.

30

7. Beschreibung der Untersuchungen

7.1 In Labor und Kanalsystem ausgelagerte Proben

Die Würfelproben wurden zu jedem Prüftermin von oben (abgezogene Oberfläche) nach

unten durchtrennt. Ein Teil der Probe wurde für die Bestimmung des Sulfatprofils mittels

Elektronenstrahlmikrosonde (ESM) verwendet und die andere Hälfte wurde nach dem

Trocknen und anschließendem Zerkleinern der Proben auf Analysenfeinheit (<0,09 mm)

zur nass chemischen Analyse (Gesamtsulfatgehalt) sowie für Untersuchungen mittels

Röntgendiffraktometer und Röntgenfluoreszenz verwendet.

Zur Bestimmung des Gesamtsulfatgehalts wurden die Proben mit verdünnter Salzsäure

(1:1) aufgeschlossen, filtriert und danach am Sandbad über Nacht zur Trockene

eingedampft. Dabei ist die Partikelgröße der unmittelbar nach dem Aufschluss in kolloidaler

Form vorliegenden und daher filtrierbaren Kieselsäure (SiO2; sie wird deshalb auch

„lösliche“ SiO2 genannt) so vergrößert worden, dass sie filtriert werden konnte. Ihre Menge

ist nach Verglühen bei 1000°C gravimetrisch quantifiziert worden. Die SiO2-Bestimmung

hat sich als notwendig herausgestellt, weil sich die ursprüngliche Annahme, dass der

Zementgehalt von einer Hälfte eines Würfels dem der Rezeptur entspricht, als nicht richtig

herausstellte. Aus dem bestimmten Gehalt an Kieselsäure und dem (bekannten) Gehalt

des jeweiligen Zementes an löslicher Kieselsäure konnte dann der Zementgehalt jeder

einzelnen Probe berechnet werden. Im Filtrat der Kieselsäureabscheidung wurde das Sulfat

als Bariumsulfat gefällt und gravimetrisch bestimmt. Zudem wurden die Feststoffe auch

mittels Röntgenfluoreszenzanalyse zur Bestimmung weiterer Bestandteile analysiert.

Die Pulver der Mörtelproben sind zudem mittels Röntgendiffraktometrie hinsichtlich der

enthaltenen kristallinen Phasen untersucht worden. Diese Methode ist auch zum

qualitativen bzw. quantitativen Nachweis von Ettringit und Thaumasit benutzt worden. Dazu

musste eine Kalibrierung des Messgerätes mit Gemischen von Ettringit/Thaumasit in

zerkleinerten Betonproben durchgeführt werden. So konnte Ettringit und Thaumasit bei

gleichzeitigem Auftreten, trotz ihrer sehr ähnlichen Kristallstruktur, ab einem Gehalt jeder

Phase von ~2,5 M% eindeutig identifiziert werden.

Die ortsaufgelöste Sulfatverteilung ist mittels Elektronenstrahlmikrosonde bestimmt

worden. Dazu wurde aus dem nicht aufgemahlenen Stück jedes Prüfkörpers ein Dünnschliff

31

erzeugt. Der Probekörper wurde an der innenliegenden Fläche plan geschliffen und mittels

Epoxidharz auf einen Glasträger aufgeklebt. Im Anschluss wurde der überstehende Teil

des Klötzchens mittels Diamantsäge abgetrennt, mit diamantbesetzten Schleifscheiben bis

auf eine Dicke von 20-30 m abgetragen und mit Diamantsuspension poliert (Partikelgröße

3 m bzw. 1m). Der so erzeugte Dünnschliff wurde nach lichtmikroskopischer

Dokumentation mit Kohlenstoff bedampft, um eine elektrische Leitfähigkeit zu erzeugen und

an der Elektronenstrahlmikrosonde (Jeol JXA-8200 Superprobe) bei 15kV und 30nA

untersucht. Abbildung 15 zeigt die Schwefelverteilung innerhalb des Dünnschliffs nach 18

Monaten Lagerung bei 6000 mg SO4-2/l. Die hellblauen Zonen zeigen hohe, die

dunkelblauen Zonen niedrige Schwefelkonzentration an. Ein sogenanntes Sulfatprofil

(Abbildung 16) setzt sich aus einer Vielzahl von Einzelmessungen zusammen. Im

Normalfall wurde, beginnend an der Längsseite (Würfelaußenseite), ein ca. 2-3 cm langer

Bereich festgelegt. Von dort ausgehend wurde ein Rasterbereich (1,5 cm) in Richtung

Probenmitte aufgespannt. Bei Standarduntersuchungen wurden 150 Messpunkte in x-

Richtung (parallel zur Würfelaußenseite) und 150 Messpunkte in y-Richtung (in die Tiefe

des Probenkörpers) gesetzt. Ein Standardprofil setzt sich somit aus über 20.000

Einzelmesspunkten zusammen. An einigen Proben wurden zusätzlich über 106 Messpunkte

(1024x1024) aufgenommen, um noch detaillierte Profile aufzunehmen und zusätzlich

hochauflösende Elementverteilungsbilder zu erzeugen.

Nach der Kalibrierung des Röntgendiffraktometers wurden die Abschnitte der aus dem

Kanalsystem von Linz stammenden Bohrkerne untersucht. In den Randzonen (0-1 cm

Tiefe; siehe Kapitel 8.1) wurde mit Ausnahme von einem nicht näher charakterisierbaren

Ca-Fe-Sulfat-Hydrat im Bohrkern 1 (BK 1) - weder Ettringit noch Thaumasit nachgewiesen.

32

Abbildung 15: Die Schwefelverteilung einer Probe nach 18 Monaten Lagerung in Na2SO4 Lösung mit 6000 mg SO4

-2/l bei 20°C (CEM I/C3A-frei; W/Z 0.70)

Abbildung 16: SO3-Profil der Probe aus Abbildung 15

33

Anhand der Prismen wurde zunächst die Biegezug- und dann die Druckfestigkeit gemäß

der ÖN EN 196-1 [59] bestimmt. Die geprüften Proben sind sofort in Kunststoffsäcken

verpackt worden. Aus ihnen wurde danach die Porenlösung ausgepresst. Dazu ist ein

dickwandiger Stahlzylinder benutzt worden, der auf eine Bodenplatte gestellt war, in der

sich eine Ringnut befand, von der eine Bohrung nach außen führte. In die Bohrung wurde

eine Kunststoffspritze oder -rohr gesteckt. Die Porenlösung wurde entweder durch

Aufziehen des Kolbens in die Spritze gesaugt oder sie tropfte aus dem Kunststoffrohr in ein

Probenauffanggefäß, das mittels Klebeband am Rohr befestigt war. In das über die ganze

Höhe reichende mittige Bohrloch (Ø 70 mm) wurde die Probe gegeben, auf diese ein

Scheibe aus Teflon und auf sie eine Scheibe aus gehärtetem Stahl. Dann wurde ein

Stahlstempel in die Zylinderöffnung gesteckt und auf den Stempel eine Stahlplatte gelegt.

Die ganze Vorrichtung stand in einer Presse (300 kN-Presse; Abbildung 17) mittels der der

erforderliche Innendruck aufgebracht wurde (max. 7000 bar), der zum Auspressen der

Porenlösung aus Mörtel- bzw. Betonproben mit baupraktisch niedrigem W/Z-Wert benötigt

wird. Die Details zur Methode und dass sie zu richtigen Ergebnissen führt, sind in [54, 78-

81] beschrieben.

Abbildung 17: Presse zum Auspressen der Porenlösung

34

Die ausgepressten Porenlösungen wurden hinsichtlich der Konzentrationen der Ionen

Hydroxid (OH-), Chlorid (Cl-), Sulfat (SO42-), Natrium (Na+), Kalium (K+) und Calcium (Ca2+)

untersucht. Die Konzentration der OH--Ionen wurde durch Titration mit 0,1 oder 0,01

molarer Salzsäure (HCl) gegen m-Kresolpurpur bestimmt. Der Farbumschlag dieses

Indikators erfolgt von tiefblau (pH: ≥ 9,0) nach hellgelb (pH: 7,4) und ist äußerst scharf.

Allerdings muss zur Verdünnung ein CO2-freies dest. Wasser verwendet werden, das durch

Kochen am Rückfußkühler hergestellt wurde. Beim Abkühlen und der weiteren Lagerung

war am Vorratsgefäß ein CO2-Adsorptionsrohr angebracht (gefüllt mit NaOH auf Träger),

um jeden CO2 Zutritt zu unterbinden. Die Chloridbestimmung (Cl-) wurde fallweise durch

potentiometrische Titration mit einer 0,01 molaren Lösung von Silbernitrat (AgNO3) unter

Verwendung eines mikroprozessorgesteuerten Titrierautomaten durchgeführt (ORION 960;

Schreiberegistrierung), erfolgte im Regelfall aber mittels Ionenchromatographie. Weiter

wurden die Konzentrationen von Sulfat (SO4-2), Natrium (Na+), Kalium (K+) und Calcium

(Ca+2) mittels Ionenchromatographie (Dionex DX-120) sowie fallweise zusätzlich durch ICP-

OES (inductive coupled plasma-optical emmisions spectrscopy) quantifiziert.

7.2 Aus Kanalsystem und Tunneln entnommene Beton- und

Gebirgswasserproben

Von den aus dem Kanalsystem von Linz und den Tunneln entnommenen Bohrkernen sind

im Labor fünf, je 1 cm dicke Scheiben parallel zur Grundfläche der Bohrkerne abgeschnitten

worden. Da das Sägeblatt 5 mm dick war, betrug der Schnittverlust 5 mm und die Abschnitte

stammten somit aus 0-1 cm, 1,5-2,5 cm, 3-4 cm usw. Da es sich teilweise um lufttrockenen

Beton handelte, mussten die Abschnitte zunächst mit Wasser gefüllt werden. Dazu wurden

sie in einen Exsikkator gelegt und zunächst die Luft aus dem Exsikkator gesaugt. Bei

laufendem Vakuum wurden die Abschnitte dann mit Wasser überschichtet, danach das

Vakuum aufgehoben und über Nacht im Wasser belassen. Anschließend wurden sie in

Kunststoffsäcken verpackt und bei 20°C etwa 2 Monate lang gelagert. Die lange

Lagerungszeit war notwendig, um sicherzustellen, dass sich zwischen den Feststoffen und

der Porenlösung ein Gleichgewicht eingestellt hat, wofür nach früheren Untersuchungen

zumindest einige Wochen erforderlich sind [82, 83]. Die aus den Bohrkernabschnitten

ausgepressten Porenlösungen sind gleich untersucht worden, wie die Porenlösungen der

Mörtelproben.

Die aus den zersetzten Betonproben ausgepressten Lösungen und die Bergwasserproben

35

sind hinsichtlich ausgewählter hydrochemischer Kennwerte mittels a) ICP (Inductive

coupled plasma mass spectrometer) auf die Elementkonzentrationen und b) WS-CRDS

(wavelength-scanned cavity ring-down spetroscopy) auf die Isotopenwerte von Sauerstoff,

Wasserstoff, Kohlenstoff und fallweise Schwefel (δ2H, δ18O, δ13C, δ34S) untersucht worden.

7.3 Für die Entwicklung einer Prüfmethode zur

nasschemischen Bestimmung der Sulfatverteilung

verwendete Betonproben

Aus den, von den Bohrkernen aus den Betonbalken hergestellten Prüfkörpern (25 mm dicke

Scheiben) sind nach Lagerungszeiten von 33, 66, 99 und 152 Tagen in gesättigter

Gipslösung Bohrmehlproben entnommen worden. Dazu wurde mittels einer dafür

adaptierten Drehbank die jeweils eingespannte Betonscheibe mittels einer PKD-

Wendeschneidplatte (Polykristalliner Diamant mit Hartmetallunterlage) abgedreht und das

so entnommene Material in 0,2 mm Tiefenabstufungen gesammelt. Abbildung 18 zeigt das

Abdrehen einer Betonscheibe.

Abbildung 18: Abdrehen einer Betonscheibe

Das Betonmehl wurde in 100 ml Salzsäure (1 + 9) aufgeschlämmt, auf 70 °C erwärmt und

anschließend durch einen Glasfaserfilter filtriert. Im Filtrat ist der Sulfatgehalt photometrisch

bestimmt und auf den SO3-Gehalt in Masse-% umgerechnet worden.

36

8. Ergebnisse der im Kanalsystem von Linz durchgeführten

Untersuchungen

8.1 Betonproben

Die Betonproben (Bohrkerne) sind an denselben Stellen des Kanalsystems entnommen

worden, an denen die Mörtelproben ausgelagert waren. Sie wurden mit den in Abbildung 4

angegebenen Ziffern bezeichnet (1 bis 4). Aus Abbildung 19 ist ersichtlich, dass auf den

Bohrkernen von den Entnahmestellen 1 (HSM) und 3 (Weikerlsee) eine Schicht eines Mörtels

anhaftete, dessen Größtkorn deutlich kleiner war als das des Bauwerksbetons. Die

Schichtdicke des Mörtels betrug bei Entnahmestelle 1 ca. 2 cm und bei Entnahmestelle 3 ca.

7 cm. Weshalb der Mörtel aufgebracht wurde und warum die Schichtdicke sehr unterschiedlich

war, ist den Autoren nicht bekannt. Bei den Bohrkernen der anderen beiden Entnahmestellen

(ULK und Nachklärbecken) fehlte eine solche Schicht.

Abbildung 19: Bohrkerne von den Entnahmestellen 1 (links) und 3 (rechts)

Das Diagramm rechts in Abbildung 20 zeigt die Ergebnisse der Porenlösungsanalyse. Beim

Bohrkern 4 konnte nur aus dem ersten Abschnitt etwas Porenlösung ausgepresst werden, aus

den übrigen Abschnitten jedoch nicht, weshalb nur die bei den Bohrkernen 1-3 gemessenen

Konzentrationen dargestellt sind. Die Abbildung zeigt, dass die OH--Konzentration von außen

nach innen kontinuierlich, also von eher schwach alkalisch zu mittelstark alkalisch ansteigt (bei

BK 3 betrug der, aus der OH--Konzentration rechnerisch ermittelte pH-Wert in 0-1 cm Tiefe

11,86, bei BK 1 und bei BK 2 etwa 12,4; der höchste, bei BK 2 in 4,5-5,5 cm Tiefe gemessene

pH-Wert errechnete sich zu 12,89). Auch der letztere Wert ist noch relativ gering

(normalerweise liegt der pH-Wert der Porenlösung eines nicht karbonatisierten Betons über

37

13). Dies ist einerseits auf die Karbonatisierung des Betons (Randzone) und andererseits auf

die Diffusion zurückzuführen, die von Stellen höherer zu solchen niedrigerer Konzentration,

also von innen nach außen erfolgt (Abgabe von OH--Ionen in das Abwasser). Die

Sulfatkonzentration war in allen Proben nur sehr gering. Dass sie in der Randzone teilweise

etwas höher waren als in der Tiefe, hängt mit der OH--Konzentration der flüssigen Phase

zusammen (die Löslichkeit von in Zement gebundenem Sulfat nimmt mit abnehmendem pH-

Wert der Porenlösung zu). Insgesamt sind die Schwankungen der Sulfatkonzentration aber so

gering, dass nicht sicher gesagt werden kann, ob die Unterschiede tatsächlich bestehen oder

auf Messunsicherheiten zurückzuführen sind.

Abbildung 20: Sulfatgehalt der aus unterschiedlichen Tiefen stammenden Bohrkernabschnitte (links) und Sulfat- sowie Hydroxidkonzentration der Porenlösung (rechts).

Zu den o.a. Ergebnissen passend waren bei allen Bohrkernen (BK 1 – BK 4) makroskopisch

deutlich zwei Zonen erkennbar. Abbildung 21 zeigt eine von der Oberfläche ausgehende ca.

2 cm in die Tiefe reichende Alterationszone (Randzone) mit erhöhter Porosität und der daran

anschließenden Zone des unveränderten Betons. Abbildung 22 ist eine Detailansicht aus

Abbildung 21. Abbildung 23 zeigt die Randzone des Bohrkerns 4, an dem kein Mörtel anhaftete

und dessen Alterationszone nur sehr gering war. Diese makroskopisch feststellbare

Differenzierung der einzelnen Zonen wurde auch durch die phasenanalytische

Charakterisierung mit Hilfe der Röntgendiffraktometrie bekräftigt. Die mineralogische

Zusammensetzung der zwei Zonen in Abbildung 21 bzw. 22 unterschied sich gravierend

(Tabelle 3). In allen Bohrkernen sind in der Zone des unveränderten Betons die Minerale Quarz

(SiO2), Kalzit (CaCO3), Dolomit [Ca.Mg(CO3)2] (aus dem Betonzuschlag) und Portlandit

[Ca(OH)2] (vom Bindemittel) nachgewiesen worden. Röntgenographisch nicht analysierbar

waren sowohl die C-S-H-Phasen (schlechte Kristallinität und daher röntgenamorph), als auch

primär (bei der Zementerhärtung) gebildeter Ettringit (zu wenig vorhanden; <2,5 % sind nicht

gesichert nachzuweisen). Im Gegensatz dazu wurde in der oberflächennahen Zone der

0

2

4

6

0-1 cm 1,5-2,5 cm 3-4 cm 4,5-5,5 cm

SO

3-G

ehalt (

M%

) bez.

auf Z

em

ent

Betontiefe

Bohrkern 1

Bohrkern 2

Bohrkern 3

Bohrkern 4

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

Hydro

xid

und S

ulfat in

mg/l

Abschnittstiefe in cm

BK 1 OH

BK 2 OH

BK 3 OH

BK 1 SO4

BK 2 SO4

BK 3 SO4

38

Bohrkerne neben den erwähnten Mineralphasen des Betonzuschlages die Mineralneubildung

Vaterit (µ- CaCO3) und offensichtlich vom Sediment des Kanalsystems als Verunreinigung in

den Beton gelangter Glimmer nachgewiesen, aber kein Ca(OH)2. Die Bildung der CaCO3

Modifikation Vaterit erfolgte mit Sicherheit sekundär und steht im Zusammenhang mit der

Anwesenheit von organischen Substanzen. Es ist anzunehmen, dass auch ein Teil des

bestimmten Kalzits neu gebildet wurde. Dieser Anteil konnte aber nicht quantifiziert werden.

Abbildung 21: Bohrkern Linz (Ø 50 mm; Messstelle 1)

Abbildung 22: Bohrkern 1; links Dünnschliff, rechts Sulfatverteilung (helle Farben hoher Sulfatanteil, schwarz kein Sulfat vgl. Zuschlagskörner)

3,5cm

Ob

erflä

ch

e

Bohrkern 1 (BK 1)

Linz-Abwasserkanal

2 cm

39

Abbildung 23: Bohrkern 4; links Dünnschliff, rechts Sulfatverteilung

Tabelle 3: Qualitative Mineralogische Zusammensetzung der Bohrkernabschni

Bohrkern Nummer

(die Nr. gibt die Messstelle in Abb. 4 an)

durch Karbonatisierung veränderte Randzone

tiefer liegender, unveränderter Beton

1

Quarz; Dolomit; Kalzit bzw.

Vaterit; Glimmer;

Ca-Fe-Sulfat-Hydrat

Quarz

Dolomit

Kalzit

Portlandit

2 Quarz; Dolomit; Kalzit Vaterit;

Glimmer 3

4

Dass die Porosität im karbonatisierten Bereich sichtlich höher war als im nicht karbonatisierten

Beton, war überraschend, weil die Karbonatisierung von luftgelagerten Beton bekanntlich zu

einer Porenverengung führt. Als Ursache dafür ist primär eine fortgesetzte Auslaugung des

Ca(OH)2 zufolge des häufigen Kontaktes zum Abwasser zu sehen [die Löslichkeit von Ca(OH)2

beträgt immerhin 1,7 g/l]. Vermutlich hatte der Beton im Entnahmebereich abwechselnd Luft-

und Wasserkontakt (wechselnder Füllstand des Kanals).

3,5 Jahre später, also am Ende der Laufzeit des Forschungsprojektes wurde nur aus dem

Nachklärbecken eine neuerliche Bohrkernentnahme durchgeführt. Dies einerseits, weil die

Bohrkernentnahme bei laufendem Betrieb erhebliche Schwierigkeiten mit sich bringt und

andererseits, weil der Sulfatgehalt lediglich innerhalb der Schicht des ungewöhnlich porösen

Reparaturmörtels stärker überhöht war, ansonsten aber in dem alten Kanalbeton nicht bzw.

3,5cm

Ob

erflä

ch

e

40

nur in 0-1,5 cm Tiefe leicht überhöht war (Abbildung 20, links), sodass nicht anzunehmen war,

dass 3,5 Jahre später stärker veränderte Verhältnisse vorliegen würden. Auch von dem, nach

3,5 Jahren Laufzeit entnommenen Bohrkern wurden im Labor vier je 1 cm dicke Scheiben

abgetrennt, die Abschnitte chemisch analysiert und deren ungefährer Zementgehalt bestimmt

(die Porenlösung wurde nicht ausgepresst, weil der Gesamtsulfatgehalt nicht wesentlich

anders war als zu Beginn und daher nicht zu erwarten war, dass sich die

Porenlösungszusammensetzung stärker verändert hat). In Tabelle 4 sind die zu Beginn und

nach 3,5 Jahren erhaltenen Sulfatgehalte der aus dem Nachklärbecken entnommenen

Bohrkerne gegenübergestellt.

Tabelle 4: Sulfatgehalt des Betons (Nachklärbecken)

Entnahmetiefe

(cm)

SO3 in %

bez. auf Zementgehalt

Beginn nach 3,5

Jahren

0 - 1,0 3,76 2,96

1,5 - 2,5 3,13 3,81

3,0 - 4,0 3,22 2,78

4,5 - 5,5 3,25 2,98

Wie aus der Tabelle ersichtlich, wurde nach 3,5 Jahren nur in 1,5-2,5 cm Tiefe ein höherer

Sulfatgehalt ermittelt als zu Beginn. Sicherlich spielen dabei Bestimmungsunsicherheiten oder

der Umstand eine Rolle, dass die Bohrkerne nicht unmittelbar nebeneinander entnommen

wurden (zu Beginn fand die Entnahme im Beisein des Sachbearbeiters der TVFA statt, nach

3,5 Jahren nicht, und der Firma, die mit der Entnahme beauftragt war, war die Stelle der

Erstentnahme nicht genau bekannt). Die in den beiden äußeren Zonen festgestellten

Differenzen haben aber sicherlich auch andere Ursachen. Dass in 0-1 cm Tiefe nach 3,5

Jahren deutlich weniger Sulfat gefunden wurde als zu Beginn kann damit erklärt werden, dass

die Karbonatisierungstiefe etwas zugenommen und daher der Sulfatgehalt abgenommen hat,

weil Ettringit bei dem im karbonatisierten Bereich gegebenen pH-Wert nicht beständig ist und

zersetzt wurde. Das freigesetzte Sulfat ist aber nicht nur aus dem Beton hinausdiffundiert

sondern auch weiter in ihn hinein so dass der Sulfatgehalt in 1,5-2,5 cm Tiefe stärker

zugenommen hat. Die in den beiden anderen aus größeren Tiefen stammenden Abschnitten

festgestellten Unterschiede können u. a. auf Unsicherheiten in der Bestimmung des

Zementgehaltes von Beton beruhen.

41

Auch nach 3,5 Jahren war der Sulfatgehalt des Betons nicht besonders hoch und ist somit

jedenfalls als eher unauffällig anzusehen. Leider konnte aber keine Information erhalten

werden ob der durchschnittliche Sulfatgehalt während des Beobachtungszeitraums überhaupt

zugenommen hat, oder ob die Sulfatzufuhr wegen der, verglichen mit den

Sulfatkonzentrationen der Laborlagerlösungen, geringen Sulfatkonzentration des Wassers im

Nachklärbecken so langsam erfolgte, dass sie nicht messbar war

8.2 Mörtelproben

8.2.1 Probenbeschaffenheit

Wie die in Abbildung 24 gezeigten Proben wiesen auch alle anderen Würfel und Prismen

oberflächlich eine dünne bräunliche Schicht auf, die nach der Entfernung der vom Klärwasser

stammenden Ablagerungen (Abbildung 6) sichtbar wurde und umso stärker ausgeprägt war,

je länger die Proben gelagert waren (Abbildung 24 links zeigt einen Würfel der im Labor

gespalten wurde). Diese, anfangs nur ca. 0,5 mm dicke Schicht war mineralogisch ident mit

der karbonatisierten Betonzone der Bohrkerne (Anwesenheit von Vaterit).

