Naturlig og stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA. Charlotte Scheutz, Maria H. Hansen & Poul L. Bjerg

Transkript

1 Naturlig og stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA Charlotte Scheutz, Maria H. Hansen & Poul L. Bjerg

2 Naturlig og stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA Forfattere: Charlotte Scheutz, Maria Heisterberg Hansen og Poul L. Bjerg Font: Garamond og Verdana Grafik: Forfatterne og Torben Dolin Omslag: Julie Camilla Middleton ISBN: Institut for Miljø & Ressourcer, DTU Bygningstorvet, Bygning115, Danmarks Tekniske Universitet DK-2800 Kgs. Lyngby Tlf: (+45) Fax: (+45) Publikationen kan downloades på: sara.er.dtu.dk

3 Naturlig og stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA Charlotte Scheutz, Maria H. Hansen og Poul L. Bjerg December 2006 Institut for Miljø & Ressourcer

4

5 Indhold INDHOLD 1 FORORD 3 SAMMENFATNING OG ANBEFALINGER 5 1 INDLEDNING Baggrund Formål 9 2 ANVENDELSE OG FOREKOMST AF 1,1,1-TCA I GRUNDVAND I DANMARK Anvendelse af 1,1,1-TCA i Danmark Transport og spredning af 1,1,1-TCA i jord og grundvand Typiske fund af 1,1,1-TCA i grundvand i Danmark Grænseværdier for 1,1,1-TCA i jord og grundvand i Danmark 13 3 NEDBRYDNING AF 1,1,1-TCA Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA Hydrolyse og dehydrohalogenering Abiotisk reduktiv deklorering Biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA Reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA Cometabolsk oxidation under aerobe forhold Direkte oxidation Opsummering af nedbrydning af 1,1,1-TCA Abiotisk versus biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA i grundvandsakviferer 25 4 FELTERFARINGER MED STIMULERET NEDBRYDNING AF 1,1,1-TCA Generelle forhold omkring lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA Generelle erfaringer med in situ stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA Case 1: Stimulering af 1,1,1-TCA nedbrydning ved gentagne injektioner af donor Beskrivelse af lokaliteten Injektion af donor og monitering Oprensningseffekt Case 2: Donortilførsel i aktivt anlæg til stimulering af nedbrydning af 1,1,1-TCA og TCE Beskrivelse af lokaliteten Injektion af donor og monitering Oprensningseffekt 34 1

6 4.4 Case 3: Biobarriere til stimulering af naturlig nedbrydning af 1,1,1-TCA og PCE Beskrivelse af lokaliteten Biobarriere og monitering Evaluering af tilførslen af donor og praktiske erfaringer Oprensningseffekt Opsummering af felterfaringer med stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA 41 5 GENNEMGANG AF TRE DANSKE LOKALITETER FORURENET MED 1,1,1-TCA Vasbyvej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning Baldersbækvej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning Høje Tåstrup Vej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning 51 6 OPLÆG TIL LABORATORIEFORSØG MED 1,1,1-TCA Formål med Treatability-forsøg Udførsel af Treatability-forsøg Opsætning af treatability-forsøg Inkubation og analyse af treatability-forsøg Kommercielle bakteriekulturer til biostimulering af nedbrydning af 1,1,1-TCA Bakteriekultur ACT-III forhandlet af SIREM Labs Bakteriekultur BCI-a forhandlet af BCI Labs Opsætning af treatability-forsøg til undersøgelse af nedbrydningspotentialet på tre danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA 64 7 REFERENCELISTE Referencer for henvendelse til myndigheder og rådgivere 72 BILAG 2

