altlasten spektrum

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altlasten spektrum

05.15
24. Jahrgang
Oktober 2015
ISSN 0942-3818
20565
www.ALTLASTENdigital.de
s p e k t ru m
Herausgegeben vom
Ingenieurtechnischen Verband für Altlastenmanagement
und Flächenrecycling e. V. (I TVA)
Inhalt
Organ des ITVA
V
VA
Lizenziert für Frau Dr. Kathrin R. Schmidt.
Die Inhalte sind urheberrechtlich geschützt.
B. Hendricks
Alte Lasten angehen – Neue nicht vererben
H.-P. Lühr
So fing alles an! Ein Rückblick anlässlich des 25. Jahrestages des ITVA
S. Gaza, K. R. Schmidt, M. Friedrich, H. Hansel, A. Tiehm
Ein neuer aerober biologischer Abbauweg für Trichlorethen: TCE als Wachstumssubstrat
© Copyright Erich Schmidt Verlag GmbH & Co. KG, Berlin 2015 - (http://www.altlastendigital.de) 16.10.2015 - 09:21
587013053879
U. Dau, U. Borchert
Realitätsnahe Abschätzung der Mobilität leichtflüchtiger
Stoffe in Böden – Neues Untersuchungsverfahren kann die
etablierten Verfahren sinnvoll ergänzen
Kampfmittel – das unterschätzte Risiko
Positionen des ITVA zur Kampfmittelerkundung und -räumung im Rahmen des Flächenrecyclings und der Altlastenbearbeitung
C. Helling
Grundwasser-Experten konferieren in Dresden über die
Zustandsverbesserung von Gewässern
Ein neuer aerober biologischer Abbauweg für Trichlorethen: TCE als Wachstumssubstrat.
Ein neuer aerober biologischer Abbauweg für
Trichlorethen: TCE als Wachstumssubstrat
Sarah Gaza, Kathrin R. Schmidt, Markus Friedrich, Holger Hansel, Andreas Tiehm
587013053879
Einleitung
Unsachgemäßer Umgang und Entsorgung von industriellem Abfall in der Vergangenheit verursachten
erhebliche Verunreinigungen von Boden und Grundwasser. Zu den weltweit am weitesten verbreiteten
Umweltschadstoffen zählen die leichtflüchtigen chlorierten Kohlenwasserstoffe (LCKW), zu denen auch
die Chlorethene gehören [23]. Die zur Sanierung von
LCKW-Schäden vielfach eingesetzte Pump and TreatTechnologie mit technischer Aufbereitung (Strippen,
Aktivkohle u. a.) ist kostenintensiv und durch häufig
eintretende tailing-Effekte außerdem zeitintensiv [14,
21]. Biologische Verfahren können hier Abhilfe schaffen [8].
Als biologisches LCKW-Sanierungsverfahren wird derzeit in der Altlastenbearbeitung häufig die anaerobreduktive Dechlorierung angewandt, die mit einem
hohen Bedarf an Auxiliarsubstraten (z. B. Melasse) einhergeht [7, 23]. Zudem kann es zur Akkumulation toxischer Metabolite sowie zu Begleitreaktionen wie der
Bildung von Methan und Schwefelwasserstoff kommen [12, 23]. Die Entwicklung neuer Verfahren zur
kostengünstigen und umweltverträglichen vollständi-
gen Eliminierung von LCKW aus der Umwelt ist daher
von großem Interesse für die Sanierungspraxis.
Der aerob-produktive Abbau der niedrig-chlorierten
Chlorethene cis-Dichlorethen (cDCE) und Vinylchlorid (VC) erlangte in den letzten Jahren immer mehr
Bekanntheit und bietet sich vor allem für die anaerob-aerob-sequenzielle Sanierung der höher-chlorierten Ausgangssubstanzen Perchlorethen (PCE) und
Trichlorethen (TCE) an [11, 19, 23]. Zu den Vorteilen
der aerob-produktiven Umsetzung gehört, dass i) kein
Auxiliarsubstrat benötigt wird, ii) der gesamte vorhandene Sauerstoff für die Chlorethen-Umsetzung zur
Verfügung steht, sowie iii) keine stabilen toxischen
Metabolite gebildet werden.
1. Mikrobieller Abbau von Chlorethenen
Ein kompakter Überblick zum derzeitigen Stand des
Wissens zum bakteriellen Abbau von Chlorethenen
ist in Abbildung 1 gegeben [4, 24]. Auf der linken Seite
ist die anaerob-reduktive Dechlorierung dargestellt.