Abbildung 24: Braunfärbung der Probenoberfläche (links nach 6 Monaten und rechts nach 3,5 Jahren Lagerung)

8.2.2 Festigkeiten

In den Abbildungen 25 und 26 sind die Veränderungen der Druck- bzw. Biegezugfestigkeiten

dargestellt. Bei den Druckfestigkeiten der im Nachklärbecken gelagerten Proben ist auffällig,

dass sie nach 3,5 Jahren mit Ausnahme des mit C3A-freiem Zement hergestellten Mörtels

deutlich geringer war als nach 2,5 Jahren. Die Messwertdifferenzen zu den unterschiedlichen

Terminen sind allerdings teilweise sehr hoch, was eine Interpretation erschwert. Die

42

Unterschiede zwischen den Messwerten der gleichen, an unterschiedlichen Stellen

ausgelagerten Proben können daran liegen, dass die Prüfung insofern nicht normengemäß

war, als hier nur eine Probe je Rezeptur und Auslagerungsstelle für die Messung zur

Verfügung stand und nicht der Mittelwert von 3 Prismen bestimmt werden konnte, wie das zu

Beginn vor der Auslagerung möglich war. Besonders unverständlich ist der

Druckfestigkeitsabfall zwischen 2,5 und 3,5 Jahren der im Nachklärbecken gelagerten Proben

beim CEM I mit W/Z-0,45, weil dieser Mörtel die geringste Porosität hatte und daher der

Diffusionstransport von Ionen in die Probe hinein bzw. aus der Probe heraus am langsamsten

vor sich ging (der SO3-Gehalt betrug bei dieser Probe nach 3,5 Jahren „nur“ 3,7% SO3,

bezogen auf den Zementgehalt).

Abbildung 25: Veränderungen der Druckfestigkeiten

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

Be

gin

n

nach 6

Mo

nate

n

nach 1

,5Jah

ren

nach 2

,5Jah

ren

nach 3

,5Jah

ren

Be

gin

n

nach 6

Mo

nate

n

nach 1

,5Jah

ren

nach 2

,5Jah

ren

nach 3

,5Jah

ren

Be

gin

n

nach 6

Mo

nate

n

nach 1

,5Jah

ren

nach 2

,5Jah

ren

nach 3

,5Jah

ren

CEM I W/Z 0,45 CEM I W/Z 0,70 CEM I C3A-frei W/Z 0,70

Dru

ckfe

stig

keit (

N/m

m²)

Stelle 1 HSM Stelle 2 ULK

Stelle 3 Weikerlsee Stelle 4 Nachklärbecken

43

Abbildung 26: Veränderungen der Biegezugfestigkeiten

Nach 3,5 Jahren korrelierte die Druckfestigkeit der im Nachklärbecken gelagerten Proben

zudem zumeist nicht mit den Biegezugfestigkeiten (z. B. war die Biegezugfestigkeit bei der

Probe mit C3A-freien Zement im Gegensatz zur Druckfestigkeit deutlich niedriger als bei den

früheren Terminen).

Die Abnahme der Druckfestigkeit der genannten, im Nachklärbecken gelagerten Proben

könnte mit dem Chloridgehalt des Wasser des Nachklärbeckens in Zusammenhang stehen (s.

Pkt. 8.2.4). Im Nachklärbecken ist nämlich nach Auskunft der LINZ AG Eisenchlorid (FeCl3)

als Betriebsstoff zugesetzt worden. Eisenionen sind bei pH-Werten um 7 nicht löslich und fallen

als Fe(OH)3 aus. Das Chlorid braucht aber aus Gründen des Ladungsausgleiches einen

positiven Bindungspartner. Unter Nichtbeachtung der Rolle der Alkalien, die nach 3,5 Jahren

ohnehin schon zum Großteil ausdiffundiert waren (s. Pkt. 8.2.4), führt die Ausfällung des

Eisens zur Lösung von Calcium aus dem im hydratisierten Zement vorhandenen Depot von

festem Calciumhydroxid [2FeCl3 + 3Ca(OH)2 3CaCl2 + 2Fe(OH)3)]. Calciumchlorid ist leicht

löslich und die fortgesetzte „Entnahme“ von Calciumhydroxid aus dem Zementstein führt zu

einer Zunahme der Probenporosität und damit zu einer Abnahme der Festigkeit. Wenn das

der Grund für den Druckfestigkeitsabfall der Mörtelproben mit CEM I (W/Z-0,45 und 0,70) ist,

bleibt offen und unlogisch, wieso die Druckfestigkeit bei der Probe mit C3A-freiem Zement von

2,5 auf 3,5 Jahre Lagerungszeit nicht, wohl aber die Biegezugfestigkeit abgenommen hat.

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

Be

gin

n

nach 6

Mo

nate

n

nach 1

,5Jah

ren

nach 2

,5Jah

ren

nach 3

,5Jah

ren

Be

gin

n

nach 6

Mo

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n

nach 1

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nach 2

,5Jah

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nach 3

,5Jah

ren

Be

gin

n

nach 6

Mo

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n

nach 1

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ren

nach 2

,5Jah

ren

nach 3

,5Jah

ren

CEM I W/Z 0,45 CEM I W/Z 0,70 CEM I C3A-frei W/Z 0,70

Bie

gezugfe

stigkeit (

N/m

m²)

Stelle 1 HSM Stelle 2 ULK

Stelle 3 Weikerlsee Stelle 4 Nachklärbecken

44

Welche Betrachtungen man auch anstellt, hier bleiben Unklarheiten, die nicht erklärt werden

können, für die Praxis aber relevant sind, weshalb weiterer Forschungsbedarf besteht.

8.2.3 Sulfatgehalt

8.2.3.1 Mittlerer Sulfatgehalt

Abbildung 27: Veränderungen des Gesamtsulfatgehaltes

Abbildung 27 zeigt die festgestellten Änderungen des durchschnittlichen Sulfatgehaltes der

Mörtelproben. Wie ersichtlich, wurden an einigen der Proben nach 1,5 Jahren Lagerung Werte

erhalten, die weit abseits des Trends der übrigen Werte liegen, sodass wohl davon

ausgegangen werden kann, dass sie zu hoch sind. Ob hier Fehlbestimmungen vorliegen oder

andere Ursachen dafür verantwortlich sind, konnte nicht festgestellt werden. Zu den übrigen

Terminen betrug der Sulfatgehalt bei allen Auslagerungsstellen weniger als 4 % SO3, bezogen

auf den Zementgehalt. Nach 2,5 Jahren war sehr auffällig, dass der Sulfatgehalt gegenüber

den 1,5-Jahre Werten nicht höher sondern teilweise sogar geringer war. Letzteres ist aber auf

offensichtlich überhöhten Werte zurückzuführen, die teilweise bei der Bestimmung nach 1,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

CE

M I; W

/Z 0

,45

CE

M I; W

/Z 0

,70

C3A

-fre

i; W

/Z 0

,70

CE

M I; W

/Z 0

,45

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M I; W

/Z 0

,70

C3A

-fre

i; W

/Z 0

,70

CE

M I; W

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,45

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,70

C3A

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/Z 0

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M I; W

/Z 0

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C3A

-fre

i; W

/Z 0

,70

Stelle 1-HSM Stelle 2-ULK Stelle 3-Weikerl-see

Stelle 4-Nachklär-becken

Gesam

tsulfatg

ehalt

bez.

auf

den Z

em

entg

ehalt in % Beginn nach 6

Monatennach 1,5Jahren

nach 2,5Jahren

nach 3,5Jahren

45

Jahren erhalten wurden. Die Untersuchungen hierzu haben ergeben, dass innerhalb dieser

Proben nahe der Oberfläche eine Karbonatisierung stattgefunden hat (Abbildung 28). Dies

führte zu einer Porenverengung und somit zu einer Abnahme der Geschwindigkeit, mit der

Substanzen von außen in die Probe eindringen können. Offensichtlich wurde die Randzone

oberhalb der Karbonatabscheidung verstärkt ausgelaugt, was erklären könnte, dass bei den

elektronenmikroskopischen Untersuchungen eine stärker poröse Randzone vorgefunden

wurde.

Abbildung 28: Karbonatisierte Randzone einer Mörtelprobe [helle Bereiche stammen von Kalzit (CaCO3)]

Die Karbonatisierung ist entstanden, weil im Abwasser Kohlendioxid (CO2) gelöst war und mit

den Proben in Kontakt kam (stammt aus der Luft bzw. aus Zersetzungsvorgängen organischer

Stoffe). Unter Wasseraufnahme hat sich daraus teilweise Kohlensäure (H2CO3) gebildet (CO2

+ H2O H2CO3), die bei Kontakt zu Natrium bzw. Kaliumhydroxid (NaOH bzw. KOH; ist in der

Porenlösung der Proben enthalten) zu Natrium- bzw. Kaliumkarbonat reagiert (Na2CO3 bzw.

K2CO3). Diese Salze sind leicht wasserlöslich und liegen in gelöstem Zustand dissoziiert vor

(Na2CO3 2Na+ + CO3-2). Die so gebildeten Karbonat-Ionen (CO3

-2) können mit den vom

Zement stammenden Calciumionen zu unlöslichem CaCO3 reagieren. Aus dem unmittelbaren

Oberflächenbereich wurde das Ca(OH)2 des Zementsteins mit dem fließendem Wasser

offenbar vollständig abtransportiert, so dass nur die in die Proben hinein diffundierende

Kohlensäure bzw. CO3-2-Ionen eine unterhalb der Oberfläche beginnende Karbonatisierung

bewirken konnten und sich die Kalkschicht nicht - wie bei den im Labor gelagerten Proben (s.

Kapitel 9.1.2) an der Probenoberfläche ablagern konnte.

46

8.2.3.2 Sulfat Profil

Die folgenden Diagramme (Abbildung 29 und 30) zeigen jeweils das Sulfat Profil nach 3,5

Jahren an den Auslagerungsstellen 1 und 4 für CEM I und C3A-freien Zement mit W/Z von 0,7.

Dabei ist zu erkennen, dass sich vor allem bei den CEM I Proben eine ausgeprägte

„ausgelaugte Randzone“ von <2 mm mit geringeren SO3 Gehalten gebildete hat. Bis auf die

im Nachklärbecken gelagerte CEM I Probe mit W/Z-Wert 0,7 ist auch der SO3 Gehalt stets

unter 3,5 M% geblieben, was mit den Ergebnissen der nasschemischen Bestimmungen gut

übereinstimmt. Die starken Schwankungen der Kurven sind auf die Vielzahl der

Einzelmessungen zurückzuführen, woraus klar hervorgeht, dass der Sulfatgehalt örtlich stark

unterschiedlich ist (s. Kapitel 7.1).

Abbildung 29: Sulfat Profil nach 3,5 Jahren an Auslagerungsstelle 1

Abbildung 30: Sulfat Profil nach 3,5 Jahren an Auslagerungsstelle 4

8.2.4 Konzentration der Inhaltsstoffe der Porenlösung

Die Abbildungen 31 und 32 zeigen die Veränderungen der Konzentration der Anionen, wobei

die Konzentration in Abbildung 31 linear und in Abbildung 32 zur besseren Illustration der

niedrigen SO4-2-Gehalte in den Porenlösungen logarithmisch skaliert ist. Erwartungsgemäß

hat die OH--Konzentration an allen Auslagerungsstellen ständig abgenommen, weil die OH--

Ionen aus der Porenlösung mit ihrer anfangs hohen Konzentration nach außen in das

Klärwasser diffundierten. Die Sulfatkonzentration war von Anfang an nur gering und die

Veränderungen der Konzentration waren so gering, dass eine Spekulation über die Ursachen

der Veränderungen wenig zweckdienlich erscheint (Diffusion nach außen oder Veränderungen

im Bindungsgleichgewicht zwischen Feststoffen und Porenlösung).

47

Abbildung 31: Veränderung der Konzentration der Anionen der Porenlösung

Abbildung 32: Konzentration aus Abbildung 31 in logarithmischer Ordinatenskalierung

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

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h 6

…

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OH-mg/l

SO4 --mg/l

Cl-mg/l

Ko

nze

ntr

atio

n in

mg/

L Stelle 2-ULK CEM I W/Z 0,45

Stelle 2-ULK CEM I W/Z 0,70

Stelle 2-ULK C3A-frei W/Z 0,70

Stelle 4-Nachklär-becken CEM I W/Z 0,45

48

Überrascht hat aber die stetige Zunahme der Chloridkonzentration der im Nachklärbecken

gelagerten Proben, die nur an dieser Auslagerungsstelle derart ausgeprägt war. Da dem

Abwasser des Nachklärbeckens Eisenchlorid (FeCl3) als Betriebsstoff zugesetzt worden ist,

konnte Chlorid von außen in die Proben hineindiffundierten. Wegen des dichten Gefüges der

Probe mit W/Z-0,45 stieg der Chloridgehalt der Porenlösung langsamer und insgesamt

deutlich weniger stark an als bei W/Z-0,70, bei dem wiederum beim Mörtel mit C3A-freien

Zement die Zunahme stärker war als beim „normalen“ CEM I (mit C3A), weil letzterer Zement

etwas Chlorid als Friedel´sches Salz (3CaO.Al2O3.CaCl2.10H2O) binden kann, C3A-freier

Zement aber nicht. Interessant und bislang ungeklärt sind die Ursachen der hohen

Chloridkonzentrationen, denn die Cl--Konzentration im Nachklärbecken war nach Angabe der

LINZ AG nie höher als etwa 500 mg Cl-/l. Da die hohen Cl--Konzentration nur im

Nachklärbecken festgestellt wurden, hier aber bei den Proben aller Zemente, handelt es sich

um einen Effekt. In dieselbe Richtung weist auch die Cl--Konzentration von 1643 mg/l, die im

Bohrkernabschnitt aus 0-1 cm Tiefe gefunden wurde, der von dem aus dem Nachklärbecken

stammenden Bohrkern abgetrennt worden ist und auch wesentlich höher war als im Wasser

des Nachklärbeckens. Wegen dieser Ergebnisse sind an den Mörtelproben zusätzlich

Gesamtchloridgehaltsbestimmungen durchgeführt worden Die Ergebnisse sind in Tabelle 5

enthalten. Darin ist auch der Zementgehalt angegeben, der an diesen Proben im Zuge der

Sulfatgehaltsbestimmungen ermittelt worden ist.

Die ermittelten Werte des Gesamtchloridgehaltes passen gut zu den Cl--Konzentrationen der

Porenlösung. Die oben beschriebenen Ursachen für die Unterschiede gelten auch hier. Das

unterschiedliche Bindungsverhalten zwischen dem C3A-haltigen und –freien Zement (W/Z-

0,70) sind auch beim Gesamtchloridgehalt abgebildet. Da der C3A-freie Zement Chlorid nur

physikalisch durch Adsorption binden kann, konnte der Gesamtchloridgehalt nicht so hoch

anstiegen wie bei der Probe mit CEM I und demselben W/Z-Wert, aber die Cl--Konzentration

der Porenlösung war dennoch höher. Aufgrund welcher Ursachen es dazu kommen konnte,

dass entgegen dem zwischen innen und außen gegebenen Konzentrationsgefälles Chlorid in

die Proben hineindiffundieren und der Chloridgehalt auf so hohe Werte ansteigen konnte, kann

nicht gesagt werden.

49

Tabelle 5: Chloridgehalt der Mörtelproben nach 3,5 Jahren Lagerung im Nachklärbecken

Zementsorte in Mörtel

Cl--Gehalt Mörtel (M%)

Zementgehalt (M%)

Cl--Gehalt (% v. Zement)

Cl--Konz. der Porenlösung

(mg/l)

CEM I (W/Z-

0,45) 0,14 27,0 0,52 1036

CEM I (W/Z-

0,70) 0,285 26,5 1,1 4860

CEM I-C3A-frei

(W/Z-0,70) 0,22 26,6 0,83 7900

Abbildung 33: Veränderung der Konzentration der Kationen der Porenlösung

In Abbildung 33 sind die Veränderungen der Konzentrationen von Natrium (Na+), Kalium (K+)

und Calcium (Ca2+) von denselben Stellen dargestellt [die Alkaliionen (Na+, K+) liegen im

Zement als Oxide vor, die sich bei Wasserkontakt als Hydroxide lösen (Na2O + H2O

2NaOH); in den Hydratationsprodukten des Zementes ist nur sehr wenig Natrium bzw. Kalium

gebunden (adsorbiert), so dass der größte Teil der Alkalien in der Porenlösung enthalten ist.

Aus der Abbildung ist ersichtlich, dass die Natriumkonzentration zu Beginn deutlich geringer

war als die des Kaliums. Dies deshalb, weil der für die Zementherstellung benötigte Lehm

mehr Kalium als Natrium enthält (das bei der Urgesteinsverwitterung freigesetzte Kalium wird

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

zuB

egi

nn

nac

h 6

Mo

nat

en

nac

h 1

,5 J

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n

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zuB

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Mo

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n

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h 3

,5 J

ahre

n

Na+ K+ Ca2+

Ko

nze

ntr

atio

n in

mg/

L

Stelle 1-HSM CEM I W/Z 0,45

Stelle 1-HSM CEM I W/Z 0,70

Stelle 1-HSM C3A-frei W/Z 0,70

Stelle 4-Nachklär-becken CEM I W/Z 0,45Stelle 4-Nachklär-becken CEM I W/Z 0,70Stelle 4-Nachklär-becken C3A-frei W/Z 0,70

50

vom Boden adsorbiert, Natrium nicht). Mit zunehmender Lagerungsdauer hat die

Konzentration der Alkalien kontinuierlich abgenommen, weil sie aus den Proben in das

Abwasser hinausdiffundierten. Da sie als Hydroxide vorlagen, korreliert die Abnahme der

Alkalikonzentration mit der des Hydroxids. Anders sind die Verhältnisse beim Calcium dessen

Konzentration zu Beginn von allen Kationen am geringsten war und mit zunehmender

Lagerungsdauer angestiegen ist. Dies ist mit dem Absinken der OH--Konzentration zu

erklären. Je höher die OH--Konzentration, umso geringer ist die Löslichkeit von Calcium.

Allerdings erscheinen einzelne Ca+2-Werte, wie die nach 2,5 Jahren der bei Stelle 1

ausgelagerten Probe (C3A-freier Zement; grüner Balken) fragwürdig, denn nach 3,5 Jahren

wurde an dieser Stelle eine wesentlich geringere Ca+2-Konzentration gemessen (vermutlich

liegt hier ein Bestimmungsfehler vor).

Insgesamt ergibt sich aus den Untersuchungen, dass es sehr unwahrscheinlich erscheint,

dass es im Kanalsystem in überschaubarer Zukunft zu einer gefährlichen Sulfat-Anreicherung

des Betons kommen wird. Dies zumal die Ergebnisse der Laboruntersuchungen zeigten, dass

bei wechselnden Sulfat-Konzentrationen im angreifenden Wasser die mittlere Konzentration

relevant ist (s. Kapitel 9.1.2) und dass an Proben mit CEM I als Bindemittel und einem W/Z-

Wert von 0,70, die im Labor in einer Sulfatlösung mit 6.000 mg SO4-2/l ausgelagert waren -

trotz eines Anstieges des Sulfatgehaltes auf ~10% SO3, bezogen auf Zementgehalt - lediglich

erste Anzeichen beginnender Schädigung durch Ettringitbildung festzustellen waren. Es muss

jedoch darauf hingewiesen werden, dass die Laborexperimente nicht direkt auf die Praxis

übertragen werden können, da in Abwasserkanälen immer komplexe Mischlösungen z.B.

Sulfat mit hohen Chloridwerten und hohen Gehalten an organischen Substanzen auftreten.

Weiter muss erwähnt werden, dass es vor allem im Nachklärbecken zu einer signifikanten

Reduzierung der mechanischen Kennwerte der Mörtelproben (Druck- und Biegezugfestigkeit)

gekommen ist. Zusätzlich zeigten die CEM I Proben mit W/Z Wert 0,7 auch an den anderen

Auslagerungsstellen einen deutlich abfallenden Trend bei der Biegezugfestigkeit. Wie bereits

zuvor ausgeführt, dürfte dafür hauptsächlich die Auslaugung von Portlandit aus dem

Zementstein verantwortlich sein. Begünstigt durch hohe Chloridwerte, wie sie im

Nachklärbecken auftraten, wird Portlandit gelöst und im Gegensatz zu den im Labor

durchgeführten Experimenten nicht immer durch Kalzit ersetzt. Die daraus resultierende

Erhöhung der Porosität begünstigt in weitere Folge etwaige chemische Angriffe. Da die

Temperatur im Kanalsystem so hoch ist, dass es zu keinem Angriff durch Thaumasitbildung

kommen wird, wird darauf nicht näher eingegangen.

51

9. Ergebnisse der im Labor ausgelagerten Mörtelproben

9.1 Experimente zur Ettringitbildung

(mit Normensand hergestellte Mörtelproben, ausgelagert bei 20°C)

9.1.1 Festigkeiten

Abbildung 34: Druckfestigkeiten bei Lagerung in Na2SO4-Lösungen mit unterschiedlichen SO4

-2-Konzentrationen

Abbildung 34 zeigt die Ergebnisse der Druckfestigkeitsprüfungen der bei unterschiedlichen

Sulfatkonzentrationen im Labor bei ~20°C gelagerten Proben, die keinen Kalkstein sondern

Normensand enthielten (bei den Proben, die Kalksteinmehl anstelle des Normen-Feinsandes

enthielten, waren die Ergebnisse erwartungsgemäß vergleichbar, weshalb darauf nicht näher

eingegangen wird). Nach 3,5 Jahren fand keine Prüfung statt, weil die Versuchsdauer bei

diesen Proben auf 4,5 Jahre ausgedehnt werden musste und daher nach 3,5 Jahren keine

Festigkeits- und Porenlösungsuntersuchungen durchgeführt werden konnten (s. Kapitel 9.1.2).

Wie ersichtlich, war die Druckfestigkeit nach 6 Monaten bei allen Proben höher als zu Beginn,

was vermutlich nur auf die Nacherhärtung zurückzuführen ist. Es ist aber auch erkennbar,

dass die Vertrauenswürdigkeit in die Messwerte als nicht besonders hoch einzustufen ist. Dies

deshalb, weil etwa die bei 600 mg SO4-2/l ausgelagerte Probe mit W/Z-0,45 nach 6 Monaten

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

90,00

100,00

CE

M I W

/Z 0

,45

CE

M I W

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,70

C3A

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CE

M I W

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CE

M I W

/Z 0

,70

C3A

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/Z 0

,70

CE

M I W

/Z 0

,45

CE

M I W

/Z 0

,70

C3A

-fre

i W

/Z 0

,70

CE

M I W

/Z 0

,45

CE

M I W

/Z 0

,70

C3A

-fre

i W

/Z 0

,70

wechselnde Konz. zw.600 und 6000 mg/l

600 mg/l 3000 mg/l 6000 mg/l

Dru

ckfe

stig

keiten

in N

/mm

2

zu Beginn nach 6 Monaten nach 1,5 Jahren

nach 2,5 Jahren nach 4,5 Jahren

52

die höchste Druckfestigkeit von allen Prüfterminen hatte. Auch war die Druckfestigkeit dieser

Probe nach 2,5 Jahren deutlich geringer war als die des bei 6000 mgSO4-2/l gelagerten Probe.

Grund dafür könnte sein, dass die Poren bei der hohen Sulfatkonzentration vermutlich schon

stärker mit neu gebildeten Sulfatphasen gefüllt waren und daher die Porosität geringer war als

bei der niedrigen Sulfatkonzentration der Lagerlösung. Wenn darin die Erklärung läge, müsste

aber die Druckfestigkeit der abwechselnd bei 600 und 3000 mg SO4-2/l gelagerten Probe mit

W/Z-0,45 niedriger sein als die der Probe, die bei 6000 mg SO4-2/l gelagert war. Weiter muss

angemerkt werden, dass die Verwendung von Druckfestigkeitsuntersuchungen zur

Beurteilung des Schädigungsgrades als nicht besonders gut geeignet angesehen wird.

Abbildung 35: Druckfestigkeit der Prismen mit W/Z-0,70 bei Lagerung in Na2SO4-Lösung mit 3000 mg SO4

-2/l

Abbildung 35, in der die Druckfestigkeiten der bei Raumtemperatur in der Lösung mit 3000

mg/SO4-2/l gelagerten Proben (W/Z-Wert: 0,70) dargestellt sind, gibt einen Überblick über die

Druckfestigkeit der Mörtel mit verschiedenem Bindemittel (die Ergebnisse des CEM I und des

C3A-freien Zementes sind auch enthalten, weil die Ordinate anders skaliert ist als in Abbildung

34 und die Messwerte so leichter verglichen werden können).

Die Balken in der Spalte „nach 4,5/3,5 Jahren“ enthält beim CEM I und CEM I/C3A-frei die

Werte nach 4,5 Jahren Lagerung, bei CEM III und Fluamix (MIX 70/30) aber die nach 3,5

Jahren. Die Druckfestigkeit war bis nach 2,5 Jahren bei dem Mörtel mit CEM I am höchsten,

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

zu Beginn nach 6Monaten

nach 1,5Jahren

nach 2,5Jahren

nach 4,5/3,5Jahren

Dru

ckfe

stig

keit (

N/m

m²)

CEM I W/Z 0,70 C3A-frei W/Z 0,70

CEM III MIX 70/30

53

gefolgt von der des Mörtels mit C3A-freien Zement. Nach 3,5 Jahren hatte jedoch der Mörtel

mit CEM III die höchste Druckfestigkeit und die des MIX 70/30 war etwa gleich hoch wie die

des Mörtels mit C3A-freien Zement nach 4,5 Jahren. Offenbar kam es bei den Mörteln mit CEM

III und Fluamix zu einer langandauernden Nacherhärtung ohne dass sich die Einwirkung der

Lagerlösung mindernd auf die Druckfestigkeit auswirkte. Im Gegensatz dazu kam es aber bei

dem Mörteln mit CEM I sowie dem C3A-freien Zement zwischen 2,5 und 4,5 Jahren Lagerung

zu einer deutlichen Reduktion der Druckfestigkeit, was auf eine Schädigung durch die

entstandenen neuen Sulfatphasen hindeutet.

festgestellt werden konnten.

Abbildung 36: Biegezugfestigkeiten bei Lagerung in Na2SO4-Lösungen mit unterschiedlichen SO4

-2–Konzentrationen

Aus Abbildung 36 sind die Veränderungen der Biegezugfestigkeiten ersichtlich. Auch hier hat

man es mit ähnlich hohen Prüfstreuungen wie bei den Druckfestigkeiten zu tun, was eine

Interpretation sehr erschwert. Immerhin weist aber der Umstand, dass die Biegezugfestigkeit

der bei 6000 mg SO4-2/l gelagerte Proben des Mörtels mit W/Z-0,70 und CEM I als Bindemittel

zwischen 6 Monaten und Versuchsende ständig geringer wurden und dass sie nach 2,5 Jahren

schon unter 5 N/mm² lag (die mit Abstand bis dahin niedrigste Biegezugfestigkeit), sehr auf

eine Schädigung durch Sulfat hin. Der Gesamtsulfatgehalt dieses Mörtels betrug nach 2,5

Jahren schon über 7 % und im inneren des Mörtels waren bereits Risse vorhanden (s. Pkt.

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00

8,00

9,00

10,00

11,00

12,00

13,00

14,00

CEM IW/Z 0,45

CEM IW/Z 0,70

C3A-freiW/Z 0,70

CEM IW/Z 0,45

CEM IW/Z 0,70

C3A-freiW/Z 0,70

CEM IW/Z 0,45

CEM IW/Z 0,70

C3A-freiW/Z 0,70

CEM IW/Z 0,45

CEM IW/Z 0,70

C3A-freiW/Z 0,70

wechselnde Konz. zw. 600und 6000 mg/l

600 mg/l 3000 mg/l 6000 mg/l

Bie

ge

zu

ge

sti

gk

eit

in

N/m

m2

Beginn

nach 6 Monaten

nach 1,5 Jahren

nach 2,5 Jahren

nach 4,5 Jahren

54

9.1.2), durch die die Druckfestigkeit offensichtlich (noch) nicht beeinflusst wurde, wohl aber

der Biegezugfestigkeit. Nach 3,5 Jahren wurden mehr Risse festgestellt und deren

Öffnungsweiten waren größer (geprüft an den Würfelproben). Außerdem waren sie teilweise

mit Ettringit gefüllt. Beim C3A-freien Mörtel kam es zu keinem Abfall der Biegezugfestigkeit,

wohl aber zu einem der Druckfestigkeit. Eine Angabe, ob hier eine Schädigung vorliegt, ist

daher nicht möglich und es stellt sich wieder die Frage nach der Verlässlichkeit der

Prüfergebnisse. Da die Mörtel mit den Bindemitteln CEM III-B und dem CEM I/Fluamix-

Gemisch nur bei 3000 mg SO4-2/l gelagert wurden, wird auf deren Biegezugfestigkeiten nicht

eingegangen, weil an ihnen im gesamten Versuchszeitraum keine Schadensanzeichen

festgestellt werden konnten.

9.1.2 Gesamtsulfatgehalt

Abbildung 37: Veränderungen des Gesamtsulfatgehaltes der im Labor bei Raumtemperatur gelagerten Proben

Abbildung 37 zeigt die, während der 4,5 jährigen Auslagerungsperiode eingetretenen

Veränderungen des durchschnittlichen Sulfatgehaltes. Wie daraus hervorgeht, ist es zwischen

6 Monaten und 1,5 Jahren nur bei einigen der bei der höchsten Sulfatkonzentration (6000 mg

SO4-2/l) ausgelagerten Proben zu einem Anstieg des Sulfatgehaltes der Proben gekommen,

bei den übrigen jedoch nicht. Die Untersuchungen zur Klärung der Ursache dafür haben

ergeben, dass sich an der Probenoberfläche eine dünne Kalkschicht [Ca(CO)3; Abbildung 38]

gebildet hat, in deren abdichtender Wirkung die Ursache dafür zu sehen ist, dass bei den

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

CE

M I

; W

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Gesam

tsulfat bez.

auf

den Z

em

entg

ehalt (

% S

O3)

Beginn nach 6Monaten

nach 1,5Jahren

nach 2,5Jahren

nach 3,5Jahren

nach 4,5Jahren

55

meisten Proben keine messbare Zunahme des Sulfatgehaltes stattgefunden hat. Wie die

Untersuchungen der Porenlösung der Proben ergeben haben, hat das aber keine vollständige

Abdichtung bewirkt, denn die Hydroxid- und Alkali-Ionen konnten weiterhin aus der Probe in

die Lagerlösung diffundieren, was an der Abnahme der Konzentration dieser Ionen in der

Porenlösung zwischen 6 Monaten und 1,5 Jahren kenntlich ist (Abbildung 44 bzw. 45).

Möglicherweise konnten nur Sulfat-Ionen die Schicht nicht bzw. nur äußerst langsam

durchdringen, weil sie ein viel größeres Volumen einnehmen als die OH--bzw. Alkali Ionen. Im

Gegensatz zu den im Kanal ausgelagerten Proben hat sich bei der Laborlagerung die

Kalkschicht an der Probenoberfläche ausgebildet, weil das ausdiffundierte Calciumhydroxid

nicht abtransportiert wurde wie im fließenden Wasser und daher direkt mit dem in der

Lagerlösung vorhandenen CO2 zu Calciumkarbonat reagieren konnten [Ca(OH)2 + CO2 →

CaCO3 + H2O].

Abbildung 38: Kalkschicht auf Mörtelprobe (ca. 0,01 mm dick; heller Streifen am linken Bildrand)

Um die Eindiffusion von SO4-2-Ionen wieder zu ermöglichen, wurde die Kalkschicht in der Folge

alle 6 Monate durch Absäuern der Proben mit Ameisensäure entfernt. Zwischen 1,5 und 2,5

Jahren ist es dann wieder bei allen Proben zu einer Sulfataufnahme gekommen, wobei die

Zunahme in allen Lagerlösungen erwartungsgemäß beim CEM I mit W/Z-Wert 0,70 am

stärksten war. Bei dieser Probe betrug der auf den Zementgehalt bezogene Sulfatgehalt nach

3,5 bzw. 4,5 Jahren Lagerung in der Lösung mit 6000 mg SO4-2/l über 10 % SO3.

Aus Abbildung 37 ist auch ersichtlich, dass der Anstieg des Sulfatgehaltes bei

Wechsellagerung zwischen 600 und 6000 mg SO4-2/l (Mittelwert 3300 mg SO4

-2/l) vergleichbar

war mit dem bei konstant 3000 mg SO4-2/l gelagerten Proben. Auf die Menge an Sulfat, die

56

innerhalb eines bestimmten Zeitraumes aufgenommen wird, hat also die höchste

Konzentration keinen Einfluss sondern sie hängt von der durchschnittlichen Konzentration ab.

Die kalksteinhaltigen Proben zeigten vergleichbare Werte wie die Normensandproben.

Abbildung 39: Veränderungen des Gesamtsulfatgehaltes der im Labor bei Raumtemperatur

gelagerten Proben

Wie Abbildung 39 zeigt, ist der Sulfatgehalt bei den Prüfmörteln mit 70% CEM I C3A-frei/ 30%

Fluamix (im Diagramm als Mix bezeichnet) als Bindermittel bei einer Sulfatkonzentration der

Lagerlösung von 3000 mg SO4-2/l deutlich weniger stark angestiegen (SO3-Zunahme 1,68 %

v. Zement) als bei denen mit CEM I (W/Z-0,70; SO3-Zunahme 2,78 % v. Zement). Das

bedeutet, dass der im Fluamix enthaltene puzzolanische Anteil entweder eine so dichte

Struktur bewirkt hat, dass das Sulfat wesentlich langsamer eindrang als beim CEM I

gebundenen Mörtel und/oder dass die Sulfatbindung anderen, langsamer ablaufenden

Mechanismen folgt. Letzteres kann deshalb nicht ausgeschlossen werden, weil die

Druckfestigkeit bei der Probe mit CEM I und W/Z-Wert 0,70 deutlich höher war, was auf eine

geringere Porosität hinweist (dabei ist allerdings der Umstand zu berücksichtigen, dass die

Festigkeit zweier unterschiedlicher Zemente nicht nur auf der Porosität beruht). Bei CEM III

weisen die Ergebnisse in dieselbe Richtung, können aber derzeit nicht belegt werden. Grund

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00

CEM I;W/Z 0,45

CEM I;W/Z 0,70

CEM III B;W/Z 0,70

Mix; W/Z0,70

CEM I;W/Z 0,45

CEM I;W/Z 0,70

C3A-frei;W/Z 0,70

CEM III B;W/Z 0,70

Mix; W/Z0,70

Normensand 20 °C;3000 mg/l SO4

Normensand 20 °C, GesättigteGipslösung

Ges

amts

ulf

at (M

% S

O3

v. Z

emen

t)

Beginn nach 6 Monaten nach 1,5 Jahren nach 2,5 Jahren nach 3,5 Jahren

Δ = 1,01

Δ = 2,78%

Δ = 1,50 %

Δ = 1,68 %

Δ = 0,61 %

Δ = 0,85%Δ = 1,91%

Δ = 0,97%

Δ = 0,83%

57

dafür könnte sein, dass der Ca(OH)2-Anteil in den Hydratationsprodukten die Sulfatreaktion

stärker beeinflusst hat. Zudem hat hier offenbar die Bestimmung des Zementgehaltes über die

lösl. SiO2 als Leitelement nicht funktioniert, weil der SiO2-Gehalt hoch war und offenbar

deshalb nicht mehr die gesamte lösl. SiO2 filtrierbar war, sich somit ein unkorrekter

Zementgehalt und damit ein unkorrekter Gehalt des auf den Zementgehalt bezogenen

Sulfatgehaltes ergeben hat. Zusätzliche Untersuchungen haben nämlich gezeigt, dass der

Gehalt des säureunlöslichen Anteils mitunter stark schwankte. Aus Abbildung 39 ist auch

ersichtlich, dass die Ergebnisse bei Lagerung in gesättigter Gipslösung

(Sättigungskonzentration: ~1200 mg SO4-2/l) dieselbe Tendenz zeigen, dass der Sulfatgehalt

aber deutlich weniger stark angestiegen ist als bei 3000 mg SO4-2/l.

Obwohl der Versuchszeitraum auch der Laboruntersuchungen mit 3,5 Jahren festgesetzt war,

erschien es zweckdienlich die Auslagerung noch nicht zu beenden und die in jeder

Lagerlösung noch vorhandenen letzten Proben nicht zu prüfen, weil dann mit Sicherheit keine

Aussagen hinsichtlich des kritischen Sulfatgehaltes getroffen hätten werden können. Daher

wurde eine Verlängerung der Projektlaufzeit um ein Jahr beantragt und nach 3,5 Jahren

lediglich der mittlere Sulfatgehalt anhand der Würfelproben bestimmt. Die Verlängerung der

Auslagerung erschien deshalb vielversprechend, weil beim Prisma mit W/Z-0,70 und CEM I

als Bindemittel nach 3,5 Jahren Lagerung bei 6000 mg SO4-2/l andeutungsweise eine

Längenänderung zu bemerken war (~0,05 mm; entspricht 0,3 – 0,6 mm/m), die

Biegezugfestigkeit deutlich abgenommen hat sowie innerhalb der Proben unter dem

Elektronenmikroskop feststellbare Risse vorhanden waren (Abbildung 40), weshalb

anzunehmen war, dass in nicht mehr ferner Zukunft erste sichtbare Schäden entstehen

würden. Von den nach der Prüfung der Biegezugfestigkeit verblieben zwei Prismenhälften

wurde dann aus einer Hälfte die Porenlösung ausgepresst und danach der Gesamtsulfatgehalt

der Feststoffe bestimmt. An der anderen Hälfte wurden die übrigen Untersuchungen

(Röngendiffraktometrie, Elektronenmikroskop) durchgeführt. Daher konnten alle Prüfungen

mit Ausnahme von Festigkeit und Porenlösung sowohl nach 3,5 als auch nach 4,5 Jahren

durchgeführt werden.

58

Abbildung 40: Risse innerhalb einer Probe (CEM I; W/Z 0.70) nach ca. 2,5 Jahren (links) und nach 3,5 Jahren (rechts)

Abbildung 41: Ablagerungen von Ettringit in Poren (links) bzw. Gips (rechts) und entlang der Übergangszone Zuschlagskorn/Bindemittelmatrix (links CEM I - W/Z-0,70 nach 3,5 Jahren; rechts C3A-freier Zement nach 4,5 Jahren)

Es hat sehr überrascht, dass es nach 3,5 Jahren Lagerung auch an den bei der höchsten

Sulfatkonzentration gelagerten Proben zu keinen für das unbewaffnete Auge erkennbaren

Anzeichen von Schadensbildung gekommen ist. Bei Vergrößerungen im Elektronenmikroskop

waren allerdings schon viel früher Anzeichen von Schäden zu erkennen. Abbildung 40 zeigt

Bilder der Probe mit der Rezeptur W/Z-0,70; CEM I. Nach 2,5 Jahren waren bei der mittleren

Sulfatkonzentration der Lagerlösung von 3000 mg SO4-2/l Ettringitablagerungen in Poren bzw.

anderen Hohlräumen zu beobachten, von denen feine Haarrisse ausgingen (Abbildung 40,

links). Das rechte Bild zeigt die Struktur des gleichen Mörtels nach 3,5 Jahren Lagerung bei

6000 mg SO4-2/l und 20°C. Risse waren vermehrt festzustellen und ihre Öffnungsweite war

größer. Auch wurde festgestellt, dass in der Übergangszone Gesteinskorn/Bindemittelmatrix

59

teilweise Ablagerungen von Ettringit bzw. Gips vorhanden waren (Abbildung 41). Dies steht im

Einklang mit der Literatur, wonach die Übergangszone poröser ist als die abseits von

Gesteinskörnern befindliche Bindemittelmatrix und dass der Transport eindringender Stoffe

bevorzugt entlang von Gesteinskörnern stattfindet [84].

9.1.3 Sulfatverteilung innerhalb der Proben

Abbildung 42: Sulfatverteilung innerhalb der Proben

Abbildung 43: Schwefelverteilung innerhalb der Proben mit CEM I; W/Z-0,70; nach 6 Monaten (links) und 1,5 Jahren (rechts) Lagerung bei 6000 mg SO4

-2/l

60

Wie aus den Diagrammen in Abbildungen 42 hervorgeht, hat sich das aufgenommene Sulfat

innerhalb der Proben nicht gleichmäßig sondern sehr ungleichmäßig verteilt. Die Erstellung

der Sulfatprofile erfolgte wie in Kapitel 7.1 beschrieben. Die ungleichmäßige Verteilung

innerhalb der Proben kommt auch aus den Bildern in Abbildung 43 zum Ausdruck, in denen

die Schwefelkonzentration innerhalb einer Probe (ca. 2 cm² große Fläche zwischen

Probenrand und Probenmitte) in unterschiedlichen Farben dargestellt ist [dunkelblau <1%

Schwefel (S), hellgrün ~5% S; s. Farbenskala zwischen den Bildern; 1 % S entspricht etwa 3

% SO4-2, 5% S etwa 15 % SO4

-2]. Daraus ist klar ersichtlich, dass die Farben unter der

Probenoberfläche (linker Bildrand) schon nach 6 Monaten Lagerung in der Lösung mit 6000

mg SO4-2/l unterschiedlich sind (die hellblaue Zone links unten reicht tiefer in die Probe als

darüber). Der Verteilungsgradient wurde bei den Proben mit W/Z-0,70 im Verlauf der Lagerung

schwächer, weil der Sulfatgehalt ab dem Erreichen der Probenmitte im Zentrum weiter anstieg,

nicht jedoch in den äußeren Probezonen. Bei der C3A-freien Probe beruht die Zunahme des

Sulfatgehaltes vornehmlich auf der Bildung der AfT-Phase und von Gips.

9.1.4 Porenlösung

Abbildung 44: Kationenkonzentration der Porenlösung

Abbildung 44 zeigt die während der Lagerung in den Lösungen mit 600 und 6000 mg SO4-2/l

entstandenen Veränderungen der Konzentration der in der Porenlösung enthaltenen Kationen.

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

18000

20000

CEM I W/Z0,45

CEM I W/Z0,70

C3A-frei W/Z0,70

CEM I W/Z0,45

CEM I W/Z0,70

C3A-frei W/Z0,70

600 mg/l 6000 mg/l

Konzentr

ation in m

g/L

Na K Ca

Werte zu Beginn, nach 6 Monaten, 1,5; 2,5 und 4,5 Jahren

61

Bei den übrigen Lagerlösungen waren die Veränderungen vergleichbar. Sie sind hier nicht

dargestellt, weil die Veränderungen bei weniger Einzelwerten besser erkannt werden können.

Die Balken derselben Farbe zeigen die Konzentration zu Beginn, nach 6 Monaten, 1,5 Jahren,

2,5 Jahren und zu Versuchsende an (von links nach rechts). Wie ersichtlich, war die

Konzentration der Alkaliionen beim niedrigeren W/Z-Wert (CEM I) höher, weil weniger

Lösungsmittel (Porenwasser) vorhanden war als beim höheren W/Z-Wert. Die

Natriumkonzentration war anfänglich deutlich geringer als die des Kaliums (s. Kapitel 8.2.4).

Weiter ist ersichtlich, dass die Ausgangskonzentration der Alkalien (vornehmlich die von

Kalium) in der Porenlösung des C3A-freien Zementes deutlich niedriger war als beim CEM I

mit W/Z-0,70. Dies deshalb, weil im C3A freien Zement weniger Alkalien enthalten waren. Wie

bei den im Kanalsystem von Linz ausgelagerten Mörtelproben hat die Konzentration der

Alkalien ständig ab- und die des Calciums zugenommen (s. Kapitel 8.2.4). Auch bei den

Anionen bestand derselbe Trend wie bei den im Kanalsystem ausgelagerten Proben, weshalb

auf die Änderungen und deren Ursachen hier nicht erneut näher eingegangen wird.

Abbildung 45: Anionenkonzentration der Porenlösung

In Abbildung 45 sind die Konzentrationsverschiebungen der OH- und SO4-2-Ionen dargestellt.

Die Konzentration der OH--Ionen hat wie bei den im Abwasserkanal ausgelagerten Proben

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

CEM I W/Z0,45

CEM I W/Z0,70

C3A-frei W/Z0,70

CEM I W/Z0,45

CEM I W/Z0,70

C3A-frei W/Z0,70

600 mg/l 6000 mg/l

Konzentr

ation in m

g/L

OH SO4

Werte zu Beginn, nach 6 Monaten, 1,5; 2,5 und 4,5 Jahren

62

laufend abgenommen, was beim Sulfat nicht der Fall war. Die SO4-2-Konzentration hat bei

W/Z-0,45 bis zu 1,5 Jahren ab-, danach zugenommen, bei den Proben mit W/Z-0,70 immer

leicht zugenommen. Das steht in direktem Zusammenhang mit der OH--Konzentration, denn

mit abnehmender OH--Konzentration steigt die Löslichkeit von Calcium und Gips

(Calciumsulfat). Dies ist natürlich nur qualitativ zu sehen, denn die Gesamtverhältnisse des

sich zwischen den Feststoffen und der Porenlösung einstellenden Verteilungsgleichgewichtes

sind bei der Vielzahl an Hydratationsprodukten, die in einem hydratisierten Zement vorhanden

sind, nicht überschaubar. Die Sulfatkonzentration der Porenlösung blieb aber bei 6000 mg

SO4-2/l immer weit unterhalb der Sulfatkonzentration der zugehörigen Lagerlösung, so dass

davon ausgegangen werden kann, dass eindiffundiertes Sulfat Großteils gebunden wurde und

daher die Sulfataufnahmefähigkeit der Proben auch zu Versuchsende noch nicht erschöpft

war. Dass dies bei 600 mg SO4-2/l bei den Mörteln mit W/Z-0,70 nicht der Fall war, könnte ein

Hinweis dafür sein, dass der zu dieser Lagerlösungskonzentration gehörige Sulfat-

Maximalgehalt erreicht war. Aus theoretischen Überlegungen müsste dies der Fall sein (die

Sulfakonzentration der Porenlösung hängt von der Löslichkeit der Sulfatverbindungen ab),

kann aber nicht bewiesen werden, weil dazu durch länger andauernde (über 4,5 Jahre

hinausgehende) Untersuchungen festgestellt werden müsste ob der Gesamtsulfatgehalt bei

fortgesetzter Lagerung konstant bleibt

63

9.2 Thaumasitbildung

(mit Kalksteinmehl statt Normensand-fein hergestellte Mörtelproben, ausgelagert bei 5°C)

Abbildung 46: Veränderungen des Gesamtsulfatgehaltes während der Lagerung bei 5 °C

Der Bestimmung der Biegezug- und Druckfestigkeit (Prismen) wurde nur bis zum Prüftermin

2,5 Jahre durchgeführt, weil die bei 3000 mg SO4-2/l gelagerten Proben nach 3,5 Jahren schon

so stark geschädigt waren, dass die Prüfung nicht mehr möglich war bzw. nicht sinnvoll

erschien. Wohl aber wurden von den Würfelproben die lose anhaftenden Reaktionsprodukte

abgebürstet und der verbliebene Probenteil hinsichtlich des Sulfatgehaltes untersucht.

Abbildung 46 zeigt die Veränderungen des Sulfatgehaltes der bei 5°C gelagerten Proben.

Interessant war, dass die Zunahme des Sulfatgehaltes bei 3000 mg SO4-2/l recht gut mit den

bei Raumtemperatur eingetretenen Veränderungen (Abbildung 37) korrelierte. Die

Lagerungstemperatur oder die Art des Zuschlags hatten somit auf die Geschwindigkeit der

Sulfataufnahme (erwartungsgemäß) keinen starken Einfluss.

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

CEM I;W/Z 0,45

CEM I;W/Z 0,70

C3A-frei;W/Z 0,70

CEM I;W/Z 0,45

CEM I;W/Z 0,70

C3A-frei;W/Z 0,70

CEM I;W/Z 0,45

CEM I;W/Z 0,70

C3A-frei;W/Z 0,70

200 mg/l 600 mg/l 3000 mg/l

Gesam

tsulfatg

ehalt b

ez.

auf den Z

em

entg

ehalt in

%

Rezeptur und Sulfatkonzentration

zu Beginn nach 6 Monaten nach 1,5 Jahren nach 2,5 Jahren nach 3,5 Jahren

64

CEM I: Prismen mit Normensand - W/Z-0,45 (unten) bzw. 0,70 (oben) nach ca. 2 Jahren Lagerung in Na2SO4-

Lösung mit 3000 mg SO4-2/l

CEM I: Kalkstein -Zuschlag; W/Z-0,50 (unten) und 0,70 (oben) nach ca.3,5 Jahren Lagerung in Na2SO4-Lösung

mit 3000 mg SO4-2/l

CEM I: Kalkstein-Zuschlag; W/Z-0,50 (unten) und 0,70 (oben) nach ca.3,5

Jahren Lagerung in gesättigter Gipslösung

CEM I C3A-frei: W/Z-0,70 nach ca.3,5 Jahren (oben) und 4,5 Jahren (unten) Lagerung in gesättigter

Gipslösung

FluaMix: Kalkstein-Zuschlag; W/Z-0,70 nach ca.3,5 Jahren Lagerung in

gesättigter Gipslösung

CEM III-B: Kalkstein-Zuschlag; W/Z-0,70 nach ca.3,5 Jahren Lagerung in


FluaMix: Kalkstein-Zuschlag; W/Z-0,70 nach ca. 4,5 Jahren in gesättigter

Gipslösung

CEM III-B: Kalkstein-Zuschlag; W/Z-0,70 nach ca.4,5 Jahren Lagerung in


Abbildung 47: Thaumasitschäden an den Prismen (Lagerung im Labor bei 5°C)

65

Die an den Proben in der Lagerlösung mit 3000 mg SO4-2/l und in der gesättigten Gipslösung

entstandenen Schäden sind aus Abbildung 47 ersichtlich (bei 200 und 600 mg SO4-2/l sind

keine Schäden entstanden). Bei den Proben mit Normensand und Kalkstein als Zuschlag

(oberste Bilder) wirkt die Probe mit Kalkstein etwas stärker geschädigt. Diese Probe lagerte

aber länger, weshalb eine direkte Vergleichbarkeit nicht gegeben ist. Auch aus den übrigen

Ergebnissen konnte nicht abelessen werden, dass kalksteinhaltiger Zuschlag eine wesentlich

stärkere Schädigung bewirkt. Daraus geht hervor, dass die Anwesenheit einer karbonatischen

Gesteinskörnung weder eine notwendige Voraussetzung für einen Thaumasitangriff ist noch

dass der Angriff bei karbonatfreier Gesteinskörnung eindeutig schwächerer ist. Offenbar

stammt das benötigte Karbonat hauptsächlich aus dem CO2 der Luft und wurde nach

Verbrauch durch Diffusion in die Lagerlösung immer wieder nachtransportiert, obwohl die

Lagerungsboxen mittels Klappdeckel abgedeckt waren. Interessant war auch der Umstand,

dass bei Lagerung in gesättigter Gipslösung eine deutlich stärkere Schädigung eintrat als bei

3000 mg SO4-2/l obwohl die Sulfatkonzentration in der gesättigten Gipslösung wesentlich

geringer war (max. ~1200 mg SO4-2/l). Offensichtlich hat die Anwesenheit des für die

Thaumasitbildung auch benötigten Calciums im Sulfat-Salz (Gips: CaSO4 ∙2H2O) einen

wesentlichen Einfluss auf die Geschwindigkeit der Schädigung. Aus der Abbildung geht auch

klar hervor, dass C3A-freier Zement keinen Schutz gegen diese Art der Sulfatangriffs darstellt.