Bei der reduktiven Dechlorierung via Halorespiration
dienen Wasserstoff oder Acetat als Elektronen-Dono-
Abbildung 1: Anaerober (links)
und aerober (rechts) mikrobieller Abbau von Chlorethenen.
174
altlasten spektrum 5/2015
.Ein
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Abbildung 2: Aerob co-metabolischer (links) und anaerob-produktiver (rechts) mikrobieller
Abbau von Chlorethenen.
ren, die in der Regel aus der Fermentation komplexerer organischer Auxiliarsubstrate stammen. Der reduktive Abbau geht von PCE und/ oder TCE über die
Zwischenprodukte cDCE und VC im Idealfall bis zum
dehalogenierten Endprodukt Ethen. Häufig kommt es
allerdings zur Akkumulation der giftigen bzw. krebserregenden Metabolite cDCE und VC [11].
Abbildung 1 zeigt des Weiteren rechts den aerob-oxidativen Abbau, bei dem die Chlorethene vollständig mineralisiert werden, d. h. es werden keine stabilen Metabolite gebildet und als Endprodukte entstehen Kohlenstoffdioxid, Chlorid und Wasser. Der aerob-oxidative Abbau kann co-metabolisch ablaufen, wobei ein
Auxiliarsubstrat benötigt wird ((Abbildung 2, links): Das
Auxiliarsubstrat induziert Enzyme (Biokatalysatoren),
welche die Chlorethene unspezifisch mit oxidieren.
Dabei wird deutlich mehr Auxiliarsubstrat als Schadstoff umgesetzt, woraus ein hoher Sauerstoffbedarf
resultiert (siehe auch Abbildung 8).
Der aerob-oxidative Abbau kann auch produktiv
(= metabolisch) erfolgen ((Abbildung 2, rechts): Dabei
dient das Chlorethen als Wachstumssubstrat und
Elektronen-Donor sowie Sauerstoff als Elektronen-Akzeptor. Bereits in den 1980er-Jahren gab es erste Berichte zum aerob-produktiven Abbau von VC [10, 16].
Über Kulturen, die in der Lage sind, cDCE als alleinige
Kohlenstoff- und Energiequelle zu nutzen, wurde in
den letzten Jahren vermehrt berichtet [6, 16, 17]. Zur
produktiven Umsetzung von höher chlorierten Ethenen fanden sich allerdings lange Zeit keine stichhaltigen Hinweise in der Literatur.
Am TZW wurde dann 2014 erstmals der produktive
Abbau von TCE als alleinige Kohlenstoff- und Energiequelle in Langzeitversuchen beschrieben [18]. Dieser
Abbauprozess ist als mögliches biologisches Sanierungsverfahren besonders für TCE-kontaminierte
Standorte mit geringer Konzentration an biologisch
verfügbarem Kohlenstoff und damit einhergehendem
geringen Potenzial für anaerob-reduktive oder aerobe
co-metabolische Prozesse von hohem praktischem Interesse.
2. Standortbeschreibung
Das Grundwasser, das in der hier vorgestellten Studie
untersucht wurde, stammte vom Standort B 109 Sindelfingen im Landkreis Böblingen [9, 18]. Der Beispielstandort befindet sich im Bereich von großflächigen
Industrieanlagen und wird von einer Bahnlinie sowie
einer Straße durchzogen (Abbildung 3). Der Geländeuntergrund setzt sich aus Schluff- und Mergelgesteinen
des Gipskeupers zusammen. Es sind mehrere grundwasserführende Horizonte ausgebildet, die durch verschiedene Grundwassermessstellen und Sanierungsbrunnen erschlossen werden. Der Grundwasserdruckspiegel liegt zwischen 4 und 7 m unter Flur.
Der Grundwasserschaden wurde 1980 im Zuge von
Baugrundbohrungen aufgefunden. Anschließend
wurde das Gebiet gemäß der in Baden-Württemberg
üblichen Vorgehensweise in mehreren Stufen sukzessive weiter erkundet. Dabei wurden bereichsweise
Schadstoffkonzentrationen von mehr als 100 mg/L
festgestellt. Hauptkontaminant ist meist TCE, wobei
auch das aus der anaerob-reduktiven Dechlorierung
resultierende cDCE in relativ hohen Konzentrationen
auftritt. VC wird in niedrigen Konzentrationen gemessen. Die Kontamination ist auf die gesättigte Bodenzone beschränkt.
Die eigentliche Schadensursache konnte trotz umfangreicher Erkundungsmaßnahmen wie z. B. mehrere eingehende historische Recherchen sowie der
Nutzung innovativer Erkundungstechniken (Mem175
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Abbildung 3: Chlorethen-Summenkonzentrationen (2014) am
Standort B 109 Sindelfingen.
brane Interphase Probe (MIP)-Sondierungen, forensische Methoden, Isotopengehaltsbestimmungen) bislang nicht ausfindig gemacht werden.