(dabei kommt es zu keiner Instabilität des Volumens (Ettringit) sondern zu einer Umwandlung

der C-S-H Phase in Thaumasit, verbunden mit einem Verlust der Festigkeit). Weiter zeigt die

Abbildung, dass die Proben mit Fluamix bzw. CEM III-B als Bindemittel unvergleichlich weniger

angegriffen waren, wobei an der Probe mit CEM III-B überhaupt keine Angriff stattgefunden

hat. Diese Bindemittel zeichnen sich somit nicht nur durch eine wesentlich langsamere

Sulfataufnahme als auch durch eine hohe Resistenz gegen Thaumasitschädigung aus. Durch

ein geeignetes Bindemittel kann also die Thaumasitschädigung vermieden bzw. stark reduziert

werden.

Abbildung 47 zeigt weiter, dass die Thaumasitschädigung wie ein lösender Angriff an der

Probenoberfläche beginnt und sich ins -innere fortsetzt, wobei die Zersetzungsprodukte

teilweise lose haften bleiben. Zuerst wurde immer die Oberfläche mit der höchsten Porosität

(abgezogene Oberfläche der Prismen) angegriffen. Die Porenlösungsuntersuchungen

ergaben, dass die Veränderungen der Porenlösungszusammensetzung mit den bei 20°C

festgestellten Veränderungen vergleichbar waren. Insbesondere die Sulfatkonzentration blieb

im nicht geschädigten Probenteil relativ gering (max. ca. 1000 mg SO4-2/l).

Zu erwähnen ist noch, dass auch an der Oberfläche aller Mörtelproben (mit Kalkstein oder

66

ohne), die bei 20°C und 6000 mg SO4-2/l ausgelagert waren, stellenweise Thaumasit

entstanden ist. Die gebildete Menge war aber nur sehr gering und hat die Festigkeit nicht

nachteilig verändert. Immerhin zeigen diese Ergebnisse aber, dass sich Thaumasit auch bei

Temperaturen über 15°C bilden kann. Die Frage welche Sulfatkonzentration eines

angreifenden Wassers unbedingt nötig ist, damit es überhaupt zur Bildung von Thaumasit

kommen kann, kann aus den Ergebnissen nur so beantwortet werden, dass es bei 5°C nur bei

der Sulfatkonzentration von 3000 mg/l zu einem Angriff gekommen ist, nicht aber bei 600 mg

SO4-2/l oder darunter. Aus dem Ergebnis, dass es bei Lagerung in gesättigter Gipslösung

(Sättigungskonzentration in neutraler Lösung ca. 1200 mg SO4-2/l; bei höheren pH-Werten

geringer) zu starken Schäden gekommen ist, ergibt sich, dass eine solche Konzentration

schädlich ist. Die Grenzkonzentration liegt also irgendwo zwischen 600 und 1200 mg SO4-2/l.

Daraus ergibt sich nachstehendes Scenario für die Thaumasitschädigung:

Im inneren der Proben, wo kein Berührungskontakt zur Lagerlösung bestand, blieb die

Sulfatkonzentration der Porenlösung offensichtlich zufolge fortgesetzter Bildung von

schwerlöslichen Sulfatverbindungen (Ettringit, Gips) ständig gering, so dass sich dort kein

Thaumasit bilden konnte. Die Sulfatkonzentration der Lagerlösung war aber so hoch, dass

Thaumasitbildung möglich war und deshalb begann der Angriff an der Probenoberfläche. Je

poröser der Mörtel war, umso schneller stieg der Sulfatgehalt, zuerst im oberflächennahen

Mörtelbereich und konnte eine Vorschädigung (Bildung von mit freiem Auge nicht erkennbaren

Rissen, etc.) bewirken. Die OH--Konzentration (der pH-Wert) der Porenlösung nahm nahe der

Oberfläche am schnellsten ab, weil OH--Ionen umso leichter aus der Probe diffundieren

können, je poröser die Bindemittelmatrix ist. Zudem reagiert der gebildete Gips geringfügig

sauer, sodass leicht vorstellbar ist, dass der pH-Wert der flüssigen Phase unter der Oberfläche

relativ rasch so stark abfiel, dass die zur Aufrechterhaltung der Stabilität von Ettringit benötigte

Alkalität der Porenlösung in der Nähe der Oberfläche bald verloren ging, daher hier die

Sulfatkonzentration der Porenlösung höhere Werte annehmen und sich Thaumasit bilden

konnte. Darin liegt wohl auch die Erklärung für die festgestellte starke Abhängigkeit der

Angriffsstärke vom W/Z-Wert. Berücksichtig man den offensichtlich starken Einfluss des

Kations in der Sulfatlösung (Vergleich Calcium- und Natriumsulfat) gibt es hier weiteren

Forschungsbedarf. Des Weiteren kommen in der Natur (siehe auch Kapitel 10) selten reine

Na+- bzw. Ca+2-Sulfatlösungen vor, sondern es handelt sich zumeist um komplexe

Mischlösungen, welche auch hohe Gehalte an z.B. Mg+2, Cl- und HCO3- beinhalten können.

67

10. Nasschemische Bestimmung der Sulfatverteilung in Betonproben

10.1 Allgemeines

Ausgangspunkt war ein in den Jahren 1980-1982 durchgeführtes Forschungsvorhaben

„Sulfatbeständiger Spritzbeton für Straßentunnel-Auskleidungen“ [77]. Dabei wurde eine

Prüfmethode für die Bewertung der Sulfatbeständigkeit auf Basis der Sulfataufnahme in

Zementsteinproben nach 99-tägiger Lagerung in gesättigter Gipslösung ausgearbeitet. Dabei

wurde aus einer Probentiefe von 0,5 mm Zementstein durch Abfräsen entnommen und die

Zunahme des Sulfatgehalts (als SO3) nach 33, 66 und 99 Tagen Lagerung in Bezug zum

Ausgangsgehalt an SO3 bestimmt.

Diese Prüfmethode wurde im gegenständlichen Forschungsvorhaben angewendet, wobei an

Stelle von Zementleimproben geschnittene Betonproben herangezogen werden. Durch eine

spezielle Abtragung wurde ebenfalls die Zunahme an SO3 im Verlauf der Lagerung in

gesättigter Gipslösung in unterschiedlichen Tiefenbereichen des Betons gemessen.

10.2 Betone für die Untersuchungen

Für die Untersuchungen wurden im Labor Betone mit 3 unterschiedlichen Bindemitteln und

W/B-Werten von 0,45, 0,50 und 0,55 hergestellt. Dabei wurde der Bindemittelgehalt konstant

mit 350 kg/m³ angesetzt. Als Bindemittel wurden folgende Zemente und ein AHWZ

(aufbereitetes hydraulisch wirksames Zusatzmittel) verwendet:

1.: CEM I 52,5 R

2.: Contragress CEM I 42,5 N C3A-frei

3.: 70 % Contragress + 30 % AHWZ (Fluamix C)

Fluamix C ist ein Kombinationsprodukt GC (Mischung aus gemahlenem Hüttensand und

gemahlener Flugasche mit max. 20 % Kalksteinmehl) gemäß ÖNorm B 3309 [61]. Als

Fließmittel wurde Glenium Sky 582 von BASF verwendet.

In den folgenden Tabellen sind die Mischungszusammensetzung sowie die

Frischbetoneigenschaften und die Druckfestigkeiten der Laborbetone zusammengestellt:

68

Tabelle 6: Serie CEM I 52,5 R (Kurzbezeichnung “CEM I”)

W/B 0,45 W/B 0,50 W/B 0,55

CEM I 52,5 R kg/m³ 350 350 350

Wasser kg/m³ 157,5 175 192,5

Fließmittel % v. BM1) 0,60 0,17 0,16

Frischbetoneigenschaften

Ausbreitmaß cm 54 49,5 54

Luftgehalt Frischbeton % 1,4 1,5 2,0

Frischbetondichte kg/m³ 2476 2459 2423

Festbetoneigenschaften

Druckfestigkeit 28 Tage N/mm² 63,8 59,0 53,0


1)% bezogen auf Bindemittelgehalt

Tabelle 7: Serie Contragress CEM I 42,5 N C3A-frei (Kurzbezeichnung “CEM HS”)

W/B 0,45 W/B 0,50 W/B 0,55

CEM I 42,5 N C3A-frei kg/m³ 350 350 350

Wasser kg/m³ 157,5 175 192,5

Fließmittel % v. BM1) 0,57 0,11 0,09


Ausbreitmaß cm 56 51 53







Bei der Serie AHWZ erfolgte die Berechnung des Wassergehalts mit einem Faktor k=1 (nach

Norm müsste k=0,8 herangezogen werden).

69

Tabelle 8: Serie AHWZ (70 % Contragress + 30 % Fluamix C) (Kurzbezeichnung “HS+AHWZ”)

W/B 0,45 W/B 0,50 W/B 0,55

CEM I 42,5 N C3A-frei kg/m³ 245 245 245

Fluamix C kg/m³ 105 105 105

Wasser kg/m³ 157,5 175 192,5

Fließmittel % v. BM1) 0,38 0,14 0


Ausbreitmaß cm 55 50 51,5







10.3 Herstellung von Betonbalken und Probenentnahme

Abbildung 48: Betonprismen nach Bohrkern- entnahme

Abbildung 49: Betonscheiben

Für die Untersuchungen wurden Betonbalken (700 x 150 x 150 mm) hergestellt und nach

Ausschalen im Alter von 1 Tag bis zum 7. Tag unter Wasser gelagert. Die weitere Lagerung

erfolgte bei Raumtemperatur. Aus den Betonbalken wurden Bohrkerne mit Durchmesser 70

mm entnommen (Abbildung 48). Von den Bohrkernen wurden ca. 25 mm dicke Scheiben

abgetrennt (Abbildung 49). Die Betonscheiben wurden in der Folge mittels Drehbank

70

planparallel geschliffen (siehe Kapitel 7.3).

10.4 Probenlagerung, Untersuchung und deren Ergebnisse

Die Einlagerung der Betonscheiben erfolgte in gesättigter Gipslösung mit Bodensatz (6 g Gips

pro Liter). Nach Lagerungsdauern von 33, 66, 99 und 152 Tagen wurden jeweils 2

Betonscheiben aus der Lösung entnommen, mit Wasser abgewaschen und anschließend bei

80 °C getrocknet. An den getrockneten Betonscheiben wurde das Betonmehl aus den

Tiefenstufen 0,4 – 0,6 mm, 1,0 – 1,2 mm und 1,4 – 1,6 mm entnommen und der Gehalt an

SO3 bestimmt. Betonmehl aus diesen Tiefenstufen wurde an 2 Betonscheiben entnommen,

d.h. dass insgesamt 4 Betonmehlproben pro Tiefenstufe zur Verfügung standen (jeweils

Vorder- und Rückseite der Betonscheiben). Mengenmäßig ergab das Betonmehl aus der

jeweiligen Tiefenstufe ca. 2 bis 2,5 Gramm.

Nach 99 Tagen Lagerung wurden die Oberflächen der Betonscheiben in verdünnte Salzsäure

(1 + 9) für 30 sec eingelegt. Anschließend wurde die Betonprobe abgewaschen und wiederum

in die Gipslösung eingelegt.

10.4.1 Bestimmung des Sulfatgehalts

An den, aus den Betonscheiben entnommenen Betonmehlproben wurde der Sulfatgehalt

nasschemisch nach einem Aufschluss mit verdünnter Salzsäure bestimmt. Dazu wurde das

Betonmehl mit 100 ml Salzsäure (1:9) übergossen, auf 70 °C erwärmt und danach durch einen

Glasfaserfilter filtriert. In der erhaltenen Lösung wurde der Sulfatgehalt photometrisch

bestimmt und auf den SO3-Gehalt in Masse-% umgerechnet.

10.4.2 Ergebnisse

Wie bereits erwähnt, wurde für jede Tiefenstufe insgesamt 4 Probenentnahmen durchgeführt

(je Rezeptur zwei 2 Betonscheiben; Abdrehen des Betons auf der Vorder- und Hinterseite).

Das Betonmehl aus jeder Tiefenstufe beiden Scheiben wurde zu einer Probe vereint und der

SO3-Gehalt bestimmt. Der erhaltene Messwert ist somit der durchschnittliche SO3-Gehalt

beider Betonscheiben.

In der folgenden Tabelle sind die SO3-Gehalte der Betone mit W/B-Werten von 0,45 und 0,55

im Ausgangszustand und nach 33, 66, 99 und 152 Tagen Lagerung in der gesättigten

Gipslösung zusammengestellt. Es ist zu beachten, dass nach 99 Tagen die Oberfläche der

Betonscheiben mit verdünnter Salzsäure (1 + 9) für jeweils 30 sec behandelt wurde.

71

Tabelle 9: Sulfatgehalt in unterschiedlichen Betontiefen

Betonsorte Tiefenstufe SO3-Gehalt (Masse-%) nach Lagerung in Tagen

mm 0 d 33 d 66 d 99 d 152 d

CEM I/0,45

0,4-0,6 0,50 1,15 1,25 1,36 1,62

1,0-1,2 0,48 0,71 1,02 1,28 1,27

1,4-1,6 0,49 0,70 0,96 0,91 1,10

CEM I/0,55

0,4-0,6 0,46 0,90 1,18 1,19 1,21

1,0-1,2 0,51 0,82 1,04 1,14 1,30

1,4-1,6 0,49 0,78 0,86 1,11 1,20

CEM HS/0,45

0,4-0,6 0,42 0,57 0,67 0,71 1,19

1,0-1,2 0,40 0,55 0,56 0,63 0,93

1,4-1,6 0,39 0,47 0,51 0,60 0,94

CEM HS/0,55

0,4-0,6 0,44 0,57 0,81 0,83 1,20

1,0-1,2 0,42 0,54 0,61 0,85 1,07

1,4-1,6 0,44 0,53 0,52 0,81 0,91

Tabelle 10: Sulfatgehalt in unterschiedlichen Betontiefen

Betonsorte Tiefenstufe SO3-Gehalt (Masse-%) nach Lagerung in Tagen

mm 0 d 33 d 66 d 99 d 152 d

HS+AHWZ/0,45

0,4-0,6 0,45 0,47 0,59 0,84 0,90

1,0-1,2 0,45 0,47 0,57 0,80 0,84

1,4-1,6 0,44 0,46 0,52 0,59 0,69

HS+AHWZ/0,55

0,4-0,6 0,43 0,52 0,79 0,90 0,98

1,0-1,2 0,47 0,52 0,63 0,79 0,90

1,4-1,6 0,41 0,50 0,54 0,65 0,71

10.5 Diskussion der Ergebnisse

Als Gemeinsamkeit bei allen Tiefenstufen kann einmal festgestellt werden, dass die Zunahme

an SO3 beim Beton mit CEM I deutlich höher war als bei den Betonen mit CEM HS bzw.

HS+AHWZ. Lediglich beim Beton CEM HS mit W/B=0,55, wurde nach 152 Tagen Lagerung

dieselbe Zunahme an SO3 gemessen wie beim Beton CEM I.

72

Abbildung 50: SO3-Gehalt der untersuchten Betone in der Tiefenstufe 0,4 bis 0,6 mm nach Lagerungsdauer 99 und 152 Tage

Abbildung 50 zeigt die SO3-Zunahme der Betone in der Tiefenstufe 0,4 bis 0,6 mm zwischen

99 und 152 Tagen Lagerung in der gesättigten Gipslösung. Wie ersichtlich, bedeutet der

höhere W/B-Wert nicht immer auch eine höhere Zunahme an SO3. Auffallend ist weiter, dass

der Beton HS+AHWZ die geringste SO3-Zunahme aufwies.

Der Beton CEM I/0,55 zeigte nach 99 Tagen (genauer bereits nach 66 Tagen) praktisch

keine weitere Zunahme an SO3 mehr. Bei den Betonen HS+AHWZ war der SO3-Gehalt nach

152 Tagen nur geringfügig höher als nach 99 Tagen. Hingegen wiesen die Betone CEM HS

noch sehr deutliche SO3-Zunahmen zwischen 99 und 152 Tagen Lagerung auf.

Obwohl sich bei der Sulfataufnahme der untersuchten Betone deutliche Unterschiede ergeben

haben, muss angemerkt werden, dass die Proben der Betone mit CEM I auch nach 152 Tagen

Lagerungsdauer trotz stark überhöhter Sulfatwerte noch keine Hinweise auf

Treiberscheinungen erkennen ließen. Auf die Frage, warum die Betone mit CEM I noch keine

Treiberscheinungen zeigen, fehlt derzeit noch eine Antwort. Um Klarheit über die

diesbezüglichen Mechanismen zu erhalten, bedarf es noch weiterer Untersuchungen.

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

1,10

1,20

CEM I/0,45 CEM HS/0,45 HS+AHWZ/0,45 CEM I/0,55 CEM HS/0,55 HS+AHWZ/0,55

Zu

na

hm

e S

O3

(Ma

ss

e-%

)99 Tage

152 Tage

Tiefenstufe 0,4 - 0,6 mm

73

11. Untersuchung von Bauwerksschäden

Den Projektbeteiligten waren zu Beginn des Forschungsvorhabens hauptsächlich nur solche,

durch Sulfatkorrosion verursachte Schäden gravierenden Ausmaßes bekannt, die in

österreichischen Tunneln entstanden sind. Daher wurden nur die dort vorhandenen Schäden

untersucht, deren Erscheinungsbild, Probenentnahmen, etc. im Kapitel 6.2.2 beschrieben ist,

sodass in diesem Kapitel nur noch auf die durchgeführten Untersuchungen und deren

Ergebnisse eingegangen wird. Da sowohl die Schadensursache als auch die zugrunde

liegenden Schadensmechanismen überall dieselben waren, werden nur die zur Klärung der

Ursache und des Mechanismus der Schadensbildung durchgeführten Untersuchungen

exemplarisch beschrieben. Weiter Details sind folgenden Arbeiten zu entnehmen [54-58, 75,

76, 78, 84-86].

Die mittels Röntgendiffraktometrie, Polarisationsmikroskopie, Rasterelektronenmikroskopie

und Mikrosonde durchgeführten Untersuchungen haben ergeben, dass die Schädigung des

Betons hauptsächlich nur durch Thaumasitbildung verursacht wurde. Die typisch stängelige

bis faserige Morphologie des Thaumasits ist aus Abbildung 51 ersichtlich, die eine

rasterelektronenmikroskopische Aufnahme von Thaumasitkristallen einer, einem Tunnel

entnommenen Probe zersetzten Betons zeigt.

Abbildung 51: Thaumasitkristalle

Abbildung 52: In Thaumasitmatrix inkongruent

aufgelöstes Dolomitkorn [(Kalcit (Cal); Brucit (Brc)]

Neben dem Beton schädigenden Mineral Thaumasit ist meistens zusätzlich als zweites

schädigendes Sulfat-Mineral Gips (CaSO4.2H2O) festgestellt worden (Gips war allerdings nur

in geringen Mengen enthalten). Daneben sind in den zerstörten Betonproben noch Quarz,

Dolomit, Calzit, Vaterit (eine besondere Form von CaCO3) und in einigen Fällen Brucit

5 m

Dol

Tha

Brc

Cal

100 m

74

[Mg(OH)2; s. Abbildung 52] festgestellt worden. Dolomit und Quarz stammen sicher vom

verwendeten Zuschlag. Ob Kalzit ebenfalls ausschließlich vom Zuschlag stammt oder

sekundär im Zuge des Zersetzungsprozesses neu gebildet wurde, kann nicht eindeutig

beantwortet werden. Beide Varianten sind möglich (siehe dazu auch die Abbildungen 52 und

53). Sicher ist, dass neben dem Thaumasit auch das Mineral Brucit eine Neubildung darstellt

und auf die Zersetzung des Betons zurückzuführen ist. Besonders bemerkenswert dabei ist

das gemeinsame Auftreten von Dolomit, Calcit und Brucit. Dies lässt sich nur durch die

Auflösung des Dolomits (stammt aus der Gesteinskörnung) und der daran anschließenden

Neubildung von Calcit und Brucit erklären, was ein unter den gegebenen Bedingungen (hohe

Alkalinität) ungewöhnlicher Vorgang ist. Diese außergewöhnliche Paragenese ist durch

Abbildung 53 belegt, in der die Calcium und Magnesiumverteilung aus einer

Mikrosondenuntersuchung abgebildet ist.

Abbildung 53: Mikrosondenbilder der Phasenumwandlung von Dolomit nach Calcit und Brucit; Elementverteilungen von Calcium (mittleres Bild) und Magnesium (Bild rechts): Rote Farben bedeuten hohe Gehalte dunkle bzw. blaue Farben niedrige Gehalte des jeweiligen Elements

Hinsichtlich der Klärung der Mechanismen der Thaumasitbildung kommt der

Zusammensetzung der mit dem Beton in Kontakt stehenden Gebirgswässer und der im

geschädigten und nicht geschädigten Beton enthaltenen flüssigen Phase besonderes

Interesse zu, weil die relevanten chemischen Reaktionen nur über die flüssige Phase ablaufen

konnten. Die Untersuchung der aus den Tunneln entnommenen Gebirgswässer hat einen

mittleren Sulfatgehalt von etwa 400 – 500 mg SO4-2/l ergeben. Ansonsten enthielt das Wasser

hauptsächlich Ionen von Calcium und Hydrogenkarbonat, aber praktisch keine Alkalien

(Natrium, Kalium: <10 mg/l). Die aus den zersetzten Betonproben ausgepressten Wässer

hingegen enthielten relativ konstant 500 - 600 mg Calcium/l aber sehr viel Natrium, Sulfat und

Chlorid (je nach Feuchtigkeitsgehalt der entnommenen Proben mehr oder weniger). Die

Sulfatkonzentration lag in allen Fällen weit über der Sättigungskonzentration von Gips (etwa

1200 mg SO4-2/l) und reichte bis etwa 30.000 mg SO4

-2/l, was schon nahe an der

Sättigungskonzentration von Natriumsulfat liegt. Da das Sulfat nur aus dem Gebirgswasser in

100 m

Dol

Brc

Cal

100 m

Ca

100 m

Mg

75

den Beton gelangen konnte, ergab sich hier die Frage warum und auf welchem Weg das aus

dem Gebirge gelöste Calciumsulfat (Gips; Anhydrit) in leicht lösliches Natriumsulfat

umgewandelt wurde, sodass die Sulfatkonzentration auf so hohe Werte ansteigen konnte.

Die festgestellten Konzentrationen der Inhaltsstoffe des Gebirgswassers sowie der im

zersetzten Beton enthaltenen wässrigen Phase ließen vermuten, dass die Ursache des

Konzentrationsanstieges auf einen Verdunstungsprozess zurück zu führen ist, da in den

ausgepressten Lösungen zusätzlich zum Sulfat auch andere, an den zur Schadensbildung

führenden Reaktionen nicht beteiligte Inhaltsstoffe wie Rubidium oder Lithium, in stark

überhöhten Konzentrationen vorlagen. Als weiteres Indiz eines Verdunstungsvorganges

wurde die Bildung der weißen, kristallinen Ausblühung angesehen, die an einzelnen Stellen

der Spritzbetonoberfläche aller untersuchten Tunnel vorhanden war (Abbildung 7). Dies

deshalb, weil sie, wie die röntgenographische Untersuchung ergab, aus Miralbilit

(Na2SO4.10H2O) bestanden und die Bildung dieses Natrium-Sulfat-Hydrats stellvertretend für

die Endstufe eines Verdunstungs- und „Aufkonzentrierungsprozesses“ steht.

Abbildung 54: Gegenüberstellung der Isotope δ18OVSMOW vs. δ2HVSMOW

Den Beweis für den Verdunstungsprozess ergab die Konzentrationsbestimmung der stabilen

Isotope von Sauerstoff (18O/16O Verhältnis) und Wasserstoff (2H/1H Verhältnis) in den

untersuchten Grund(Gebirgs)wässern und den aus den geschädigten Betonproben

ausgepressten Wässern. Eine solche Beweisführung ist möglich, da es im Zuge eines

Verdunstungsprozesses durch verschiedene Mechanismen zu einer Verschiebung der

Häufigkeit (Fraktionierung) der Isotope von den Elementen Sauerstoff und Wasserstoff

76

kommen kann. Zum Beispiel werden durch einen Verdunstungsprozess die schwereren

Isotope 18O und 2H angereichert (der Dampfdruck der leichten Wassermoleküle ist höher als

der der schwereren). In Abbildung 54 ist ihre Verteilung als δ18O und δ2H Werte in o/oo, VSMOW

(Vienna Standard Mean Ocean Water) dargestellt. Die strichlierte Gerade stellt frisch

gefallenes, lokales Niederschlagswasser aus dem Bereich des Feuerkogels dar (LMWL; Local

Meteoric Water Line). Die grauen Quadrate liegen auf der LMWL und zeigen die gemessenen

Werte aller Grundwasserproben der Tunnel dieses Gebirgsmassivs. Die schwarzen Quadrate

zeigen die Werte, die in den Porenwässern gemessen wurden, die aus den entnommenen

Proben des geschädigten Betons stammen. In ihnen war der Wassergehalt

(Austrocknungsgrad) je nach Entnahmestelle sehr verschieden. Deutlich ist zu erkennen, dass

es zu einer Anreicherung der schwereren Isotope gekommen ist, was nur durch Verdunstung

erklärbar ist. Aus solchen Messungen kann auch auf die an den Entnahmestellen

herrschenden rel. Luftfeuchtigkeit rückgeschlossen werden.

Da nicht verdampfbare und an der Betonschädigung nicht beteiligte Inhaltsstoffen in den aus

den zerstörten Betonproben ausgepressten wässrigen Lösung (Rubidium, Lithium, etc.)

wesentlich stärker konzentriert vorlagen als dem Verdunstungsgrad entspricht, der sich aus

der Abweichung der jeweiligen δ18O/ δ2H-Werte von der strichlierten Linie ergibt, muss Wasser

wiederholt verdampft und durch neu hinzutretendes Wasser wieder ergänzt worden sein.

Weitere Informationen sind in [54] enthalten.

Tabelle 11 enthält die Ergebnisse der nasschemischen Untersuchung der Abschnitte des in

Abbildung 10 gezeigten Spritzbeton-Bohrkerns mit 200 mm Durchmesser. Die Werte von CaO,

MgO und CO2 zeigen in Übereinstimmung mit den diffraktometrischen Untersuchungen, dass

der Betonzuschlag karbonatischer Natur war (Kalkstein und Dolomit). Bei einem (geschätzten)

Zementgehalt des Betons von ca. 15 M% (ca. 360 kg Zement pro m³ Beton mit einer Rohdichte

von 2400 kg/m³) und einem zulässigen SO3-Gehalt des Zementes von 3,5 M%, darf der Beton

max. 0,53 M% SO3 enthalten. In der dem Gebirge zugewandten Randzone (~0-1 cm Tiefe)

war der Sufatgehalt somit weit überhöht. Mit zunehmendem Abstand von der Randzone

wurden die SO3-Werte rasch kleiner, aber vermutlich war der SO3-Gehalt auch in einem

Abstand von ca. 5,5 cm noch überhöht. Aus der Tabelle ergibt sich weiter, dass der Gehalt an

säurelöslicher Kieselsäure (SiO2) unverhältnismäßig hoch ist. Portlandzement enthält etwa 20

M% lösl. SiO2, und bei 360 kg Zement pro m³ Beton müsste der Gehalt an lösl. SiO2 somit im

Bereich von 3 M% liegen (Gesteinskörnungen aus natürlichen Vorkommen enthalten nahezu

keine lösl. SiO2). Außerdem war der Gehalt an Natrium höher als der von Kalium. Da Zement

und natürliche Zuschläge jedoch gewöhnlich mehr Kalium als Natrium enthalten, wurde

77

vermutet, dass Wasserglas als Spritzhilfe benutzt wurde, was aber seitens der

Bauverantwortlichen nicht bestätigt wurde, so dass die Ursache des hohen Gehaltes an lösl.

SiO2 bzw. Natrium ungeklärt blieb. Der hohe Gehalt an lösl. SiO2 wäre damit allein ohnehin

nicht erklärbar. Der untersuchte Spritzbeton muss also zumindest noch einen anderen

Bestandteil mit hohem Gehalt an lösl. SiO2 enthalten haben.

Tabelle 11: Analysenergebnisse der Bohrkernabschnitte (Werte in M%)

Bestandteil

Betontiefe (cm von der mit weißer

Substanz bedeckten Oberfläche)

~0-1 ~1,5-2,5 ~3-4 ~4,5-5,5

Glühverlust (GlV) 33,5 32,8 33,1 35,4

unlösl. Rückstand 6,0 5,4 5,7 6,2

lösl. SiO2 5,6 6,4 6,2 4,7

Sesquioxide 3,0 3,3 3,3 2,6

CaO 41,4 43,5 43,5 41,9

MgO 8,0 6,6 7,1 7,8

SO3 1,9 1,2 0,8 0,6

Na2O 0,08 0,09 0,13 0,15

K2O 0,05 0,05 0,09 0,10

Summe

(gerundet)

99,5 99,3 99,9 99,5

CO2 (in GlV

enthalten)

28,3 22,7 27,2 30,5

Der Natriumgehalt war allerdings im Vergleich zu dem an lösl. SiO2 relativ gering und hat von

der Randzone ins Betoninnere hin zugenommen. Dies ließ vermuten, dass das leicht lösliche

Natrium durch den Kontakt zum Gebirgswasser offensichtlich fortlaufend „ausgewaschen“

worden ist. Thaumasitschäden waren aber nicht nur am Spritzbeton entstanden sondern

überall dort, wo sulfathaltiges Gebirgswasser Kontakt zum Beton hatte und verdunsten konnte

(etwa bei defekten Drainagen, in die Wasser nur mehr sehr spärlich eindrang). Es sind also in

den Rohstoffen eines jeden dem österreichischen Regelwerk entsprechenden Betons (nicht

nur in einem, mit alkalihaltigen Spritzhilfen hergestellten Spritzbeton) so viel Alkalien

vorhanden, dass die Sulfatkonzentration des mit ihm in Kontakt stehenden Wassers auf so

hohe Werte ansteigen kann, dass das Wasser betonaggressiv wird (Alkalien sind an der

78

Schadensbildung selbst nicht beteiligt aber ihre Anwesenheit ist Voraussetzung dafür, dass

die Konzentration des aggressiven Sulfats auf ungewöhnlich hohe Werte ansteigen kann).

In Tabelle 12 sind die Ergebnisse der Analysen der aus den Bohrkernabschnitten

ausgepressten Porenlösungen enthalten. Die OH--Konzentration (pH-Wert) hat von der dem

Gebirge zugewandten Randzone (0-1 cm Tiefe) nach innen zugenommen. Dieser Gradient

kam zustande, weil die OH--Ionen dem Konzentrationsgradienten folgend in das nicht

alkalische Gebirgswasser diffundierten. Die Konzentration der zugehörigen Kationen (Natrium,

Kalium) folgt demselben Trend. Im Gegensatz dazu war der Sulfatgehalt der Porenlösung nur

im äußersten Abschnitt etwas höher als in den anderen. Auch die Konzentration an Calcium

war sehr gering und hat zufolge des mit steigender OH--Konzentration abnehmenden

Löslichkeit von außen nach innen abgenommen. Die durch Reaktion mit dem Bindemittel des

Betons entstandenen neuen Sulfatverbindungen (Thaumasit, Ettringit) sind praktisch

unlöslich. Aus diesem Grund konnte der Gesamtsulfatgehalt des Betons im Randbereich

angereichert werden, die Konzentration der Porenlösung hingegen blieb an Sulfat und Calcium

dennoch gering, sodass innerhalb des Betons keine Thaumasitbildung stattfinden konnte

sondern nur an der Oberfläche, die Kontakt zu mit Sulfat stark angereicherten Wasser hatte

(s. folgender Absatz). Daher geht der Thaumasit-Angriff wie bei einem lösenden Angriff von

außen nach innen vor sich (s. Kapitel 9.2).

Tabelle 12: Porenlösungszusammensetzung der Bohrkernabschnitte

Entnahme-

tiefe

(cm)*)

OH-

(Mol/l)

pH-Wert

(Rechen-

wert)

SO4-2

(mg/l)

Ca+2

(mg/l)

Na+

(mg/l)

K+

(mg/l)

Porenlösung

(75 Tage nach

Wasser-sättigung

ausgepresst)

~0-1 0,068 12,83 722 493 813 523

~1,5-2,5 0,072 12,86 295 268 1203 956

~3-4 0,144 13,16 249 82 2380 2208

~4,5-5,5 0,172 13,24 302 66 3295 3010

*) ausgehend von der, dem Gebirge zugewandten Oberfläche des Bohrkerns

In dem mit dem Beton in Kontakt stehenden Wasser erhöhte sich die Konzentration der

Alkalien, weil die Alkaliionen aus dem Beton in Richtung des anstehenden Wassers

diffundierten. Konnte an solchen Stellen Wasser verdunsten, erhöhte sich die Konzentration

79

weiter. Im Gegensatz dazu konnte sich die Calciumkonzentration nicht erhöhen. Calcium

wurde entweder durch die chemischen Reaktionen mit dem Beton verbraucht oder reagierte

mit CO2 bzw. HCO3-, das etwa aus der Luft oder aus dem Gebirgswasser stammen kann, zu

unlöslichem CaCO3 und ist so dem Wasser entzogen worden. Dadurch wurden die

Calciumionen mit der Zeit durch Natriumionen als Bindungspartner des Sulfats ersetzt,

weshalb das anstehende Wasser zufolge Verdunstung betonaggressiv werden konnte. Die

Sulfatkonzentration des im einmal geschädigten Beton vorhandenen Wassers konnte in

weiterer Folge durch Verdunstung solange zunehmen, bis die Sättigungskonzentration von

Natriumsulfat erreicht war. Natürlich stieg in den Bereichen, wo Wasser verdunsten konnte,

mit dem ansteigenden Sulfatgehalt auch seine Aggressivität stark an. Dies macht verständlich,

warum der Beton stellenweise von hinten bis an die sichtbare Innenoberfläche des

Spritzbetons seine Festigkeit vollkommen verlieren konnte. Dieses stark sulfathaltige Wasser

wurde kapillar entlang von Rissen an die sichtbare Innenoberfläche des Spritzbetons

befördert. Dort kam es nach der Verdunstung des Wassers zur z.T. flächenhaften

Mirabilitbildung (Abbildung 8) [11, 53, 87, 88].

Wie in Kapitel 6.2.2 beschrieben, war das Schadensbild sehr unterschiedlich. Für die

Schädigung war jedoch immer notwendige Voraussetzung, dass der Sulfatgehalt des

Gebirgswassers durch Verdunstung ansteigen konnte, weil die Sulfatkonzentration des

Gebirgswassers nur 400 – 500 mg SO4-2/l betrug, für eine Schädigung aber höhere

Konzentrationen erforderlich sind (siehe Kapitel 9.2). Die in Abbildung 7 sichtbare Zone befand

sich im Anschluss an eine Betonfuge. Durch die Fuge konnte Wasser verdunsten, so dass es

von dort ausgehend zur Betonschädigung kam, wobei die Schadensbildung sicherlich auch

hier von der Gebirgsseite ausging und sich nach innen fortsetzte, bis der gesamte Spritzbeton

dieses Bereiches zerstört war. Der Bereich des Spritzbetons, aus dem der Bohrkern

entnommen wurde (Abbildung 9), befand sich in Fortsetzung einer, auch an eine Betonfuge

grenzenden Zone mit bereits abgefallenen Spritzbeton. Offensichtlich hat die Schädigung auch

hier an der Fuge ihren Ausgang genommen und vermutlich war der Verbund zwischen

Spritzbeton und Gebirge von Anfang an nicht besonders gut, so dass Wasser mit bereits

konzentrierten Inhaltsstoffen eingesaugt werden und/oder von der Spritzbetonrückseite durch

den zerstörten Bereich des Spritzbetons nach außen verdunsten konnte. Wohl nur deswegen

wurde der Spritzeton hier von der Rückseite her angegriffen und es kam zu dessen

flächenhafter Ablösung vom Fels. Der Angriff des Spritzbetons innerhalb der Nische

(Abbildung 11) erfolgte ebenfalls von der Rückseite her und bewirkte dessen Abfallen, obwohl

dort keine Fugen vorhanden waren. Der Spritzbeton war hier aber sehr dünnschichtig, so dass

Wasser sicherlich durch den Spritzbeton hindurch verdampfen und die Schädigung bewirken

80

konnte. Der in Abbildung 12 gezeigte zerstörte Türsockelbeton befand sich oberhalb eines

Drainagerohrs, das nicht mehr funktionstüchtig war (kein fließendes Wasser), in dem aber

noch etwas Wasser stand. Da das Rohr weitgehend leer war, konnte Wasserdampf entlang

des Rohres abtransportiert werden und der Angriff beginnen. Die Ursache der

Betonzerstörung bei der in Abbildung 13 gezeigten Wandöffnung bedarf keiner näheren

Erklärung, weil die Möglichkeit der Wasserverdunstung offensichtlich ist.

12. Zusammenfassung

12.1 Allgemeines

Wie einleitend beschrieben, wird im europäischen Regelwerk (EN 206-1) hinsichtlich des

Angriffs von Sulfaten auf Beton nur auf die Gefahr von Treiberscheinungen durch

Ettringitbildung Bezug genommen. Die darin enthaltene Unterteilung des Schadensrisikos in

Expositionsklassen, die durch verschieden hohe Grenzwerte des Sulfatgehaltes von

angreifenden Wässern bzw. Böden gekennzeichnet sind, ist auf Neubauten ausgelegt, vor

deren Errichtung die mit dem Beton in Kontakt kommenden Umwelteinflüsse untersucht

werden sollen, sodass die notwendigen betontechnischen bzw. sonstigen Maßnahmen

getroffen werden können, um Schäden zu vermeiden. Warum die Grenzwerte gerade die

angegebenen Zahlenwerte haben (s. Tabelle 1), ist nicht leicht nachzuvollziehen und sind

vermutlich auf Grund langjähriger Erfahrungen mit einem entsprechenden Sicherheitspolster

festgelegt worden. Sie liegen daher weit auf der sicheren Seite und bedeuten nicht, dass es

bei deren Überschreitung jedenfalls zu einem Schaden kommen wird. Da vor der

Bauausführung die erforderlichen Untersuchungen, die eine Beurteilung der Expositionsklasse

ermöglichen, nicht immer durchgeführt werden und weil es bei älteren Bauwerken zur Zeit

derer Errichtung keine oder andere Sulfat-Grenzwerte gegeben hat, interessiert vornehmlich,

wie hoch der Sulfatgehalt des Betons ansteigen darf, ohne dass es zu einem Schaden kommt.

Da außerdem die Sulfatkonzentration angreifender Wässer in der Praxis kaum jemals eine

konstant bleibende Höhe hat (Voraussetzung zur Beurteilung der Expositionsklasse), wurde

das Forschungsvorhaben beantragt. Zu den hauptsächlichen Zielen (siehe Kapitel 1) des

Vorhabens gehörte, herauszufinden ob es bei Ettringitbildung einen kritischen Sulfatgehalt von

Beton gibt, bei dessen Überschreitung Schutzmaßnahmen getroffen werden müssen und wie

die Beurteilung der Expositionsklasse bei schwankenden Sulfatkonzentrationen des mit dem

Beton in Kontakt stehenden Wassers erfolgen soll (mittlere oder die höchste Konzentration).

81

Da im Regelwerk zudem keinerlei Hinweis enthalten ist, wie im Fall eines Sulfatangriffs

vorgegangen werden soll, bei dem die Ursache der Schädigung nicht die Bildung von Ettringit

(3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O) sondern von Thaumasit (CaSiO3.CaCO3.CaSO4. 12H2O) ist,

war es notwendig, zu untersuchen nach welchen Mechanismen die Thaumasit-Schädigung

abläuft. Es waren keiner der am Forschungsprojekt beteiligten Personen Schäden bekannt,

die in Österreich an einem Konstruktionsbeton durch Ettringitbildung aufgetreten sind sondern

nur solche, die aber durch Thaumasitbildung verursacht wurden. Letztere sind in Tunneln

aufgetreten, die durch Gebirgsstöcke mit gipshaltigen Bereichen führten (bei

Thaumasitbildung kommt es zu keinen Treiberscheinungen sondern zu einer Aufweichung des

Zementsteins, weil die C-S-H-Phase unter Einwirkung von Karbonat bzw. CO2 und Sulfat in

Thaumasit umgewandelt wird [15, 43, 54-58, 64, 75, 76, 78, 84-86, 89-91].

12.2 Durchgeführte Untersuchungen

Der Versuchsplan war in Labor- und Praxisuntersuchungen unterteilt. Die Laborversuche

wurden an Mörtel- und Betonproben durchgeführt. Zunächst zu den mit den Mörtelproben

durchgeführten Untersuchungen:

Es handelte sich um Mörtel, die in Anlehnung an die Zementnormenprüfung hergestellt

wurden. Sie sind mit Quarzsand (Normensand) oder Kalksteinmehl anstelle des

Normensandes-fein, unterschiedlichen Zementen und W/Z-Werten hergestellt worden und

hatten die Form von a) Würfeln mit 4 cm Kantenlänge und b) von Prismen mit den

Abmessungen 4 x 4 x 16 cm und wurden sowohl für das Studium der Ettringitbildung als auch

der Thaumasitbildung verwendet. Der Unterschied lag hauptsächlich darin, dass für die

Thaumasitbildung die Lagerungstemperatur 5°C (± 3°C) betrug, für die Ettringitbildung

hingegen Raumtemperatur (20°C ± 2°C), weil sich Thaumasit laut Literatur bevorzugt bei

Temperaturen unterhalb von 15°C bildet.

Für das Studium der Schädigung durch Ettringitbildung wurden Mörtelproben mit CEM I 52,5-

R Zement mit W/Z-Wert 0,45 und 0,70 sowie CEM I 42,5 R/C3A-frei (HS-Zement) einerseits

im Labor in einem Klimaraum mit 20°C in Lösungen mit Sulfatkonzentrationen ausgelagert,

die den Grenzkonzentrationen der Expositionsklassen XA1, XA2 und XA3 entsprachen,

nämlich 600, 3000 und 6000 mg SO4-2/l sowie wechselweise bei 600 und 6000 mg SO4

-2/l. Die

Lagerlösungen wurden durch Lösen von Natriumsulfat in entkalktem Leitungswasser

hergestellt. Außerdem wurden Proben in einer gesättigten Gipslösung ausgelagert, weil der

Sulfatgehalt natürlicher österreichischer Wässer praktisch immer von Gips stammt. Zudem

82

wurden Proben mit CEM III/B 32,5 N und einer Mischung aus 70% HS-Zement mit 30%

Fluamix C einbezogen, um den Einfluss von Hüttensand bzw. Flugasche zu erfassen, die aber

nur bei 3000 mg SO4-2/l und in gesättigter Gipslösung ausgelagert wurden. Des Weiteren sind

Proben mit den Zementen CEM I 52,5-R (W/Z-Wert 0,45 und 0,70) und HS-Zement (W/Z-0,70)

an vier verschiedenen Stellen des Abwasserkanalsystems von Linz ausgelagert worden, wo

schwankende Sulfatkonzentrationen gegeben waren, die an zumindest einer Stelle kurzzeitig

die Grenzkonzentration der Expositionsklasse XA3 überschritten haben, im Mittel aber im

Bereich von XA1 bzw. darunter lagen. Außerdem wurde zu Beginn an den vier

Auslagerungsstellen je ein Bohrkern des Kanalbetons und am Ende des Versuchszeitraumes

von 3,5 Jahren an einer der Auslagerungsstellen erneut ein Bohrkern entnommen, um

Veränderungen des Sulfatgehaltes zu ermitteln. Die Untersuchung der im Kanal ausgelagerten

Mörtelproben hatten den Vorteil, dass die Lagerung unter praktischen Bedingungen erfolgte,

was für die Deutung der Ergebnisse vorteilhaft erschien, weil Ergebnisse aus

Laborbedingungen gewöhnlich nur mit Vorbehalt auf die Praxis übertragbar sind.

Für das Studium der Schädigung durch Thaumasit wurden Mörtelproben mit allen vier

Zementsorten und Kalksteinmehl anstelle des Normensandes fein verwendet, die in einer

Kühltruhe bei 5°C gelagert wurden. Die Sulfatkonzentration der Lagerlösung betrug 200, 600

und 3000 mg SO4-2/l. Die Konzentration von 200 mg SO4

-2/l (anstelle der bei 20°C

einbezogenen 6000 mg SO4-2/l) wurde deshalb verwendet, weil erfasst werden sollte, ob es

auch bei einer so geringen Konzentration zu einer Schädigung kommt. Dies deshalb, weil die

Sulfatkonzentration von Wässern in gipshaltigen Gebirgsbereichen häufig unter 500 mg

SO4-2/l liegt. Hinzu kam noch eine gesättigte Gipslösung. Einbezogen wurden auch einige

Mörtelproben ohne Kalkstein, um festzustellen, ob eine kalkhaltige Gesteinskörnung als Quelle

für das zur Thaumasitbildung benötigte Karbonat notwendig ist bzw. ob sie eine

aggressivitätssteigernde Wirkung hat.

Von den im Labor bei 20°C gelagerten Würfelproben wurde planmäßig nach 6 Monaten, 1,5

Jahren, 2,5 Jahren und 3,5 Jahren je Rezeptur und Lagerlösung ein Würfel entnommen und

mittig durchtrennt. Eine der beiden Hälften wurde a) zur Bestimmung enthaltener

Mineralphasen (Ettringit/Thaumasit) und b) hinsichtlich der Sulfatverteilung verwendet. An der

anderen Hälfte ist der Gesamtsulfatgehalt sowie der Gehalt an löslicher SiO2 nach dem

Trocknen und anschließendem Zerkleinern der Proben auf Analysenfeinheit (<0,09 mm)

nasschemisch bestimmt worden. Die Bestimmung des löslichen SiO2 war notwendig, weil aus

ihrem Gehalt der ungefähre Zementgehalt der jeweiligen Probe bestimmt und damit der auf

den Zementgehalt bezogene Sulfatgehalt berechnet werden konnte.

83

Die Prismen wurden nur bis zum Prüftermin 2,5 Jahre planmäßig entnommen und untersucht,

nicht jedoch nach 3,5 Jahren, weil zu diesem Zeitpunkt noch keinerlei Schadensanzeichen

sichtbar waren und die Lagerungsdauer daher verlängert wurde (s. Kapitel 9.1.2). Anhand der

Prismen wurden zunächst die Biegezug- und dann die Druckfestigkeit bestimmt. Die geprüften

Proben sind sofort in Kunststoffsäcken verpackt worden und aus ihnen wurde anschließend

die Porenlösung ausgepresst. Die Porenlösungen wurden hinsichtlich der Konzentrationen der

Ionen Hydroxid (OH-), Chlorid (Cl-), Sulfat (SO42-), Natrium (Na+), Kalium (K+) und Calcium

(Ca2+) untersucht.

Für die Untersuchungen zur Auffindung einer Prüfmethode zur nasschemischen Bestimmung

der Sulfatbeständigkeit wurden Betonbalken mit 70 x 15 x 15 cm und W/Z-Werten von 0,45,

0,50 bzw. 0,55 hergestellt. Als Zementsorten wurden CEM I 52,5 R, CEM I 42,5 N/C3A-frei

(HS-Zement) und der Mischzement aus 70% HS-Zement/30% Fluamix verwendet. Aus den

Balken sind nach dem Aushärten Bohrkerne (Ø 70 mm) entnommen, von diesen 25 mm dicke

Scheiben angeschnitten und planparallel geschliffen worden. Diese Prüfkörper sind sodann in

gesättigter Gipslösung bei Raumtemperatur gelagert worden. Nach 33, 66, 99 und 152 Tagen

wurde je Rezeptur zwei Scheiben entnommen und der Sulfatgehalt in den Tiefen 0,4-0,6 mm,

1,0-1,2 mm und 1,4-1,6 mm bestimmt. Anhand der Zunahme des Sulfatgehaltes erfolgte die

Beurteilung des Widerstandes der Betone gegen das Eindringen von Sulfat. Zudem wurden

Untersuchungen an Baustellenbetonen durchgeführt, für die Betonbohrkerne aus den

Innenschalen von drei Tunneln zur Verfügung standen.