Zur Gefahrenabwehr wird seit 1990 eine Grundwasserreinigungsanlage (Pump and Treat) zunächst am
namensgebenden Pegel B 109 betrieben. Nach und
nach mussten aufgrund der Erkundungsergebnisse
weitere Grundwassermessstellen im Umfeld an die
Sanierung angeschlossen werden, wobei auch tiefere
grundwasserführende Horizonte einbezogen wurden.
Teilweise wurden 4 Sanierungsbrunnen betrieben,
aus denen stündlich bis zu 4,5 m3 Grundwasser entnommen werden können. Seit Beginn der Sanierungsaktivitäten wurden dadurch ca. 3 t Lösemittel aus dem
Untergrund entfernt.
Derzeit erfolgt die Behandlung des Grundwassers
durch Strippen mit Luft, die über einen Luft-Aktivkohlefilter gereinigt wird. Im Anschluss daran wird
das Grundwasser über einen Wasser-Aktivkohlefilter
gereinigt. Aufgrund der hohen Kosten und der zu er176
wartenden Tailing-Effekte der Pump and Treat-Maßnahme wird am Beispielstandort nach Möglichkeiten
zur Optimierung der Sanierungsstrategie gesucht. Dabei kann der biologische Abbau eine nachhaltige und
kostengünstige Option darstellen [8].
3. Untersuchungsmethoden
3.1 Abbauversuche in Grundwasser-Mikrokosmen
Mikrokosmen sind in sich geschlossene Systeme, in
denen die Versuchsbedingungen den am Standort vorherrschenden Rahmenbedingungen standortgetreu
nachempfunden, oder auch gezielt eingestellt werden
können. Durch diese Untersuchung der Abbauprozesse mit Standortmaterialien in kleinem Maßstab
kann auf die Verhältnisse am Standort rückgeschlossen werden (Abbildung 4) [3, 20]. Während eines Abbauversuchs werden die ablaufenden biologischen sowie
hydrochemischen Prozesse gezielt analysiert.
.Ein
Die Auswertung erfolgt anhand von Messungen der
Leuchtintensität vor Probenkontakt und nach 30 Minuten Kontaktzeit. Toxische Substanzen führen zu
einer Abnahme der Leuchtintensität. Der Test wurde
nach EN ISO 1134-3 (1998) durchgeführt.
Abbildung 4: Befüllung von Mikrokosmen bei der GrundwasserProbennahme. Bildquelle: [9].
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Die Abbauversuche wurden in 2 L-Schottflaschen
durchgeführt, die für die Grundwasser-Probenahme
mit einem Waschflaschenaufsatz versehen und im
Autoklaven sterilisiert wurden. Die Flaschen wurden
nach dem Befüllen luftdicht verschlossen; im Labor
erfolgten der Austausch des Deckels und das Einstellen der aeroben Versuchsbedingungen. Hierzu gehörten das Zuführen von Luftsauerstoff und gegebenenfalls die gezielte Dosierung von anorganischen Nährstoffen (Phosphat, Nitrat und Spurenelemente), ein
Aufdotieren mit TCE sofern die Feldkonzentrationen
< 0,3 mg/L lagen sowie das Vergiften der Sterilkontrollen [9, 18].
Eine kleine zusätzliche Öffnung mit Schraubdeckel
und Septum (Abbildung 4) erlaubte die Beprobung der
Mikrokosmen mit einer sterilen Edelstahlkanüle und
Glasspritzen. Nach der Beprobung wurde der Deckel
mit Septum gegen einen neuen sterilen Deckel getauscht. Auf diese Weise ließ sich eine Verflüchtigung
der Chlorethene weitestgehend vermeiden. Zur Analyse der Abbauvorgänge wurden folgende Parameter
gemessen: Chlorethene (Gaschromatographie mit
Flammenionisationsdetektor und Elektroneneinfangdetektor), Chlorid (Ionenchromatographie), pH-Wert
und Sauerstoff.
3.2 Abbauversuche in Mineralmedium
Um den Abbau unter definierten Bedingungen zu
untersuchen, wurden die abbauaktiven Organismen
aus dem Grundwasser in einem Mineralmedium angereichert [9, 18]. Dieses Medium wurde mit Reinstwasser ohne Zusatz von EDTA, Vitaminen und Ammonium hergestellt, um mögliche Auxiliarsubstrate für
einen co-metabolischen TCE-Abbau auszuschließen.