Neben diesen Laboruntersuchungen wurden noch die in Tunneln vorgefundenen Schäden

(Abbildungen 6, 10, 11 und 12) untersucht. Dazu sind aus den Tunneln Proben des

augenscheinlich vollkommen zerstörten Betons, der an der sichtbaren Innenoberfläche eines

Tunnels anhaftenden Ausblühungen (Abbildung 7), der Gebirgswässer sowie Bohrkerne des

Spritzbetons (Ø 200 mm) entnommen worden. Ein Bohrkern wurde an einer Stelle

entnommen, an der kein Verbund des Spritzbetons zum Untergrund gegeben war. Wie sich

nach der Entnahme zeigte, haftete an der rückwärtigen Oberfläche eine weiße Substanz von

Reaktionsprodukten an (Abbildung 10). An diesem Bohrkern konnten die mit zunehmendem

Abstand von der rückwärtigen Oberfläche gegebenen Veränderungen der

Betonzusammensetzung erfasst werden.

Von ihm sind, wie auch von den aus dem Kanalsystem von Linz entnommenen Bohrkernen,

jeweils ca. 1 cm dicke Scheiben parallel zur Grundfläche abgeschnitten worden. Aus den

84

Abschnitten wurde nach Wassersättigung, dichter Verpackung in Kunststoff-Folien und

nachfolgender zweimonatigen Lagerungszeit bei 20°C die Porenlösung ausgepresst und die

Konzentration der Inhaltsstoffe wie bei den Porenlösungen der Mörtelproben bestimmt (die

lange Lagerungsdauer war notwendig um sicher zu gehen, dass sich das zwischen Feststoffen

und flüssiger Phase einstellende Gleichgewicht erreicht war). Die Feststoffe wurden nicht nur

nasschemisch sondern auch hinsichtlich der enthaltenen Mineralphasen analysiert. Die

zersetzten Betonproben wurden analog untersucht und zudem wurden die aus ihnen

ausgepressten Lösungen wie auch die Bergwasserproben hinsichtlich ausgewählter

hydrochemischer Kennwerte und den Isotopenwerten von Sauerstoff, Wasserstoff,

Kohlenstoff und fallweise Schwefel (δ2H, δ18O, δ13C, δ34S) untersucht.

12.3 Ergebnisse der Untersuchungen

12.3.1 Im Kanalsystem von Linz ausgelagerte Proben

Bei den im Kanalsystem ausgelagerten Proben kam es während der gesamten Lagerungszeit

zu keiner sehr starken Zunahme des Sulfatgehaltes, denn nach 3,5 Jahren lag der SO3-Gehalt

bei allen Proben und Auslagerungsstellen unterhalb von 4% SO3, bezogen auf den

Zementgehalt. Besonders auffällig war, dass der Sulfatgehalt der Proben ab 1,5 Jahren kaum

noch zugenommen hat. Als Ursache hierzu wurde festgestellt, dass innerhalb dieser Proben

nahe der Oberfläche eine Karbonatisierung stattgefunden hat (Abbildung 28; Kapitel 8.2.3.1).

Dies führte zu einer Porenverengung und somit zu einer Abnahme der Geschwindigkeit, mit

der Substanzen von außen in die Proben eindringen konnten. Augenscheinlich konnten

nirgendwo und zu keinem Prüftermin Schädigungsanzeichen festgestellt werden. Die

Festigkeiten haben anfangs zufolge der Nacherhärtung zugenommen und sich dann mit

Ausnahme der im Nachklärbecken gelagerten Proben kaum noch verändert. Dort wurden nach

3,5 Jahren aber entweder erheblich geringere Druck- oder Biegezugfestigkeiten als zuvor

gemessen. Die Druckfestigkeiten haben jedoch nicht mit den Biegezugfestigkeiten korreliert,

so dass hier offenen Fragen bestehen blieben (siehe Kapitel 8.2.2), die nicht einfach mit den

leider erheblichen Messunsicherheiten erklärt werden konnten. Bei den im Nachklärbecken

gelagerten Proben blieben allerdings noch andere Unklarheiten bestehen. So hat hier (nur

hier) die Chloridkonzentration der Porenlösung aus unbekannter Ursache über den gesamten

Versuchszeitraum immer zugenommen, obwohl die Chloridkonzentration des Wassers im

Nachklärbecken wesentlich geringer war. In der Porenlösung, die dort aus dem zu Beginn

entnommenen Betonbohrkern aus dem bis in ca. 1 cm Tiefe reichenden Abschnitt ausgepresst

wurde, war die Chloridkonzentration auch deutlich höher als im Wasser des Nachklärbeckens

(da die Chloridkonzentration nicht mit dem kritischen Sulfatgehalt in Verbindung steht, wurden

85

die Ursachen dieses Phänomens nicht weiter verfolgt). Ansonsten haben sich die

Konzentrationen der in der Porenlösung enthaltenen Ionen erwartungsgemäß verändert. Die

darin zunächst ziemlich konzentriert vorliegenden Ionen von Natrium, Kalium und Hydroxid

sind dem Konzentrationsgradienten folgend aus den Proben hinausdiffundiert, was zu einer

Abnahme der OH--Konzentration der Porenlösung (des pH-Wertes) sowie der Alkaliionen

geführt hat. Dies hat wiederum die Löslichkeit von Calciumhydroxid und Calciumsulfat

verändert, wodurch es mit der Zeit zu einer Zunahme der Ca+2- und SO4-2-Konzentration kam,

wobei besonders die Sulfatkonzentration generell sehr niedrig blieb (Abbildungen 31-33).

12.3.2 Im Labor bei 20°C ausgelagerte Proben (Ettringitbildung)

Die Veränderungen der Druckfestigkeiten entsprachen der Erwartung, haben anfänglich

zufolge der Nacherhärtung zugenommen und haben sich dann bis 2,5 Jahre Lagerungsdauer

nur wenig verändert. Sie waren beim CEM I-Mörtel am höchsten. Der C3A-freie Zement hatte

zwar ebenso wie die Mörtel, die CEM III bzw. das 70/30-Gemisch von HS-Zement mit Fluamix

als Bindemittel enthielten, deutlich niedrigere 28-Tage Festigkeiten, die Nacherhärtung war

aber stark. Die niedrigste Druckfestigkeit wurde zu allen Terminen beim Mörtel mit dem 70/30-

Gemisch von CEM I/C3A-frei mit Fluamix festgestellt. Da die Messunsicherheit aber hoch war,

ist eine nähere Interpretation schwierig und unsicher (siehe Kapitel 9.1.1). Nach 3,5 Jahren

wurden die Druckfestigkeiten des je Rezeptur noch vorhandenen letzten Prismas nicht geprüft

sondern erst nach ca. 4,5 Jahren, weil nach 3,5 Jahren augenscheinlich noch keinerlei

Anzeichen für eine Schädigung erkennbar waren. Da aber der mittlere Sulfatgehalt bei dem

Prisma mit CEM I, W/Z-Wert 0,70, schon sehr hoch war, andeutungsweise schon eine

schwache Zunahme der Länge stattgefunden hat, zudem die Biegezugfestigkeit der bei 6000

mg SO4-2/l gelagerten Proben dieses Mörtels ab 6 Monaten Lagerungsdauer ständig geringer

wurde (Abbildung 36) sowie im Elektronenmikroskop festgestellt wurde, dass innerhalb des

Mörtels auch der bei 3000 mg SO4-2/l gelagerten Proben Risse entstanden waren (Abbildungen

40, 41), war anzunehmen, dass bald auch mit freiem Auge erkennbare erste Dehnungsrisse

entstehen würden und daher eine Verlängerung der Laufzeit des Projektes um 1 Jahr

beantragt. Die verbliebenen Würfelproben sind aber dennoch schon nach 3,5 Jahren

hinsichtlich Gesamtsulfatgehalt, etc. geprüft worden, weil angenommen wurde, dass die an

den Würfeln durchgeführten Prüfungen auch an einer der nach der Prüfung der

Biegezugfestigkeit verbleibenden zwei Prismenhälften gemacht werden können. Dies zog

allerdings nach sich, dass die Porenlösung aus nur einer Hälfte des jeweiligen Prismas

ausgepresst und danach der Gesamtsulfatgehalt der Feststoffe anhand dieses Teils des

jeweiligen Primas bestimmt werden musste. Da die Porenlösung bei den Proben mit W/Z-0,50

nicht immer gelang, konnten nur bei den Mörteln mit W/Z-0,70 alle Prüfungen mit Ausnahme

86

der Festigkeiten sowohl nach 3,5 und 4,5 Jahren durchgeführt werden.

Wie aus Abbildung 37 (Kapitel 9.1.2) ersichtlich, ist der Sulfatgehalt der Proben mit W/Z-Wert

0,70 nur bei den in der Lösung mit 6000 mg SO4-2/l kontinuierlich angestiegen, während es bei

den übrigen SO4-2-Konzentrationen zwischen 6 Monaten und 1,5 Jahren zu keinem Anstieg

gekommen ist. Die Untersuchung einer solchen Probe hat ergeben, dass sich an der

Probenoberfläche eine dünne Kalkschicht [Ca(CO)3, Abbildung 38] gebildet hat, in deren

abdichtender Wirkung die Ursache dafür gesehen wird, dass bei den meisten Proben keine

messbare Zunahme des Sulfatgehaltes stattgefunden hat. Im Gegensatz zu den im Kanal

ausgelagerten Proben hat sich die Kalkschicht an der Probenoberfläche ausgebildet, weil das

ausdiffundierende Calciumhydroxid nicht abtransportiert wurde wie im fließenden Wasser und

daher direkt mit dem in der Lagerlösung vorhandenen CO2 zu unlöslichen Calciumkarbonat

reagieren konnte. Zu einer vollständigen Abdichtung ist es aber nicht gekommen, denn die

Konzentration der Alkali- und OH--Ionen der Porenlösung hat auch zwischen 6 Monaten und

1,5 Jahren weiter abgenommen.

Um die Sulfataufnahme wieder in Gang zu bringen und dauerhaft aufrecht zu erhalten, ist die

Kalkschicht der Proben forthin alle 6 Monate durch Eintauchen in verdünnter Ameisensäure

abgeätzt worden. Danach ist es bei allen Proben wieder zu einer Sulfataufnahme gekommen,

wobei die Zunahme des Sulfatgehaltes in allen Lagerlösungen erwartungsgemäß beim CEM I

mit W/Z-Wert 0,70 am stärksten war. Bei dieser Probe betrug der auf den Zementgehalt

bezogene Sulfatgehalt nach 3,5 Jahren Lagerung in der Lösung mit 6000 mg SO4-2/l über 10

% SO3. Interessant war auch das Ergebnis, dass der Anstieg des Sulfatgehaltes bei

Wechsellagerung zwischen 600 und 6000 mg SO4-2/l (Mittelwert 3300 mg SO4

-2/l) gut mit dem

bei konstant 3000 mg SO4-2/l gelagerten Proben übereinstimmte.

Bindemittelrelevante Unterschiede kamen klar zum Ausdruck. So ist der Sulfatgehalt bei den

Prüfmörteln mit 70% HS-Zement/30% Fluamix (im Diagramm als Mix bezeichnet) als

Bindemittel bei einer Sulfatkonzentration der Lagerlösung von 3000 mg SO4-2/l deutlich

weniger stark angestiegen (SO3-Zunahme 1,68 % v. Zement; Abbildung 39) als beim

vergleichbaren Mörtel mit CEM I (SO3-Zunahme 2,78 % v. Zement). Das bedeutet, dass der

im Fluamix enthaltene puzzolanische Anteil entweder eine so dichte Struktur bewirkt hat, dass

das Sulfat wesentlich langsamer eindrang als beim CEM I gebundenen Mörtel und/oder dass

die Sulfatbindung bei diesem Zement anderen, langsamer ablaufenden Mechanismen folgt.

Bei CEM III weisen die Ergebnisse in dieselbe Richtung, können aber derzeit nicht belegt

werden (siehe Kapitel 9.1.2). Aus Abbildung 39 ist auch ersichtlich, dass die Ergebnisse bei

87

Lagerung in gesättigter Gipslösung (Sättigungskonzentration: ~1200 mg SO4-2/l) dieselbe

Tendenz zeigen und dass der Sulfatgehalt entsprechend der geringeren SO4-2-Konzentration

der Lösung deutlich weniger stark angestiegen ist als bei 3000 mg SO4-2/l. Der Einfluss der

Zementsorte und des W/Z-Wertes kam auch aus den Untersuchungen zur Auffindung einer

Prüfmethode zur nasschemischen Bestimmung der Sulfatverteilung in Beton, bei denen die

Veränderungen des Sulfatgehaltes in unterschiedlichen Betontiefen gemessen wurden, klar

zum Ausdruck und bestätigten die an den Mörtelproben erhaltenen Unterschiede. Auch bei

den Betonproben stieg der Sulfatgehalt am stärksten beim CEM I-Beton, gefolgt vom Beton

mit C3A-freiem Zement und am wenigsten stark beim Beton mit 70% HS-Zement/30% Fluamix.

Hinweise auf Treiberscheinungen wurden bei keiner der Betonproben festgestellt.

Das aufgenommene Sulfat lag innerhalb der Proben naturgemäß nicht gleichmäßig verteilt vor

sondern es bestand ein deutlicher Gradient in der SO4-2-Verteilung mit von außen nach innen

abnehmenden Werten (Abbildungen 42, 43), wobei der Verteilungsgradient bei den Proben

mit W/Z-0,70 im Verlauf der Lagerung schwächer wurde, weil ab dem Erreichen der

Probenmitte der Sulfatgehalt dort weiter anstieg, nicht jedoch in den äußeren Probezonen. Die

im Elektronenmikroskop mittels Elektronenstrahlmikroanalyse ermittelte Sulfatverteilung

ergab, dass das Sulfat nicht überall gleich schnell eindrang und nicht kontinuierlich von außen

nach innen abnahm sondern dass lokal überraschend hohe Konzentrationsunterschiede

bestanden (Abbildungen 42, 43). Dies ist nur durch Inhomogenität erklärbar, die in der

Mikrostruktur offenbar von Anfang an vorhanden waren.

Die Veränderungen der Zusammensetzung der Porenlösung folgten dem erwarteten Trend,

der auch bei der Lagerung im Abwasserkanal mit Ausnahme der Lagerstelle 4

(Nachklärbecken) festgestellt wurde. Interessant war der Umstand, dass die

Sulfatkonzentration der Porenlösung sogar bei der Lagerlösungskonzentration von 6000 mg

SO4-2/l immer wesentlich tiefer lag als in der Lagerlösung (Abbildung 45). Das bedeutet, dass

eindiffundiertes Sulfat gebunden wurde und daher die Sulfataufnahmefähigkeit auch zu

Versuchsende noch nicht erschöpft war.

12.3.3 Im Labor bei 5°C ausgelagerte Proben (Thaumasitbildung)

Die bei der Sulfatkorrosion durch Thaumasit entstehenden neuen Sulfatverbindungen

(Thaumasit bzw. Woodfordit, Gips) sind schwer löslich bzw. unlöslich, weshalb die SO4-2- und

Ca+2-Konzentration der Porenlösung unabhängig vom Gesamtsulfatgehalt immer sehr gering

blieb und daher während der Lagerungsdauer immer neues Sulfat eindiffundieren konnte. Das

eingedrungene Sulfat reagierte vermutlich Großteils zunächst mit noch vorhandenem C3A zu

88

Ettringit und in der Folge wurde der Ettringit in Thaumasit als Endstufe der

festigkeitsmindernden chemischen Reaktionen umgewandelt. Die Schadensbildung zeigte

sich zuerst im Auftreten einer weißen Schicht von Reaktionsprodukten an der Oberfläche der

Mörtel, die nur lose anhafteten und mit der Zeit abfielen, sodass sich am Gefäßboden eine

Schicht von Mörtelresten ansammelte.

Weil die Mörtel, die mit CEM I bzw. mit HS-Zement gebunden waren (W/Z-Wert 0,70), nach

3,5 Jahren Lagerung bei 3000 mg SO4-2/l teilweise schon so stark geschädigt waren, dass die

Prüfung der Festigkeiten nicht mehr möglich war bzw. nicht sinnvoll erschien, wurden

Festigkeitsprüfungen nur bis zum Prüftermin 2,5 Jahre durchgeführt (wie sich im Verlauf des

Forschungsprojektes herausgestellt hat, beginnt die Thaumasitschädigung wie ein lösender

Angriff an der Probenoberfläche und setzt sich ins Innere fort, sodass die Untersuchung des

nicht schadhaften Probenteils keine schädigungsrelevanten Erkenntnisse ergibt). Wohl aber

wurden von den Würfelproben die lose anhaftenden Reaktionsprodukte abgebürstet und der

verbliebene Probenteil hinsichtlich des Sulfatgehaltes untersucht. Dabei stellte sich heraus,

dass die Zunahme des Sulfatgehaltes recht gut mit den bei Raumtemperatur bei 3000 mg

SO4-2/l eingetretenen Veränderungen korrelierten (Abbildungen 37 bzw. 46). Auch an den

Proben mit W/Z-Wert 0,45 sind Schäden entstanden, die aber ganz wesentlich geringer

blieben als bei den Proben mit W/Z-Wert 0,70. Auf die, bei der Mörtelherstellung vornehmlich

bei W/Z-Wert 0,70 eingetretenen sichtbaren Sedimentation und des darauf zurückzuführenden

gegenüber der Rezeptur erhöhten W/Z-Wertes im Bereich der abgezogenen Oberfläche ist es

wohl auch zurückzuführen, dass der Angriff immer an der abgezogenen Oberfläche ihren

Ausgang genommen hat und sich von ihr aus in die Tiefe fortsetzte.

Die bei Lagerung bei 3000 mg SO4-2/l entstandenen Schäden (Abbildung 47) waren bei den

kalksteinhaltigen Proben etwa gleich stark wie bei den kalksteinfreien. Interessant war der

Umstand, dass es bei Lagerung in gesättigter Gipslösung zu einer deutlich stärkeren

Schädigung kam als bei 3000 mg SO4-2/l obwohl die Sulfatkonzentration der gesättigten

Gipslösung wesentlich geringer war (max. ~1200 mg SO4-2/l) und daher auch der

Gesamtsulfatgehalt weniger stark angestiegen ist, als bei den bei 3000 SO4-2/l gelagerten

Proben [92, 93]. Offensichtlich hat die Anwesenheit des für die Thaumasitbildung auch

benötigten Calciums im Sulfat-Salz (Gips: CaSO4.2H2O) einen wesentlichen Einfluss auf die

Geschwindigkeit der Schädigung. Die Proben mit Fluamix bzw. CEM III-B als Bindemittel

wurden unvergleichlich weniger angegriffen, wobei an der Probe mit CEM III-B überhaupt

keine Angriff stattgefunden hat. Diese Bindemittel zeichnen sich somit nicht nur durch eine

wesentlich langsamere Sulfataufnahme als auch durch eine hohe Resistenz gegen

89

Thaumasitschädigung aus. Weiter stellte sich heraus, dass auch an der Oberfläche der Proben

die bei 20°C und 6000 mg SO4-2/l ausgelagert waren, stellenweise etwas Thaumasit

entstanden ist. Das zeigt, dass sich Thaumasit auch bei Temperaturen über 15°C bilden kann

[1, 23, 29, 37, 94-100]. Allerdings erfolgt die Bildung dabei so langsam, dass sie praktisch

vernachlässigt werden kann.

Nach 3,5 Jahren wurden die Untersuchungen plangemäß beendet, weil bei den bei 3000 mg

SO4-2/l gelagerten Proben teilweise schon nach 1,5 Jahren deutliche erkennbare Schäden

vorhanden waren, die sich sehr verstärkten (Abbildung 47), sodass kein Grund bestand die

Untersuchungen fortzuführen. Zu Schäden kam es aber nur bei den bei 3000 mg SO4-2/l und

bei in ges. Gipslösung gelagerten Proben, während die Proben, die bei 200 und 600 mg

SO4-2/l gelagert waren, während des gesamten Versuchszeitrums schadensfrei geblieben

sind.

12.3.4 Betonschäden in Tunneln

Anhand der entnommenen Proben zerstörten Betons wurde mittels Röntgendiffraktometrie

nachgewiesen, dass die Betonschädigung bei allen Proben durch die Bildung von Thaumasit

verursacht worden ist. Der durchschnittliche Sulfatgehalt in den aus den Tunneln

entnommenen Gebirgswässern betrug ca. 400 – 500 mg SO4-2/l. Ansonsten enthielt das

Wasser hauptsächlich nur Ionen von Calcium und Hydrogenkarbonat, aber praktisch keine

Alkalien (Natrium, Kalium: <10 mg/l). Die aus den zersetzten Betonproben ausgepressten

Wässer hingegen enthielten sehr viel Natrium, Sulfat und Chlorid. Die Sulfatkonzentration lag

in allen Fällen weit über der Sättigungskonzentration von Gips von ~1.200 mg SO4-2/l und

reichte bis zu etwa 30.000 mg SO4-2/l. Da das Sulfat nur aus dem Gebirgswasser in den Beton

gelangen konnte, musste die Frage geklärt werden, warum und auf welchem Weg das aus

dem Gebirge gelöste Calciumsulfat (Gips; Anhydrit) in leicht lösliches Natriumsulfat

umgewandelt werden konnte [54, 55].

Die festgestellten Konzentrationen der im zersetzten Beton enthaltenen wässrigen Phase

ließen vermuten, dass die Ursache des Konzentrationsanstieges auf einen

Verdunstungsprozess zurück zu führen ist, da verschiedene Inhaltsstoffe höher konzentriert

vorlagen als im Gebirgswasser und weil die Bildung des an verschiedenen Stellen der

Spritzbetonoberfläche vorgefundenen kristallinen Natriumsulfates (Mirabilit), das sehr gut

wasserlöslich ist, ein starkes Indiz für einen Verdunstungsvorgang ist. Der Beweis dafür ergab

sich aus der Konzentrationsbestimmung der stabilen Isotope von Sauerstoff (18O/16O

Verhältnis) und Wasserstoff (2H/1H Verhältnis) in den untersuchten Grund(Gebirgs)wässern

90

und den aus den geschädigten Betonproben ausgepressten Wässern (Abbildung 54). Das ist

möglich, weil es im Zuge eines Verdunstungsprozesses zu einer Anreicherung der schwereren

Isotope 18O und 2H kommt (der Dampfdruck der leichten Wassermoleküle ist höher als der der

schwereren), sodass aus solchen Messungen der jeweils gegebene Verdunstungsgrad

festgestellt werden kann, der in den aus den zerstörten Betonproben ausgepressten Lösungen

sehr unterschiedlich war. Da darin die Konzentration der an der Betonschädigung nicht

beteiligte Inhaltsstoffe (Rubidium, Lithium, etc.) wesentlich höher war, als dem jeweiligen

Verdunstungsgrad entspricht, muss Wasser wiederholt verdampft und durch neu

hinzutretendes Wasser wieder ergänzt worden sein [54].

Die Ergebnisse der nasschemischen Untersuchung der Abschnitte des in Abbildung 10

gezeigten Spritzbeton-Bohrkerns mit 200 mm Durchmesser (Tabelle 11) ergaben in

Übereinstimmung mit den diffraktometrischen Untersuchungen, dass der Betonzuschlag

karbonatischer Natur war (Kalkstein und Dolomit). In der dem Gebirge zugewandten

Randzone (~0-1 cm Tiefe) war der Sufatgehalt weit höher, als bei normgemäßer

Betonzusammensetzung zulässig ist. Mit zunehmender Betontiefe wurden die SO3-Werte

rasch kleiner (Tabelle 11), aber vermutlich war der SO3-Gehalt auch in einem Abstand von ca.

5,5 cm von der äußersten Zone noch überhöht. Der Gehalt an Natrium war in allen Abschnitten

höher als der von Kalium, und die Konzentration beider Ionen ist mit zunehmender Betontiefe

angestiegen. Dies ließ vermuten, dass die leicht löslichen Alkalien durch den Kontakt zum

Gebirgswasser offensichtlich fortlaufend „ausgewaschen“ worden sind. Thaumasitschäden

waren aber nicht nur am Spritzbeton entstanden sondern überall dort, wo sulfathaltiges

Gebirgswasser Kontakt zum Beton hatte und verdunsten konnte. Es sind also in den

Rohstoffen eines jeden dem österreichischen Regelwerk entsprechenden Betons so viel

Alkalien vorhanden, dass die Sulfatkonzentration des mit ihm in Kontakt stehenden Wassers

auf so hohe Werte ansteigen kann, dass das Wasser betonaggressiv wird (Alkalien sind an

der Schadensbildung selbst nicht beteiligt sondern ihre Anwesenheit ist Voraussetzung dafür,

dass die Konzentration des aggressiven Sulfats auf ungewöhnlich hohe Werte ansteigen

kann).

Die Ergebnisse der Analysen der aus den Abschnitten ausgepressten Porenlösungen (Tabelle

12) zeigten, dass die Konzentration der OH--, Na+- und K+-Ionen (der pH-Wert) von der dem

Gebirge zugewandten Randzone (0-1 cm Tiefe) nach innen zugenommen hat. Im Gegensatz

dazu war der Sulfatgehalt der Porenlösung gering und nur im äußersten Abschnitt höher als

in den übrigen Abschnitten. Die Konzentration an Calcium war noch geringer und hat zufolge

des mit steigender OH--Konzentration abnehmenden Löslichkeit des Calciums von außen

91

nach innen abgenommen.

Der Umstand, dass die Alkalikonzentration der Porenlösung umso geringer war, je näher der

jeweilige Betonabschnitt an der dem Gebirge zugewandten Spritzbetonoberfläche lag, geht

hervor, dass die Alkali-Ionen aus dem Beton in das Gebirgswasser diffundierten und dessen

Alkalikonzentration erhöhten. Konnte an solchen Stellen Wasser verdunsten, erhöhte sich die

Konzentration weiter. Im Gegensatz dazu konnte sich die Calciumkonzentration nicht erhöhen,

weil Calcium entweder durch die chemischen Reaktionen mit dem Beton verbraucht wurde

oder mit CO2 (aus der Luft oder Gebirgswasser) zu unlöslichem CaCO3 reagiert hat und dem

Wasser entzogen worden ist. Dadurch wurden die im Gebirgswasser enthaltenen

Calciumionen mit der Zeit durch Natriumionen ersetzt und das Calciumsulfat mehr und mehr

in leicht lösliches Natriumsulfat umgewandelt, sodass das anstehende Wasser betonaggressiv

werden konnte [54, 58]. Die Sulfatkonzentration des im einmal geschädigten Beton

vorhandenen Wassers konnte im Zuge weiterer Verdunstung bis zu etwa 30.000 mg SO4-2/l

zunehmen. Natürlich war damit auch eine starke Zunahme der Betonaggressivität verbunden,

was sich auf die Betonzerstörung sicher stark beschleunigend ausgewirkt hat.

13. Diskussion der Ergebnisse und Schlussfolgerungen

13.1 Linzer Abwasserkanäle

Der Gesamtsulfatgehalt des Konstruktionsbetons der Abwasserkanäle bzw. des

Nachklärbeckens war an allen vier Beobachtungsstellen trotz des Alters der Betone von über

30 Jahren nicht bzw. nur in 0-1,5 cm Tiefe etwas überhöht (<4% SO3, bezogen auf den

Zementgehalt). Auch der mittlere Sulfatgehalt der ausgelagerten, porösen Mörtelproben

(Würfel mit 4 cm Kantenlänge und Prismen mit 4 x 4 x 16 cm; W/Z-Wert 0,70) blieb während

der 3,5 jährigen Laufzeit des Forschungsprojektes überall unter 4% SO3, bezogen auf den

Zementgehalt. Da auch der Sulfatgehalt der Porenlösung der Beton- und Mörtelproben

unauffällig gering war, kann davon ausgegangen werden, dass es in absehbarer Zeit zu keinen

Betonschäden kommen wird. Dies zumal der Sulfatgehalt der Mörtelproben im Verlauf der

Laborlagerung bei 6000 mg SO4-2/l auf Werte von über 10 % des Zementgehaltes angestiegen

ist, ohne dass es zu mit freiem Auge erkennbaren Schäden gekommen ist. Nach Einschätzung

der Autoren besteht im konkreten Fall bei weiterhin gleichbleibenden Bedingungen keine

Gefahr einer Sulfatkorrosion. Auch die von Industriebetrieben zeitweise in das Kanalsystem

92

eingeleiteten sulfathaltigen Abwässer, wodurch es lokal zu einer erhöhten Sulfatkonzentration

kommt, ändert an dieser Einschätzung nichts, weil sich bei den Laboruntersuchungen

herausstellte, dass der Sulfatgehalt der Proben, die abwechselnd bei hohem und niedrigem

Sulfatgehalt der Lagerlösung lagerten, praktisch gleich stark anstieg wie der von

vergleichbaren Proben, die bei konstanter und etwa dem mittleren Sulfatgehalt der

Wechsellösungen entsprechender Konzentration lagerten. Daraus ergibt sich ja, dass es bei

wechselnden Konzentrationen auf den mittleren Sulfatgehalt ankommt und dass daher zur

Beurteilung der Expositionsklasse nicht der höchste Wert heranzuziehen ist. Interessant und

hinsichtlich der Sulfataufnahme des Betons im Abwassersystem sicherlich von Bedeutung war

die bei den Mörtelproben gemachte Beobachtung, dass es unter der Probenoberfläche zu

einer Abdichtung zufolge der Abscheidung von Calciumkarbonat kam, die die Sulfataufnahme

bremste. Da dies sicherlich auch beim Beton der Fall war, ist darin eine vorteilhafte, nicht

erwartete Schutzwirkung zu sehen. Die Stärke der Bremswirkung konnte aber nicht

quantifiziert werden, weil die Bestimmungsunsicherheiten dafür zu groß waren. Dass

allerdings die Gesamtsituation nicht wirklich vollständig überschaut werden kann, und dass

somit Langzeitprognosen hinsichtlich einer allfälligen Beton-Gefährdung offenbar

grundsätzlich nur mit Vorbehalt getroffen werden können, machen abseits der Sulfat-

Problematik liegende Ergebnisse deutlich, wie dass der Chloridgehalt der Porenlösung der im

Nachklärbecken gelagerten Mörtelproben im gesamten Versuchszeitraum entgegen dem

Konzentrationsgradienten anstieg (die Ursachen dafür blieben im Dunkel) und auch in der

Porenlösung des Betons des Nachklärbeckens klar über der Konzentration lag, die im Wasser

des Nachklärbeckens gegeben war (siehe Kapitel 8.2.4).

13.2 Untersuchungen an Laborproben und aus Tunneln

entnommenen Proben

13.2.1 Im Labor bei 20°C ausgelagerte Proben (Ettringitbildung)

Eine klare Antwort erlauben die Ergebnisse auf die Frage, welcher Expositionsklasse der

Beton bei Kontakt zu Wasser mit schwankendem Sulfatgehalt zuzuorden ist. Dass der Anstieg

des Sulfatgehaltes der Mörtelproben bei Wechsellagerung zwischen 600 und 6000 mg SO4-2/l

(Mittelwert 3300 mg SO4-2/l) vergleichbar war mit dem Anstieg, der bei konstant 3000 mg SO4

-

2/l gelagerten Proben eingetreten ist, zeigt, dass dafür die mittlere Konzentration relevant ist.

Hinsichtlich der Frage, ob es einen für alle Fälle der Praxis gültigen kritischen Sulfatgehalt gibt,

bei dessen Überschreitung eine Betonschädigung eintritt, kann mit großer Sicherheit gesagt

93

werden, dass dies nicht der Fall ist. Ettringit ist ja nicht aus chemischen Gründen schädlich

sondern er wächst in vorhandene Poren hinein, wodurch die Druckfestigkeit des Betons

zufolge abnehmender Porosität zunächst zunimmt und erst wenn der vorhandene Porenraum

gefüllt ist, kommt es durch den mit der Ettringitbildung verbundenen Druck bzw. aus anderen

Gründen zur Dehnung des Gefüges (s. Kapitel 2.1.1.4) und in weiterer Folge zur Bildung von

ersten Rissen, die mit der Zeit größer und mehr werden, bis es letztlich zum Betonzerfall

kommen kann. Je höher die Porosität eines Betons ist (je höher der W/B-Wert ist, etc.) umso

mehr Ettringit wird entstehen können und umso höher wird der Gesamtsulfatgehalt ansteigen

können ohne dass eine Schadensbildung eintritt. Daraus darf aber nicht geschlossen werden,

dass hohe Porosität günstig wäre, denn die Eindringgeschwindigkeit nimmt bei niedriger

Porosität so stark ab, dass die Sulfataufnahme so langsam erfolgt, dass es deshalb nicht bzw.

erst viel später zur Schadensbildung kommt. Das wird aus den Versuchsergebnissen deutlich,

die bei Lagerung bei 6000 mg SO4-2/l bis zum Versuchsende (4,5 Jahre) eine Zunahme des

Sulfatgehaltes beim Mörtel mit CEM I und W/Z-Wert 0,45 von ~2 %, bei W/Z-Wert 0,70 aber

eine von über 7%, jeweils bezogen auf den Zementgehalt ergeben haben (der Gesamtgehalt

an Sulfat betrug bei W/Z-0,45 über 5% und bei W/Z-0,70 über 10% SO3). Der Mörtel mit W/Z-

Wert 0,45 hatte keinerlei feststellbare Schädigung, während beim Mörtel mit W/Z-Wert 0,70

die Biegezugfestigkeit deutlich abgenommenen hatte (die Druckfestigkeit blieb unverändert).

Das zeigt, dass eine niedrige Porosität vorteilhaft ist und dass für die Beurteilung, ob in einem

konkreten Fall eine Schädigung eingetreten ist, der Biegezugfestigkeit offenbar höhere

Relevanz zukommt als der Druckfestigkeit. Weiter war die Zementsorte erwartungsgemäß von

deutlichem Einfluss auf die Geschwindigkeit der Sulfataufnahme, wobei sich latent

hydraulische bzw. puzzolanische Zumahlstoffe günstig ausgewirkt haben. Natürlich hängt die

Expansionsgefahr bzw. deren Ausmaß auch vom C3A-Gehalt des Zementes ab. Da Ettringit

nicht die einzige mögliche Sulfatkomponente ist, die mit eindringendem Sulfat entstehen kann,

sondern auch AFt-Phase (hier ist das Aluminium im Ettringit durch Eisen ersetzt) oder Gips

entsteht, wird es bei gegebenem Porenraum nicht nur auf den Gesamtsulfatgehalt ankommen,

wann die Schädigung beginnt. Auch andere Bedingungen, wie den pH-Wert der Porenlösung,

etc., bei denen möglicherweise andere Sulfatverbindungen als Ettringit bevorzugt entstehen

können, sind zu beachten. So ist in einer Arbeit beschrieben, dass die Sulfatbeständigkeit

eines CEM III-Betons nur bei ständiger Unterwasserlagerung besser ist als die eines OPC-

Betons, dass bei wechselnden Lagerungsbedingungen mit feucht/trocken-Wechseln aber der

OPC-Beton weniger angegriffen wurde [101]. Daher erscheint es auch als eher

unwahrscheinlich, dass die erhaltenen Laborergebnisse der Proben mit CEM III und der

Mischung des HS-Zementes mit Fluamix, die ständig zur Gänze in den Sulfatlösungen

eintauchten, auf wechselnde Bedingungen mit feucht/trocken-Phasen übertragen werden

94

können [101-103].

Aus dem Ergebnis, dass an den Mörteln nach einer Lagerungsdauer von 4,5 Jahren trotz eines

teilweise auf über 10% SO3, bezogen auf den Zementgehalt, angestiegenen Sulfatgehaltes

keine Schadensanzeichen sichtbar waren, wohl aber innere Risse vorhanden waren und die

Biegezugfestigkeit abgenommen hatte, ergibt sich, dass der Sulfatgehalt für die Beurteilung,

ob ein Beton sulfatgeschädigt ist, nicht ausreicht sondern zusätzlich die

elektronenmikroskopische Untersuchung der Mikrostruktur hinsichtlich innerer Risse

notwendig ist. Wenn möglich, sollte auch die Biegezugfestigkeit des Betons bestimmt werden,

während die Kenntnis der Druckfestigkeit als weniger wichtig erscheint.

Dass keinem der Projektbeteiligten auch nur ein in Österreich vorgekommener Fall einer

Ettringitschädigung eines Konstruktionsbetons zur Kenntnis gelangt ist, wird zusammen mit

den Ergebnissen der Laboruntersuchungen als deutlicher Hinweis dafür aufgefasst, dass die

Schädigungsgefahr nicht ganz so dramatisch ist, wie aus den in der EN 206-1 [70] bzw. der

ÖN B 4710-1 [71] enthaltenen, die Expositionsklassen kennzeichnenden SO4-2-Grenzwerten,

erscheinen mag, und dass die Sinnhaftigkeit dieser Grenzwerte daher in Frage zu stellen ist.

13.2.2 Im Labor bei 5°C ausgelagerte Proben (Thaumasitbildung)

Die durch Reaktion mit dem Bindemittel des Betons entstehenden neuen Sulfatverbindungen

(Thaumasit bzw. Woodfordit, Gips) sind unlöslich bzw. schwer löslich, weshalb die SO4-2- und

Ca+2-Konzentration der Porenlösung unabhängig vom Gesamtsulfatgehalt unter 1000 mg

SO4-2-/l blieb (Lagerlösungskonzentration bei geschädigten Mörteln: 3000 mg SO4

-2/l) und

daher während der Lagerungsdauer immer neues Sulfat eindiffundieren und der Sulfatgehalt

der Mörtel zufolge chemischer Bindung immer mehr ansteigen konnte. Die Schädigung hat

aber an der Oberfläche begonnen und setzte sich ins Innere fort, wobei das eingedrungene

Sulfat zunächst zu Ettringit bzw. zur AFt-Phase reagierte und in der Folge in Thaumasit als

Endstufe der festigkeitsmindernden chemischen Reaktionen umgewandelt wurde (auch beim

Mörtel mit C3A-freien Zement). Diese Art der Sulfatschädigung war leicht erkennbar und zeigte

sich zuerst im Auftreten einer weißen Schicht von Reaktionsprodukten an der Oberfläche der

Mörtel, die nur lose anhafteten und mit der Zeit abfielen, sodass sich am Gefäßboden eine

Schicht von Mörtelresten ansammelte.

Der Grad der Schäden war bei den kalksteinhaltigen Mörtelproben etwa gleich stark wie bei

den kalksteinfreien Proben (augenscheinliche Beurteilung). Die Anwesenheit einer

karbonatischen Gesteinskörnung ist somit keine notwendige Voraussetzung für eine

95

Thaumasitschädigung. Als ungünstig stellte sich allerdings dolomitische Gesteinskörnung

heraus, die angegriffen wurde (siehe Kapitel 10). Offenbar diffundierte aus der Luft immer

ausreichend CO2 in die Gefäße, obwohl sie mit einem Deckel abgedeckt waren.

Bei Lagerung in gesättigter Gipslösung kam es zu einer deutlich stärkeren Schädigung als bei

3000 mg SO4-2/l obwohl die Sulfatkonzentration der Gipslösung wesentlich geringer war (max.

~1200 mg SO4-2/l) und daher auch der Gesamtsulfatgehalt weniger stark angestiegen ist, als

bei den bei 3000 SO4-2/l gelagerten Proben. Offensichtlich hat die Anwesenheit des für die

Thaumasitbildung auch benötigten Calciums im Sulfat-Salz (Gips: CaSO4) einen wesentlichen

Einfluss auf die Geschwindigkeit der Schädigung. Die Proben mit Fluamix bzw. CEM III-B als

Bindemittel wurden während des Versuchszeitraumes in beiden Lagerlösungen (gesättigte

Gipslösung bzw. 3000 mg SO4-2/l) unvergleichlich weniger (70% HS-Zement/30% Fluamix)

bzw. überhaupt nicht angegriffen (CEM III-B). Diese Bindemittel zeichnen sich somit nicht nur

durch ein dichteres Gefüge aus, in welches Sulfat langsamer eindringt und der Sulfatgehalt

daher langsamer ansteigt als bei einem Mörtel mit anderem Zement aber ansonsten gleicher

Rezeptur, sondern auch durch eine hohe Resistenz gegen Thaumasitschädigung. Der Einfluss

des Bindemittels auf die Widerstandsfähigkeit gegen einen Thaumasitschaden ist aus diesem

Grund als sehr hoch einzustufen. Dies ist allerdings nur bei ständig feuchten Bedingungen als

gesichert anzusehen (s. 13.2.1).

Interessant war, dass der Gesamtsulfatgehalt der bei 3000 mg SO4-2/l und 5°C gelagerten

Proben unterhalb der anhaftenden Schicht von bereits zerstörtem Mörtel etwa gleich stark

anstieg wie bei den bei 20°C gelagerten Proben gleicher Rezeptur. Unterhalb der Oberfläche

der noch nicht sichtbar geschädigten Probenreste, wo kein Berührungskontakt zur

Lagerlösung bestand, konnte sich offensichtlich zufolge zu geringen Sulfatgehaltes der

Porenlösung kein Thaumasit bilden, was erklärt, dass die Thaumasitschädigung von der

Oberfläche der Mörtel ausgehend nach Innen verläuft.

13.2.3 Aus Tunneln mit Betonschäden entnommene Proben

Es wurde nachgewiesen, dass die Betonschädigung an allen untersuchten Stellen durch die

Bildung von Thaumasit verursacht worden ist und dass es nur dort zu Schäden kommen

konnte, wo eine Verdunstung des Gebirgswassers möglich war. Da Wasser durch Spritzbeton

mit normaler Schichtdicke hindurch nicht verdunsten kann, war das nur an Fehlstellen möglich

(undichte Fugen, Risse, etc.). Dass es tatsächlich zur Wasserverdunstung gekommen ist,

wurde u.a. durch (aufwändige) Konzentrationsbestimmungen der stabilen Isotope von

Sauerstoff (18O/16O Verhältnis) und Wasserstoff (2H/1H Verhältnis) in den untersuchten

96

Grund(Gebirgs)wässern und den aus den geschädigten Betonproben ausgepressten Wässern

nachgewiesen (siehe Kapitel 11). Da der mittlere Sulfatgehalt der Gebirgswassers aller

untersuchter Tunnel etwa 400 – 500 mg SO4-2/l betrug, ist anzunehmen, dass dieser

Konzentrationsbereich für alle österreichischen Gebirgswässer gilt. Er ist aber für eine

Schadensbildung zu gering. Dafür ist, wie die Laboruntersuchungen ergaben, eine

Sulfatkonzentration zwischen 600 und ~1200 mg SO4-2/l notwendig. Außerdem hat sich

gezeigt, dass der im Gebirgswasser gelöste Gips im Verlauf der Schädigung in leicht lösliches

Alkalisulfat umgewandelt wurde, was sich auf die Schadensbildung sicherlich stark

beschleunigend ausgewirkt hat, denn in den, aus zersetzten Betonproben ausgepressten

Wässer waren bis zu 30.000 mg SO4-2/l enthalten [54, 55, 58, 76, 78].

Das Schadensbild war an verschiedenen Stellen nicht immer gleich sondern teilweise sehr

unterschiedlich (Kapitel 6.2.2), aber die Thaumasitschädigung hat auch hier immer an der

Betonoberfläche begonnen, sich dann ins Innere fortgesetzt bis sie die sichtbare

Innenoberfläche erreichte oder es ging die Haftung zum Untergrund verloren. Da damit auch

der Kontakt zum Gebirgswasser weitgehend verloren ging, hörte der Angriff vermutlich auf. Da

in intakten Beton eingedrungenes Sulfat fast vollständig gebunden wurde, blieb die

Sulfatkonzentration der Porenlösung niedrig, weshalb sich im Betoninneren kein Thaumasit

bilden konnte. Daher war auch der aus einem Bereich mit hohl liegendem Spritzbeton

entnommene Betonbohrkern unterhalb der dem Gebirge zugewandten Oberfläche, an der

Reaktionsprodukte anhafteten, trotz relativ hohen Sulfatgehaltes augenscheinlich nicht

schadhaft.

14. Empfehlungen für die Praxis

Zunächst werden die aus dem Forschungsvorhaben gewonnenen und für die Praxis

relevanten Erkenntnisse nochmals kurz zusammengefasst.

Ettringitkorrosion

Die Ettringitschädigung von Beton kann bei allen oberhalb des Gefrierpunktes liegenden

Außentemperaturen stattfinden. Dabei kommt es zu einer physikalischen Schädigung durch

Gefügedehnung, wobei zunächst Risse als sichtbares Schadensmerkmal entstehen und es im

Extremfall zu einem völligen Zerfall des Betons kommen kann. Der wirksamste Schutz ist die

Verwendung eines erhöht sulfatbeständigen Zementes (HS-Zement; enthält C3A-armen bzw.

-freien Zementklinker). Wie sich herausgestellt hat, gibt es keinen bestimmten Sulfatgehalt von

97

Beton, bei dessen Überschreitung Erhaltungsmaßnahmen nötig werden. Dies ist deshalb so,

weil neben anderen Faktoren die Porosität des Betons von starkem Einfluss ist (je mehr offener

Porenraum vorhanden ist, umso mehr Ettringit kann sich bilden ohne dass es zu einer

Gefügedehnung kommt). Der kritische Sulfatgehalt ist daher von Fall zu Fall unterschiedlich.

Die zur Zuordnung der Expositionsklasse in der EN 206-1 bzw. deren nationaler Umsetzung,

der ÖN B 4710-1 für angreifende Wässer bzw. Böden angegebenen SO4-2-Grenzwerte liegen

offensichtlich sehr weit auf der sicheren Seite. Im Labor sind trotz 4,5 jähriger Auslagerung in

Sulfatlösungen mit bis zu 6000 mg SO4-2/l (obere Grenzkonzentration der Expositionsklasse

XA3) unabhängig von der Zementsorte und Porosität (W/B-Wert) der Prüfkörper keine mit dem

freien Auge sichtbaren Schäden entstanden. Außerdem war keinem der Beteiligten ein Fall

bekannt, wo es in Österreich durch die Einwirkung natürlicher Wässer bzw. Böden zu einer

Sulfatkorrosion von ordnungsgemäß hergestellten Beton gekommen ist. Daher erscheinen die

oberen Grenzkonzentrationen der Expositionsklassen als praxisfern gering.

Thaumasitkorrosion

Die Thaumasitbildung verläuft, wie in Kapitel 2.2 ausgeführt, entweder über die direkte Route

(C-S-H + Calciumsulfat + Karbonat) oder über die AFt-Phase, was im betroffenen Bereich zum

vollständigen Verlust der Festigkeit führt (es entsteht eine breiige Masse). Bei

Umgebungstemperaturen über 15°C ist die Bildungsgeschwindigkeit von Thaumasit allerdings

so gering, dass sie praktisch vernachlässigt werden kann. Unterhalb 15°C kann sowohl

Ettringit- als auch Thaumasitschädigung eintreten, wobei im Fall der Thaumasitbildung die

Schädigung viel schneller sichtbar wird. Obwohl ein C3A-freier Zement gegen einen

Thaumasitangriff keine Schutzwirkung hat, ist auch bei niedrigen Temperaturen die

Verwendung eines sogenannten HS-Zementes notwendig, weil damit der auch unter 15°C

stattfindenden Ettrigitbildung entgegen gewirkt werden muss. Die Schädigung ist im

Gegensatz zur Ettringitkorrosion keine Volumsinstabilität sondern erfolgt wie bei einem

lösenden Angriff von der Oberfläche ausgehend und setzt sich ins Innere fort. Diese Art der

Sulfatkorrosion ist bislang im europäischen Regelwerk nicht verankert. Die in nationalen

Normen gegen einen Sulfatangriff angegebenen betontechnologischen Schutzmaßnahmen

(etwa ÖN B 4710-1) sind daher dafür nicht relevant.

Aus den Untersuchungen aus Labor und Feld (Tunneln) lässt sich ableiten, dass der

Sulfatgehalt der in den untersuchten Tunneln angetroffenen Wässer (Maximalwert: ~550 mg

SO4-2/l) für die Thaumasitbildung nicht ausgereichend hoch war [relevant ist der

Sättigungsindex von Gips (SIGips), der mit zunehmendem pH-Wert abnimmt und im Labor

98

auch unterhalb von 1000 mg SO4-2/l starke Thaumasitschäden verursacht hat (pH-Wert der

Lagerlösung: ~12,5)]. Daher war in den Tunneln eine Konzentrierung des Sulfates durch

Wasserverdunstung nötig. Aus diesem Grund muss bei der Innenauskleidung (Spritzbeton)

und allen übrigen Bereichen, bei denen Gebirgswasser, das an Gips untersättigt ist (SIGips

≤0) und mit Beton in Kontakt kommt (Gänge, etc.) sehr genau darauf geachtet werden, dass

keine undichte Betonfugen oder -risse bzw. bzw. andere Stellen vorhanden sind, durch die

Wasser von der Gebirgsseite nach außen verdunsten kann. Selbstredend muss der Beton so

dicht sein, dass er Wasser nicht kapillar transportieren kann. Andernfalls kann sulfathaltiges

Wasser aufsteigen, an der Verdunstungszone kommt es zur Sulfatanreicherung und in der

Folge zur Betonzersetzung durch Thaumasit. In Fällen mit einem SIGips ≥0 im angreifenden

Wasser müssen spezielle betontechnische Maßnahmen getroffen werden bzw. der Kontakt

solchen Wassers zu Beton unterbunden werden (s. Tabelle 13). Die Untersuchungen haben

weiter gezeigt, dass Gesteinskörner aus Dolomit zersetzt wurden, wobei im zersetzten Korn

neben Brucit [Mg(OH)2] auch Kalzit (CaCO3) nachgewiesen wurde (s. Kapitel 11). Ob der Kalzit

im Zuge des Zersetzungsprozesses neu gebildet wurde, kann nicht eindeutig beantwortet

werden, erscheint aber als sehr wahrscheinlich, weil der Kalzit innerhalb der Umrisse des

zersetzten Dolomitkorns, eingebettet in der Brucit-Masse vorlag (die Zersetzung von Dolomit

hat sehr überrascht, weil dieses Mineral gegen chemische Einwirkungen gewöhnlich

beständiger ist als Kalzit). Daraus ergibt sich die Forderung, dass die Gesteinskörnung bei

Gefahr eines Thaumasitangriffs nicht aus Dolomit bestehen sollte. Nachfolgend sind die für

jeden Angriffstypus notwendigen Gegenmaßnahmen in Tabellenform angeführt.