Des Weiteren handelte es sich um ein Chlorid-freies
Medium, um die Bilanzierung des beim Abbau freigesetzten Chlorids zu ermöglichen. Beprobung und
Analysen erfolgten analog zu den Grundwasser-Mikrokosmen.
3.3 Leuchtbakterienhemmtest
Neben der chemischen Analytik wurden Leuchtbakterienhemmtests durchgeführt, um anhand eines biologischen Wirktests feststellen zu können, ob beim
Abbau von TCE toxische Metabolite entstehen. Bei
dem Test wird das Modellbakterium Vibrio fischeri mit
der zu untersuchenden Probe in Kontakt gebracht.
4. Ergebnisse
4.1 Orientierende Grundwasser-Untersuchungen
Das anaerobe Abbaupotenzial wurde mit PCR-Untersuchungen (polymerase chain reaction) ermittelt [20].
An einzelnen Messstellen wurden Bakterien der Gattung Dehalococcoides und somit ein Potenzial für vollständige anaerob-reduktive Dechlorierung bis zum
Ethen nachgewiesen (Daten nicht gezeigt).
Zur Bestimmung des aeroben Abbaupotenzials wurden orientierende Abbauversuche in Grundwasser-
Abbildung 5: TCE-Abbau in aeroben Grundwasser-Mikrokosmen
von 2007 mit der Zugabe von cDCE (zwei Parallelansätze cDCE und
cDCE 2), cDCE + Ethen bzw. cDCE + Methan. Daten teilweise aus
[18].
Mikrokosmen von der Messstelle B 819 durchgeführt.
Ausgehend vom zu Versuchsbeginn aktuellen Stand
des Wissens (siehe Abbildung 1) bezüglich des aeroben
Abbaus von Chlorethenen wurde dabei primär auf
das Abbaupotenzial für cDCE abgezielt und cDCE in
die Mikrokosmen aufdotiert. Des Weiteren wurden
die potenziellen Auxiliarsubstrate Methan und Ethen
dosiert, um einen gegebenenfalls relevanten co-metabolischen Abbau zu stimulieren.
Aufgrund des erhöhten TCE-Gehaltes des verwendeten Grundwassers ( Tabelle 1) wurden im Versuchsverlauf auch die TCE-Konzentrationen gemessen. In allen
Ansätzen (mit Ausnahme der Sterilkontrolle) wurde
ein Rückgang sowohl von cDCE und VC [18] als auch
von TCE (Abbildung 5) beobachtet. Dabei war auffallend, dass in Ansätzen mit den potenziellen Auxiliarsubstraten Ethen und Methan der Rückgang von TCE
deutlich verlangsamt war (Abbildung 5).
Mit diesen Versuchen wurde gezeigt, dass die am
Standort natürlicherweise vorkommende Mikroflora
177
Messstelle – Jahr
Parameter
vor Ort Sauerstoff (mg/L)
B 819 – 2007
Ammonium (mg/L)
< 0,01
0,14
0,6
2,5
DOC (mg/L)
2,8
B 805 – 2010
< 0,5
< 0,5
0,07
< 0,01
< 0,1
Ethan (mg/L)
< 0,005
< 0,1
< 0,1
Ethen (mg/L)
< 0,005
< 0,1
< 0,1
PCE (mg/L)
< 0,005
< 0,005
< 0,005
TCE (mg/L)
1,4
0,18
7,8
cDCE (mg/L)
0,15
0,18
1,1
< 0,005
4.2 Grundwasser-Screening
Nachdem im Jahr 2007 aerober TCE-Abbau in Grundwasser-Mikrokosmen von der Messstelle B 819 des Beispielstandortes beobachtet wurde, wurde in 2010 im
Rahmen eines Grundwasser-Screenings untersucht,
ob dieser Abbau im Grundwasser des Standortes flächendeckend auftritt [9]. Hierzu wurden acht Grundwassermessstellen in unterschiedlicher Lage sowie
mit verschiedenen Chlorethenkonzentrationen und
-zusammensetzungen beprobt (siehe Tabelle 1 für ausgewählte Ergebnisse).
Je Grundwasser wurden mindestens die folgenden
drei Versuchsansätze durchgeführt: 1) Grundwasser
aufdotiert mit TCE falls Gehalte < 0,3 mg/L; 2) Grundwasser mit anorganischen Nährstoffen und aufdotiert
mit TCE falls Gehalte < 0,3 mg/L [18]; 3) Sterilkontrolle.
Dabei wurde ein aerober TCE-Abbau mit Grundwasser aus sieben der acht untersuchten Messstellen festgestellt. Die Analyse der Chloridbildung belegte eine
stöchiometrische Chloridfreisetzung und somit eine
vollständige Mineralisierung von TCE [9, 18].
Bei drei Messstellen war die Dosierung von anorganischen Nährstoffen für den TCE-Abbau essentiell.
178
0,13
< 0,25
über die Fähigkeit zum aeroben Abbau von Chlorethenen verfügt. Allerdings war damit noch nicht geklärt,
ob der beobachtete Abbau co-metabolisch oder produktiv abläuft. Es war vor allem für TCE interessant
zu wissen, ob der bereits bekannte co-metabolische
oder ein bis dato nicht beschriebener Abbauprozess
vorliegt. Ein produktiver Abbau wurde vermutet, da
am Standort kein bekanntes Auxiliarsubstrat des cometabolischen Abbaus nachgewiesen wurde, sowie
der DOC-Wert (dissolved organic carbon) als Maß für
unspezifische organische Substrate sehr gering war
( Tabelle 1). Hinzu kam, dass die potenziellen Auxiliarsubstrate Ethen und Methan den TCE-Abbau im Labor
inhibierten anstatt ihn zu stimulieren (Abbildung 5).
Ein aerob-produktiver Abbau von TCE könnte am Beispielstandort, an dem PCE nur eine untergeordnete
Rolle spielt, eine direkte Stimulierung des aeroben
Chlorethen-Abbaus im Feld in Rahmen einer ENAMaßnahme (enhanced natural attenuation) ermöglichen.
Tabelle 1: Grundwasser-Analytik ausgewählter Messstellen
(DOC = dissolved organic carbon).
1,5
Methan (mg/L)
VC (mg/L)
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B 809A – 2010
< 0,25
Mit Grundwasser der Messstelle B 809A ((Abbildung 6,
unten) war im Ansatz ohne Dosierung anorganischer
Nährstoffe kein Rückgang der TCE-Konzentration zu
erkennen. Im Mikrokosmos mit Dosierung anorganischer Nährstoffe wurde hingegen ein wiederholter
Rückgang der TCE-Konzentration gemessen. Mit Grundwasser aus Messstelle B 805 ((Abbildung 6, oben) wurde
nach einer anfänglichen Adaptionsphase TCE sowohl
im Ansatz ohne, als auch im Ansatz mit Dosierung
anorganischer Nährstoffe wiederholt abgebaut.
In den zwei hier exemplarisch gezeigten Grundwässern (Abbildung 6) wurde ein langzeitstabiler und reproduzierter TCE-Abbau von bis zu acht TCE-Dosie-
Abbildung 6: TCE-Abbau in aeroben Grundwasser-Mikrokosmen von
2010.
.Ein
weise war ein Teil des TCEs durch die Sorption an der
Aktivkohle nicht mehr bioverfügbar.
Nach der Nachdosierung von ca. 76 µM TCE an Versuchstag 288 wurden weitere ca. 230 µM Chlorid gebildet.
Die nach der Nachdosierung gemessene Chloridbildung war demnach stöchiometrisch und zeigte die
vollständige Mineralisierung der TCE-Nachdosierung,
d. h. einen Abbau ohne Metabolitenbildung. Der Abbau von TCE mit Proben aus der Wasser-Aktivkohle
belegte, dass biologische Abbauprozesse auf der Aktivkohle aktiv sind und zur Regeneration der Kohle und
somit zu verlängerten Standzeiten beitragen können
[1, 13, 22].
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Abbildung 7: Chloridfreisetzung beim TCE-Abbau mit Wasser-Aktivkohleproben in Mineralmedium.
rungen beobachtet. Auch nach ca. 1 Monat ohne TCEZugabe stellte sich ein erneuter Abbau ohne messbare
Wartezeit ein. Die Langzeitstabilität des Abbaus ohne
zusätzliches Substrat deutet wieder auf einen produktiven Umsatz des TCE hin. Beim co-metabolischen Abbau kommt es hingegen im Versuchsverlauf häufig zu
einer Verringerung der Abbauraten bis hin zu einer
Stagnation [2, 5]. Des Weiteren können sowohl der
DOC als auch Ammonium ( Tabelle 1) in den vorliegenden Konzentrationen und über den erfassten Untersuchungszeitraum als Auxiliarsubstrate ausgeschlossen
werden.