99

Tabelle 13: Empfehlungen für die Beton-Bestandteile

Schädigung durch Ettringit (3CaO.Al2O3.3CaSO4.32H2O)

Schädigung durch Thaumasit (CaSiO3 CaCO3.CaSO4. 15H2O)

B i n d e m i t e l C3A-freier Klinker

angestrebt: Erschwerung der Sulfateindringung [Verwendung von Zumahl- bzw. Zusatzstoffen; bewirkt eine Reduktion des Porendurchmessers der Bindemittelmatrix und des kapillaren Saugens sowie des Ca(OH)2 - Anteils und damit eine Abnahme der Menge möglicher Gipsbildung].

Zumahlstoffe: puzzolanische bzw. latent hydraulische

günstig; (Hüttensand, Flugasche, Mischungen verschiedener; kein Gesteinsmehl (Typ I))

wie bei Ettringit und zudem arm an Alkalien; keine karbonatischen

Bestandteile kein Gesteinsmehl (Typ I)

G e s t e i n s k ö r n u n g (GK) angestrebt: Die GK soll sich gegenüber Sulfat bei jeder Außentemperatur inert verhalten

alle für Beton geeigneten Gesteinskörnungen können verwendet werden (ÖN EN 12620 [68] bzw. deren österr. Umsetzung ÖN B

3131 [104])

wie bei Ettringit aber keine karbonatischen Gesteinskörnungen; (wenn nicht möglich:

zumindest kein dolomitischer Anteil im Feinbereich)

Z u s a t z s t o f f e angestrebt: Zusatzstoffe sollen das Eindringen von Sulfat erschweren;

Zusatzstoffe vom Typ I sind daher zu vermeiden

Z u s a t z m i t t e l

angestrebt: soll die Eigenschaften des Zementsteines (phys./chem.-Eigenschaften, Porenverteilung, etc.) möglichst nicht verändern (Luftporen zulässig)

alle für Beton geeignete Zusatzmittel können verwendet werden

(ÖN EN 934 I und II [105, 106])

wie bei Ettringit; Zusatzmittel müssen als alkalifrei deklariert sein

Tabelle 14: Betontechnologische Maßnahmen

T u n n e l b e t o n (Frosteinwirkung nur im Portalbereich)

angestrebt: alle Maßnahmen, die das Eindringen von Sulfat erschweren. Möglichst dichtes Betongefüge (geringe Wassereindringtiefe), C3A-freies Bindemittel mit zumindest 25-35%

AHWZ-Anteil, gute Verdichtung und Nachbehandlung, Vermeidung der Ablüftung von Tunnelwasser an der Betonoberfläche

Dichtigkeit des Betons Ettringit: XC4

Thaumasit: max. 20 mm Wassereindringtiefe

Luftgehalt ≥2,5%

L 300 ≥1,0%

(im Portalbereich)

100

15. Literatur

[1] N. Loudon, A review of the experience of thaumasite sulfate attack by the UK Highways Agency, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 1051-1058.

[2] Y. Maltais, E. Samson, J. Marchand, Predicting the durability of Portland cement systems in aggressive environments--Laboratory validation, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 1579-1589.

[3] P.K. Mehta, Mechanism of sulfate attack on portland cement concrete — Another look, Cement and Concrete Research, 13 (1983) 401-406.

[4] E. Menéndez, T. Matschei, F.P. Glasser, Sulfate attack on concrete, in: M. Alexander, A. Bertron, N. De Belie (Eds.) Performance of Cement-Based Materials in Aggressive Aqueous Environments, Springer, Dordrecht, 2013, pp. 7-74.

[5] W. Müllauer, R.E. Beddoe, D. Heinz, Sulfate attack expansion mechanisms, Cement and Concrete Research, 52 (2013) 208-215.

[6] A. Neville, The confused world of sulfate attack on concrete, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 1275-1296.

[7] M. Santhanam, M.D. Cohen, J. Olek, Sulfate attack research - whither now?, Cement and Concrete Research, 31 (2001) 845-851.

[8] W. Kunther, B. Lothenbach, K.L. Scrivener, On the relevance of volume increase for the length changes of mortar bars in sulfate solutions, Cement and Concrete Research, 46 (2013) 23-29.

[9] W. Kunther, B. Lothenbach, K.L. Scrivener, Deterioration of mortar bars immersed in magnesium containing sulfate solutions, Materials and Structures/Materiaux et Constructions, (2013) 1-9.

[10] B. Lothenbach, B. Bary, P. Le Bescop, T. Schmidt, N. Leterrier, Sulfate ingress in Portland cement, Cement and Concrete Research, 40 (2010) 1211-1225.

[11] S. Lorente, M.P. Yssorche-Cubaynes, J. Auger, Sulfate transfer through concrete: Migration and diffusion results, Cem Concr Compos, 33 (2011) 735-741.

[12] S.J. Barnett, C.D. Adam, A.R.W. Jackson, Solid solutions between ettringite, Ca6Al2(SO4)(3)(OH)(12)center dot 26H(2)O, and thaumasite, Ca3SiSO4CO3(OH)(6)center dot 12H(2)O, J Mater Sci, 35 (2000) 4109-4114.

[13] S.J. Barnett, M.A. Halliwell, N.J. Crammond, C.D. Adam, A.R.W. Jackson, Study of thaumasite and ettringite phases formed in sulfate/blast furnace slag slurries using XRD full pattern fitting, Cement and Concrete Composites, 24 (2002) 339-346.

[14] I. Baur, P. Keller, D. Mavrocordatos, B. Wehrli, C.A. Johnson, Dissolution-precipitation behaviour of ettringite, monosulfate, and calcium silicate hydrate, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 341-348.

[15] J. Bensted, Thaumasite - background and nature in deterioration of cements, mortars and concretes, Cem Concr Compos, 21 (1999) 117-121.

[16] J. Bensted, Thaumasite--direct, woodfordite and other possible formation routes, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 873-877.

[17] M.T. Blanco-Varela, J. Aguilera, S. Martinez-Ramirez, Effect of cement C3A content, temperature and storage medium on thaumasite formation in carbonated mortars, Cement and Concrete Research, 36 (2006) 707-715.

[18] P. Brown, R.D. Hooton, Ettringite and thaumasite formation in laboratory concretes prepared using sulfate-resisting cements, Cement and Concrete Composites, 24 (2002) 361-370.

[19] P.W. Brown, R.D. Hooton, B.A. Clark, The co-existence of thaumasite and ettringite in concrete exposed to magnesium sulfate at room temperature and the influence of blast-furnace slag substitution on sulfate resistance, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 939-945.

[20] A.N. Christensen, T.R. Jensen, J.C.J.C. Hanson, Formation of ettringite, Ca6Al2(SO4)3(OH)12[middle dot]26H2O, AFt, and monosulfate, Ca4Al2O6(SO4)[middle dot]14H2O, AFm-14, in hydrothermal hydration of Portland cement and of calcium aluminum oxide--calcium sulfate dihydrate mixtures studied by in situ synchrotron X-ray powder diffraction, Journal of Solid State Chemistry, 177 (2004) 1944-1951.

[21] S. Kohler, D. Heinz, L. Urbonas, Effect of ettringite on thaumasite formation, Cement and Concrete Research, 36 (2006) 697-706.

[22] T. Schmidt, B. Lothenbach, M. Romer, K. Scrivener, D. Rentsch, R. Figi, A thermodynamic and experimental study of the conditions of thaumasite formation, Cement and Concrete Research, 38 (2008) 337-349.

[23] A.M. Ramezanianpour, R.D. Hooton, Thaumasite sulfate attack in Portland and Portland-

101

limestone cement mortars exposed to sulfate solution, Constr Build Mater, 40 (2013) 162-173. [24] C. Bauer, Ursache der Sulfatschäden im Eisenbahntunnel Bosruck, in, 2004. [25] J. Ma, Application of shotcrete linings under sulfate attack environments, Adv Mater Res, 233-

235 (2011) 2061-20672067. [26] F. Bellmann, On the formation of thaumasite CaSiO3-CaSO4-CaCO3-15H2O: part III, Adv Cem

Res, 19 (2007) 139-146. [27] M.T. Blanco-Varela, J. Aguilera, S. Martinez-Ramirez, F. Puertas, A. Palomo, C. Sabbioni, G.

Zappia, C. Riontino, K. Van Balen, E.E. Toumbakari, Thaumasite formation due to atmospheric SO2-hydraulic mortar interaction, Cem Concr Compos, 25 (2003) 983-990.

[28] N.J. Crammond, The thaumasite form of sulfate attack in the UK, Cem Concr Compos, 25 (2003) 809-818.

[29] M.E. Gaze, N.J. Crammond, The formation of thaumasite in a cement : lime : sand mortar exposed to cold magnesium and potassium sulfate solutions, Cem Concr Compos, 22 (2000) 209-222.

[30] M. Romer, Steam locomotive soot and the formation of thaumasite in shotcrete, Cem Concr Compos, 25 (2003) 1173-1176.

[31] A. Skaropoulou, S. Tsivilis, G. Kakali, J.H. Sharp, R.N. Swamy, Long term behavior of Portland limestone cement mortars exposed to magnesium sulfate attack, Cem Concr Compos, 31 (2009) 628-636.

[32] G. Kakali, S. Tsivilis, A. Skaropoulou, J.H. Sharp, R.N. Swamy, Parameters affecting thaumasite formation in limestone cement mortar, Cement and Concrete Composite, 25 (2003) 977–981.

[33] J. Aguilera, S. Martinez-Ramirez, I. Pajares-Colomo, M.T. Blanco-Varela, Formation of thaumasite in carbonated mortars, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 991-996.

[34] S.J. Barnett, D.E. Macphee, N.J. Crammond, Extent of immiscibility in the ettringite-thaumasite system, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 851-855.

[35] F. Bellmann, W. Erfurt, H.M. Ludwig, Field performance of concrete exposed to sulphate and low pH conditions from natural and industrial sources, Cement and Concrete Composites, 34 (2012) 86-93.

[36] P. Brown, R.D. Hooton, B. Clark, Microstructural changes in concretes with sulfate exposure, Cement and Concrete Composites, 26 (2004) 993-999.

[37] N. Crammond, The occurrence of thaumasite in modern construction - a review, Cement and Concrete Composites, 24 (2002) 393-402.

[38] M.A. Eden, The laboratory investigation of concrete affected by TSA in the UK, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 847-850.

[39] D. Heinz, L. Urbonas, About thaumasite formation in Portland-limestone cement pastes and mortars--effect of heat treatment at 95 [degree sign]C and storage at 5 [degree sign]C, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 961-967.

[40] M. Romer, L. Holzer, M. Pfiffner, Swiss tunnel structures: concrete damage by formation of thaumasite, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 1111-1117.

[41] T. Sibbick, D. Fenn, N. Crammond, The occurrence of thaumasite as a product of seawater attack, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 1059-1066.

[42] D.C. Stark, Occurrence of thaumasite in deteriorated concrete, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 1119-1121.

[43] M.D.A. Thomas, C.A. Rogers, R.F. Bleszynski, Occurrences of thaumasite in laboratory and field concrete, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 1045-1050.

[44] B. Ma, X. Gao, E.A. Byars, Q. Zhou, Thaumasite formation in a tunnel of Bapanxia Dam in Western China, Cement and Concrete Research, 36 (2006) 716-722.

[45] M. Santhanam, M.D. Cohen, J. Olek, Effects of gypsum formation on the performance of cement mortars during external sulfate attack, Cement and Concrete Research, 33 (2003) 325-332.

[46] T. Schmidt, B. Lothenbach, M. Romer, J. Neuenschwander, K. Scrivener, Physical and microstructural aspects of sulfate attack on ordinary and limestone blended Portland cements, Cement and Concrete Research, 39 (2009) 1111-1121.

[47] S.M. Torres, C.A. Kirk, C.J. Lynsdale, R.N. Swamy, J.H. Sharp, Thaumasite-ettringite solid solutions in degraded mortars, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 1297-1305.

[48] R. Mroz, The effect of sulfate environment and low temperature on the durability of cement mortars with mineral additives, Cem Wapno Beton, 15 (2010) 169-+.

[49] M. Romer, P. Lienemann, Deterioration of shotcrete in the safety gallery of the Gotthard motorway tunnel by salt-containing water, Chimia, 52 (1998) 197-201.

[50] B. Erlin, D.C. Stark, Identification and occurrence of thaumasite in concrete, Highway Res

102

Record, 113 (1965) 108–113. [51] G.C. Long, Y.J. Xie, D.H. Deng, X.K. Li, Deterioration of concrete in railway tunnel suffering

from sulfate attack, J Cent South Univ Technol, 18 (2011) 881-888. [52] S. Tsivilis, K. Sotiriadis, A. Skaropoulou, Thaumasite form of sulfate attack (TSA) in limestone

cement pastes, Journal of the European Ceramic Society, 27 (2007) 1711-1714. [53] N. Thaulow, S. Sahu, Mechanism of concrete deterioration due to salt crystallization, Materials

Characterization, 53 (2004) 123-127. [54] F. Mittermayr, A. Baldermann, C. Kurta, T. Rinder, D. Klammer, A. Leis, J. Tritthart, M. Dietzel,

Evaporation — a key mechanism for the thaumasite form of sulfate attack, Cement and Concrete Research, 49 (2013) 55-64.

[55] F. Mittermayr, C. Bauer, D. Klammer, M.E. Boettcher, A. Leis, P. Escher, M. Dietzel, Concrete under sulphate attack: an isotope study on sulphur sources, Isotopes in Environmental and Health Studies, 48 (2012) 105-117.

[56] F. Mittermayr, D. Klammer, M. Dietzel, C. Bauer, M. Böttcher, M. Koch, S.J. Köhler, A. Mayer, Thaumasitbildung in Tunnelbauten – Hydrogeochemie und stabile Isotope, Gruppe Geotechnik Graz, (2008) 115-132.

[57] F. Mittermayr, D. Klammer, D. Höllen, S. Köhler, M. Böttcher, A. Leis, M. Dietzel, Deterioration of Concrete: Application of Stable Isotopes, in: M.A.T.M. Broekmans (Ed.) Proceedings of the 10th International Congress for Applied Mineralogy (ICAM), Springer Berlin Heidelberg, 2012, pp. 435-443.

[58] F. Mittermayr, T. Rinder, D. Klammer, A. Leis, M. Dietzel, A Carbon Isotope Study of Thaumasite and Calcite Sinter Formation in Underground Construction, in: H. Justnes, S. Jacobsen (Eds.) International Congress on Durability of Concrete, NTNU, Trondheim, 2012, pp. No. C6-1: 1-14.

[59] ÖNORM EN 196-1: Prüfverfahren für Zement – Teil 1: Bestimmung der Festigkeit, 2005. [60] ÖNORM EN 450-1, in: Teil 1: Definition, Anforderungen und Konformitätskriterien, 2012. [61] ÖNORM B 3309-1: Aufbereitete hydraulisch wirksame Zusatzstoffe für die Betonherstellung

(AHWZ) – Teil 1: Kombinationsprodukte (GC/GC-HS), 2010. [62] J. Stark, B. Wicht, Schadensmachanismus des Sulfatangriffs auf Beton, in: F.A. Finger-Institut-

f.-Baustoffkunde-d.-Bauhaus-Universität-Weimar (Ed.) Dauerhaftigkeit Von Beton: Der Baustoff Als Werkstoff, Birkhäuser, Basel, 2001, pp. 119–147.

[63] H. Taylor, Cement Chemistry, 2nd ed., Thomas Telford Publishing, 1997. [64] W. Lukas, Betonzerstörung durch SO3-Angriff unter Bildung von Thaumasit und Woodfordit,

Cement and Concrete Research, 5 (1975) 503-517. [65] S.J. Barnett, C.D. Adam, A.R.W. Jackson, An XRPD profile fitting investigation of the solid

solution between ettringite, Ca6Al2(SO4)3(OH)12[middle dot]26H2O, and carbonate ettringite, Ca6Al2(CO3)3(OH)12[middle dot]26H2O, Cement and Concrete Research, 31 (2001) 13-17.

[66] S.J. Barnett, D.E. Macphee, E.E. Lachowski, N.J. Crammond, XRD, EDX and IR analysis of solid solutions between thaumasite and ettringite, Cement and Concrete Research, 32 (2002) 719-730.

[67] ÖNORM EN 197-1, in: Zement – Teil 1: Zusammensetzung, Anforderungen und Konformitätskriterien von Normalzement, 2011.

[68] ÖNORM EN 12620: Gesteinskörnungen für Beton, 2013. [69] ÖNORM EN 1008: Zugabewasser von Beton, 2002. [70] ÖNORM EN 206-1: Beton – Teil 1: Festlegung, Eigenschaften, Herstellung und Konformität,

2005. [71] ÖNORM B 4710-1: Beton – Teil 1: „Festlegung, Herstellung, Verwendung und

Konformitätsnachweis, 2007. [72] ÖNORM B 3305: Betonangreifende Wässer Böden und Gase – Beurteilung und chemische

Analyse, 1972. [73] ÖNORM B 5017: Hochleistungsbeton im Siedlungswasserbau (HL-SW-Beton) – Herstellung,

Verwendung und Gütenachweis, 2000. [74] ÖNORM B 4200-10: Beton Herstellung und Überuradiung, 1983. [75] F. Mittermayr, D. Klammer, S. Köhler, M. Böttcher, A. Leis, M. Dietzel, Sulfatangriff: Die Bildung

von Thaumasit und die Auflösung von dolomitischen Zuschlagstoffen, in: 17 IBAUSIL, F.A. Finger Institut für Baustoffkunde, Weimar, 2009.

[76] F. Mittermayr, PhD thesis: Why thaumasite is forming in concrete structures, in: IAG, TU Graz, Graz, 2012, pp. 120.

[77] W. Lukas, H. Huber, Sulfatbeständiger Spritzbeton für Straßentunnelauskleidungen, in: Schriftenreihe Straßenforschung des Bundesministerium für Bauten und Technik, Heft 192,

103

1982, pp. 117. [78] J. Tritthart, D. Klammer, F. Mittermayr, A. Brunnsteiner, A Casestudy of Thaumasite Formation

in an Austrian Tunnel, in: 13th International Congress on the Chemistry of Cement, Madrid 3-8 July 2011, 2011, pp. 1-6.

[79] J. Tritthart, Chloride binding in cement II. The influence of the hydroxide concentration in the pore solution of hardened cement paste on chloride binding, Cement and Concrete Research, 19 (1989) 683-691.

[80] J. Tritthart, Chloride binding in cement I. Investigations to determine the composition of porewater in hardened cement, Cement and Concrete Research, 19 (1989) 586-594.

[81] J. Tritthart, Choridinduzierte Betonstahlkorrosion, in: Schriftenreihe Straßenforschung des BMfwA, Heft 346, 1988, pp. 117.

[82] J. Tritthart, Changes in pore water composition and in total chloride content at different levels of cement paste plates under different storage conditions, Cement and Concrete Research, 22 (1992) 129-138.

[83] J. Tritthart, Korrosionsrelevante Mechanismen und Beurteilungskriterien von chloridverseuchtem Stahlbeton (Corrosion relevant mechanisms and criteria for the assessment of corrosion risk of Cl-contaminated concrete), in: Schriftenreihe Straßenforschung des BMfwA, Heft 414, 1993, pp. 131.

[84] F. Mittermayr, D. Klammer, D. Höllen, S. Köhler, M. Böttcher, A. Leis, M. Dietzel, Deterioration of concrete – application of stable isotopes, in: 10th International Congress for Applied Mineralogy, Trondheim, 2011.

[85] M. Dietzel, F. Mittermayr, D. Klammer, D. Höllen, S. Köhler, A. Leis, What do Stable Isotopes tell us about Deterioration of Concrete, in: 13th International Congress on the Chemistry of Cement, Madrid, 2011, pp. 1-6.

[86] F. Mittermayr, D. Klammer, S. Köhler, A. Leis, D. Höllen, M. Dietzel, Dissolution of Dolomite in alkaline cementitious media, in: Á. Palomo (Ed.) 13th International Congress on the Chemistry of Cement, CSIC, Madrid, 2011, pp. 1-6.

[87] H. Haynes, R. O'Neill, M. Neff, P.K. Mehta, Salt weathering distress on concrete exposed to sodium sulfate environment, ACI Mater J, 105 (2008) 35-43.

[88] G.W. Scherer, Stress from crystallization of salt, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 1613-1624.

[89] I.K. Iden, P. Hagelia, C, O and S isotopic signatures in concrete which have suffered thaumasite formation and limited thaumasite form of sulfate attack, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 839-846.

[90] F. Goetz-Neunhoeffer, J. Neubauer, P. Schwesig, Mineralogical characteristics of Ettringites synthesized from solutions and suspensions, Cement and Concrete Research, 36 (2006) 65-70.

[91] W.J. French, Presidential Address 2003: Why concrete cracks - geological factors in concrete failure, Proc Geol Assoc, 116 (2005) 89-105.

[92] D.W. Hobbs, Thaumasite sulfate attack in field and laboratory concretes: implications for specifications, Cem Concr Compos, 25 (2003) 1195-1202.

[93] D.W. Hobbs, M.G. Taylor, Nature of the thaumasite sulfate attack mechanism in field concrete, Cement and Concrete Research, 30 (2000) 529-533.

[94] J. Aguilera, M.T.B. Varela, T. Vázquez, Procedure of synthesis of thaumasite, Cement and Concrete Research, 31 (2001) 1163-1168.

[95] F.P. Glasser, J. Marchand, E. Samson, Durability of concrete — Degradation phenomena involving detrimental chemical reactions, Cement and Concrete Research, 38 (2008) 226-246.

[96] H. Justnes, Thaumasite formed by sulfate attack on mortar with limestone filler, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 955-959.

[97] D.E. Macphee, S.J. Barnett, Solution properties of solids in the ettringite--thaumasite solid solution series, Cement and Concrete Research, 34 (2004) 1591-1598.

[98] S. Sahu, S. Badger, N. Thaulow, Mechanism of thaumasite formation in concrete slabs on grade in Southern California, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 889-897.

[99] S.M. Torres, J.H. Sharp, R.N. Swamy, C.J. Lynsdale, S.A. Huntley, Long term durability of Portland-limestone cement mortars exposed to magnesium sulfate attack, Cement and Concrete Composites, 25 (2003) 947-954.

[100] S. Sahu, S. Badger, N. Thaulow, Evidence of thaumasite formation in Southern California concrete, Cement and Concrete Composites, 24 (2002) 379-384.

[101] E. Gruyaert, P. Van den Heede, M. Maes, N. De Belie, Investigation of the influence of blast-

104

furnace slag on the resistance of concrete against organic acid or sulphate attack by means of accelerated degradation tests, Cement and Concrete Research, 42 (2012) 173-185.

[102] E. Gruyaert, P. Van den Heede, N. De Belie, Carbonation of slag concrete: Effect of the cement replacement level and curing on the carbonation coefficient – Effect of carbonation on the pore structure, Cement and Concrete Composites, 35 (2013) 39-48.

[103] E. Gruyaert, M. Maes, N. De Belie, Performance of BFS concrete: k-Value concept versus equivalent performance concept, Constr Build Mater, 47 (2013) 441-455.

[104] ÖNORM B 3131: Gesteinskörnungen für Beton, 2010, pp. 16. [105] ÖNORM EN 934-1: Zusatzmittel für Beton, Mörtel und Einpressmörtel Teil 1: Gemeinsame

Anforderungen, 2008. [106] ÖNORM EN 934-2: Zusatzmittel für Beton, Mörtel und Einpressmörtel Teil 2: Betonzusatzmittel

- Definitionen, Anforderungen, Konformität, Kennzeichnung und Beschriftung, 2006.

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