Das Potenzial zum aerob-produktiven Abbau von TCE
ist demnach am Beispielstandort weit verbreitet. Dass
diese aeroben Abbauprozesse sich am Standort nicht
stärker durch niedrige Chlorethen-Konzentrationen
mitteilen, kann an den in situ eher anaeroben Milieubedingungen liegen ( Tabelle 1). Für eine ENA-Maßnahme ist somit eine Einbringung von Sauerstoff
und gegebenenfalls von anorganischen Nährstoffen
notwendig. Verschiedene Milieufaktoren – z. B. Temperatur, pH-Wert, Begleitkontaminanten etc. –, können den TCE-Abbau beeinflussen. Die Effekte dieser
möglichen Einflussfaktoren sind Gegenstand weiterer
Untersuchungen.
4.3 TCE-Abbau auf Aktivkohle aus der Sanierungsanlage
Um beurteilen zu können, ob sich TCE-abbauende Mikroorganismen auf der Aktivkohle der Pump and TreatAnlage angesiedelt haben, wurden Aktivkohleproben
aus verschiedenen Bereichen der Anlage entnommen
und in Mineralmedium mit TCE überführt [9, 18].
Aufgrund der Sorption des TCEs an die Aktivkohle
wurde hier der Abbau anhand der Chloridfreisetzung
bewertet (Abbildung 7). Die TCE-Startkonzentration vor
Zugabe der Aktivkohle lag bei ca. 24 mg/L (185 µM). Bis
Versuchstag 286 wurden ca. 280 µM Chlorid gebildet,
was nicht der insgesamt möglichen Chlorid-Menge
beim Abbau von 185 µM TCE entspricht. Möglicher-
4.4 TCE-Abbau in Mineralmedium
Auch die Abbau-Untersuchungen in Mineralmedium
und somit unter Ausschluss sämtlicher organischer
Substrate zeigten über mehr als fünf Jahre stabilen
aeroben TCE-Abbau [9, 18].
Die Auswertung von Chromatogrammen der gaschromatographischen Bestimmungen mittels Flammenionisationsdetektor und Elektroneneinfangdetektor
ergab keine Hinweise auf die Bildung stabiler Metabolite beim TCE-Abbau. Bei der exemplarischen Untersuchung mit dem Leuchtbakterienhemmtest wurden
außerdem keine toxischen Effekte detektiert. Daher
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Abbildung 8: Sauerstoff-Verbrauch beim co-metabolischen
und produktiven Abbau von
TCE.
ist davon auszugehen, dass während des hier beschriebenen Abbauprozesses keine stabilen, toxischen Metabolite auftreten. Eine Bildung von Epoxiden und
deren Zerfall entsprechend dem produktiven Abbau
von VC bzw. cDCE stellt einen möglichen aeroben Abbauweg für TCE dar [16].
Der aerobe TCE-Abbau im Mineralmedium verlief ab
einer in der Wasserphase gemessenen Sauerstoff-Konzentration von ca. 0,5 mg/L und wiederholt bis unter
die Bestimmungsgrenze (5 µg/L) mit stöchiometrischer
Chloridbildung. Biomasse-Wachstum, als Beweis für
den produktiven Charakter des TCE-Abbaus, wurde
anhand steigender DNA- und Protein-Gehalte nachgewiesen. Dank der signifikanten Kohlenstoff-Isotopenfraktionierung (ε = −11,4 ±0,4‰) steht außerdem eine
geeignete Monitoring-Methode für Feldstandorte zur
Verfügung [9, 15, 18].
5. Ausblick auf derzeit laufende Untersuchungen
In einem aktuell laufenden Forschungs- und Entwicklungsprojekt, das zusammen mit der Sensatec GmbH
durchgeführt wird, wird die Stimulierung des aerobproduktiven TCE-Abbaus im Rahmen eines Pilotversuchs am Beispielstandort erprobt. Zur Ermittlung
der optimalen Wachstumsbedingungen sowie zur
Abgrenzung der für den aerob-produktiven Abbau
geeigneten Milieubedingungen wird außerdem die
TCE-Abbauleistung weiter charakterisiert.
Durch diese Untersuchungen sollen vertiefte Erkenntnisse über den aeroben TCE-Abbau gewonnen werden,
um die Entwicklung von effizienten Verfahren (ENA /
MNA (monitored natural attenuation)) zur Sanierung
von Boden- und Grundwasserschäden sowie zum begleitenden Monitoring (z. B. PCR) zu ermöglichen.
180
6. Anwendungspotenzial für die Praxis
Durch die hier dargestellten Forschungsergebnisse
wird der aerob-produktive Abbau nicht nur für VC
und cDCE sondern auch für TCE bei der Altlastensanierung nutzbar. Dieser für TCE neu entdeckte aerobproduktive Abbauweg
– wurde in Grundwasser von einem Beispielstandort
wiederholt nachgewiesen
– ist langzeitstabil und reproduzierbar
– läuft ohne Bildung persistenter Metabolite ab (vollständige Mineralisierung, stöchiometrische Chlorid-Bildung)
– benötigt keine Auxiliarsubstrate (im Gegensatz
zum co-metabolischen Abbau)
– verbraucht deutlich weniger Sauerstoff als der cometabolische Abbau (Abbildung 8)
– ermöglicht bakterielles Wachstum (z. B. DNA als
Biomasseparameter)
– zeigt eine signifikante Kohlenstoff-Isotopenfraktionierung, so dass eine geeignete Monitoring-Methode für Feldstandorte zur Verfügung steht.
Der aerob-produktive Abbau von TCE als alleiniger
Kohlenstoff- und Energiequelle eröffnet somit vollkommen neue Möglichkeiten für die biologische
Standortsanierung. Auf anaerobe Abbauschritte kann
komplett verzichtet werden und der gesamte zur Verfügung stehende bzw. dosierte Sauerstoff wird für die
mikrobielle Elimination von TCE genutzt.
7. Danksagung
Gefördert durch: Bundesministerium für Wirtschaft
und Technologie (BMWi) aufgrund eines Beschlusses
des Deutschen Bundestages. Die Autoren danken dem
BMWi und der AiF für die finanzielle Förderung (Fördernummer 16224 N). Wir danken außerdem den Proaltlasten spektrum 5/2015
.Ein
jektpartnern T. Schwartz und T. Teutenberg (Karlsruher Institut für Technologie, KIT) sowie den weiteren
Projektbeteiligten M. Deusch (Büro für Geologie und
Umweltfragen) und M. Heidinger, A. Voropaev, S. Ertl
(Hydroisotop GmbH) für die gute Zusammenarbeit.
Des Weiteren danken wir allen Teilnehmenden am
Projektbegleitenden Ausschuss für die angeregte Diskussion der Projektergebnisse.
8. Literatur
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
587013053879
[9]
[10]
[11]
[12]
[13]
[14]
[15]
[16]
Aktaş Ö., Schmidt K. R., Mungenast S., Stoll C., Tiehm A. (2012)
Effect of chloroethene concentrations and granular activated
carbon on reductive dechlorination kinetics and growth of Dehalococcoides spp.. Bioresour. Technol. 103: 286–292.
Barth J. A. C., Slater G., Schüth C., Bill M., Downey A., Larkin M.,
Kalin R. M. (2002) Carbon isotope fractionation during aerobic
biodegradation of trichloroethene by Burkholderia capacia G4:
A tool to map degradation mechanisms. Appl. Env. Microbiol.
68(4): 1728–1734.
Berghoff A., Mahro B., Sagner A., Tiehm A. (2007) Methodische
Hinweise zur Durchführung von Mikrokosmenversuchen zur
Beurteilung von Selbstreinigungsprozessen im Grundwasser
(NA). altlasten spektrum, 2007, 4, 178–186.
Bradley P. M. (2003) History and ecology of chloroethene biodegradation: A review. Bioremediat. J. 7(2): 81-109.
Chen Y. M., Lin T.F., Huang C., Lin J. C. (2008) Cometabolic degradation kinetics of TCE and phenol by Pseudomonas putida. Chemosphere 72(11): 1671–1680.
Coleman N. V., Mattes T. E., Gossett J. M., Spain J. C. (2002) Biodegradation of cis-dichloroethene as the sole carbon source
by a β-proteobacterium. Appl. Environ. Microbiol. 68(6): 27262730.
Conrad M. E., Brodie E. L., Radtke C. W., Bill M., Delwiche M. E.,
Lee M. H., Swift D. L., Colwell F. S. (2010) Field evidence for cometabolism of trichloroethene stimulated by addition of electron donor to groundwater. Environ. Sci. Technol. 44(12): 4697–
4704.
Gass M., Stupp H.-D., Wagner S., Mäurer D., Bakenhus A. (2014)
Sanierungsaudit – Möglichkeit zur Beendigung von langlaufenden Grundwassersanierungs-Maßnahmen. altlasten spektrum, 2014, 4, 153–157.
Gaza S. (2015) Aerob-produktiver Abbau von Chlorethenen:
Nachweis eines neuen Abbauweges für Trichlorethen. Dissertation, Technische Universität Dresden/ DVGW-Technologiezentrum Wasser, Karlsruhe. Veröffentlichungen aus dem Technologiezentrum Wasser Karlsruhe (ISSN 1434-5765), Band 66.
Hartmans S., de Bont J. A. M., Tramper J., Luyben K. C. A. M.
(1985) Bacterial degradation of vinyl chloride. Biotechnology
Letters 7(6): 383–388.
Koziollek P., Dieckmann S., Bryniok D. (2002) Verfahren zur
mikrobiellen Reinigung LCKW-kontaminierten Grundwässer.
TerraTech 3: 48–50.
Löffler F. E., Edwards E. A. (2006) Harnessing microbial activities for environmental cleanup. Curr. Opin. Biotechnol. 17:
274–284.
Lorbeer H., Starke S., Gozan M., Tiehm A., Werner P. (2002) Bioremediation of chlorobenzene-contaminated groundwater
on granular activated carbon barriers. Water, Air, and Soil pollution: Focus 2: 183–193.
LUBW, Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz
Baden-Württemberg (2012) Ermittlung fachtechnischer Grundlagen zur Vorbereitung der Verhältnismäßigkeitsprüfung von
langlaufenden Pump-and-Treat-Maßnahmen. download von
http://www.fachdokumente.lubw.baden-wuerttemberg.de/
servlet/is/103723/Pump-and-Treat-Brochure-Juli.pdf?command
=downloadContent&filename=Pump-and-Treat-Brochure-Juli.
pdf&FIS=161&highlight=langlaufender am 30.10.2014.
Martin H., Heidinger M., Ertl S., Tiehm A., Schmidt K. R.,
Karch U. (2006) 13C-Isotopenuntersuchungen zur Bestimmung
von Natural Attenuation – Abrenzung und Charakterisierung
eins CKW-Schadens am Standort Frankenthal. TerraTech 3–4:
14–17.
Mattes T. E., Alexander A. K., Coleman N. V. (2010) Aerobic biodegradation of the chloroethenes: pathways, enzymes, ecology,
and evolution. FEMS Microbiology Reviews 34: 445–475.
[17] Schmidt K. R., Augenstein T., Heidinger M., Ertl S., Tiehm A.
(2010) Aerobic degradation of cis-1,2-dichloroethene as sole carbon source: Stable carbon isotope fractionation and growth
characteristics. Chemosphere 78: 527–532.
[18] Schmidt K. R., Gaza S., Voropaev A., Ertl S., Tiehm A. (2014)
Aerobic biodegradation of trichloroethene without auxiliary
substrates. Water Res. 59: 112–118.
[19] Schmidt K. R., Tiehm A. (2008) Natural attenuation of chloroethenes: identification of sequential reductive/oxidative biodegradation by microcosm studies. Water Sci. Technol. 58(5):
1137–1145.
[20] Schmidt K. R., Tiehm A. (2011) Natural attenuation am Chlorethen-Standort Frankenthal: Bedeutung des sequentiell anaerob-aeroben Bio-Abbaus. altlasten spektrum, 2011, 5, 212–219.
[21] Stupp H. D., Bakenhus A., Gass M., Hüttmann S., Engelmann F. I.
(2007) Biologische Verfahren zur Sanierung von CKW-Grundwasserschäden − Systematik und Beschreibung der In-SituTechniken. altlasten spektrum 3: 101–110.
[22] Tiehm A., Gozan M., Müller A., Schell H., Lorbeer H., Werner P.
(2002) Sequential anaerobic/aerobic biodegradation of chlorinated hydrocarbons in activated carbon barriers. Wa. Sci. Technol. 2(2): 51–58.
[23] Tiehm A., Schmidt K. R. (2011) Sequential anaerobic/aerobic
biodegradation of chloroethenes – aspects of field application.
Curr. Opin. Biotechnol. 22: 415–421.
[24] Tiehm A., Schmidt K. R., Stoll C., Müller A., Lohner S. (2005) Natürlicher mikrobieller Abbau (Natural Attenuation) von CKW:
Fallbeispiele, Abbaumechanismen und Nachweismethoden.
In: Veröffentlichungen aus dem Technologiezentrum Wasser
(ISSN 1434-5765), Band 28: 53–73.
Anschrift der Autoren:
Sarah Gaza, Kathrin R. Schmidt, Andreas Tiehm
TZW: DVGW-Technologiezentrum Wasser
Karlsruher Straße 84
76139 Karlsruhe
E-Mail: sarah.gaza@gmx.de
kathrin.schmidt@tzw.de
andreas.tiehm@tzw.de
Holger Hansel
Büro für Geologie und Umweltfragen
Marktplatz
75392 Deckenpfronn
E-Mail: info@b-g-u.de
Markus Friedrich
Landratsamt Böblingen, Wasserwirtschaft
Parkstraße 16
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