7 Forord Stimuleret in situ reduktiv deklorering ses i Nordamerika som en af de mest lovende metoder til oprensning af klorerede opløsningsmidler i grundvandet. Efterhånden er der stor erfaring med metoden - især inden for de sidste 5-10 år - hvor der er gennemført en række pilot- og fuldskalaoprensninger. I Danmark er der de seneste år gennemført pilotforsøg med stimuleret reduktiv deklorering på flere lokaliteter i København og Fyns Amt. Stimuleret reduktiv deklorering har dog primært været anvendt til oprensning af lokaliteter forurenet med klorerede ethener; primært perklorethen (PCE) og triklorethen (TCE). Der er således kun få erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-TCA ved anvendelse af reduktiv deklorering. I USA er der for nylig igangsat en række feltforsøg med oprensning af 1,1,1-TCA, det er dog endnu sparsomt med resultater herfra. I Danmark er reduktiv deklorering endnu ikke afprøvet i forhold til 1,1,1-TCA. 1,1,1-TCA er en hyppigt forekommende forureningskomponent på lokaliteter med tidligere industriel aktivitet. 1,1,1-TCA ses ofte i kombination med andre klorerede opløsningsmidler som f.eks. 1,1,1-TCA. Der er derfor en interesse fra såvel myndigheder, forskningsinstitutioner og rådgivere for dels at øge det generelle vidensniveau omkring nedbrydningen af 1,1,1-TCA og dels få afprøvet reduktiv deklorering som afværgeteknologi på danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA. I forbindelse med denne rapport er der gennemført en opsamling af den eksisterende viden om nedbrydning af 1,1,1-TCA med særlig fokus på anaerob deklorering. Endvidere er indsamlet erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-TCA ved hjælp af reduktiv deklorering. Erfaringerne illustreres ved gennemgang af tre cases fra USA, hvor stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA er afprøvet. Endelig er tre danske lokaliteter forurenet med 1,1,1- TCA kort beskrevet med henblik på at undersøge det biologiske potentiale for at anvende reduktiv deklorering som afværgeteknologi. Vurderingen indbefatter et forslag til udførsel laboratorieforsøg med det formål at undersøge dels det naturlige potentiale for nedbrydning af 1,1,1-TCA for de tre danske lokaliteter, dels at vurdere muligheden for stimulering ved tilsætning af donor og bakterier. Rapporten er udført som en del af et samarbejdsprojekt om mikrobielle oprensningsmetoder mellem Institut for Miljø & Ressourcer på Danmarks Tekniske Universitet og Københavns Amt. Projektgruppen har bestået af: Charlotte Scheutz, Institut for Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet Maria H. Hansen, Institut for Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet Poul L. Bjerg, Institut for Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet Carsten Bagge Jensen, Københavns Amt Henriette Kerrn-Jespersen, Københavns Amt 3

8 4

9 Sammenfatning og anbefalinger Denne rapport belyser muligheden for at anvende stimuleret in situ reduktiv deklorering som afværgeteknologi i forhold til danske lokaliteter, der er forurenet med 1,1,1-TCA. Rapporten omhandler følgende emner: Nedbrydning af 1,1,1-TCA Felterfaringer med anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering i forhold til 1,1,1- TCA Gennemgang af tre amerikanske cases, hvor stimuleret reduktiv deklorering har været anvendt til oprensning af 1,1,1-TCA Gennemgang af forureningssammensætningen på tre danske lokaliteter, hvor stimuleret nedbrydning påtænkes anvendt Forslag til opsætning af laboratorieforsøg med formålet at undersøge nedbrydningspotentialet for 1,1,1-TCA på danske lokaliteter samt potentialet for stimulering ved tilsætning af donor og bakterier Nedbrydning af 1,1,1-TCA Sammenlignet med andre klorerede stoffer som f.eks. perklorethen (PCE) og triklorethen (TCE) er nedbrydningen af 1,1,1-triklorethan (1,1,1-TCA) mere kompleks, idet ikke kun biologisk men også abiotisk nedbrydning spiller en vigtig rolle. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA kan forløbe under både aerobe og anaerobe forhold. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA kan ske ved hydrolyse, hvorved der dannes acetat samt ved dehydrohalogenering (elimination), hvorved der dannes 1,1-diklorethen (1,1- DCE). Acetat kan mineraliseres biologisk til kuldioxid, mens 1,1-DCE kan nedbrydes mikrobielt ved reduktiv deklorering via vinylklorid (VC) til ethen og ethan under anaerobe forhold. Både ethen og ethan kan oxideres til kuldioxid og methan under methanogene forhold eller til kuldioxid under aerobe forhold. Under anaerobe forhold kan 1,1,1-TCA nedbrydes biologisk ved reduktiv deklorering, hvorved der dannes 1,1-DCA, som kan dekloreres til klorethen (CA). Den mest sandsynlige nedbrydningsvej for CA er ved hydrolyse til ethanol eller evt. til acetat. Både ethanol og acetat kan oxideres til kuldioxid under anaerobe eller aerobe forhold. Hydrolyse af CA er set i abiotiske laboratorieforsøg, mens CA tilsyneladende akkumuleres i forsøg med høj biomasse. I sidstnævnte forsøg er der oftest ikke analyseret for abiotiske nedbrydningsprodukter som ethanol og acetat, hvorfor nedbrydningsvejen for CA er noget uvis. Både 1,1,1-TCA, 1,1-DCA, CA, 1,1-DCE og VC kan nedbrydes ved co-oxidation under aerobe forhold. 5

10 Felterfaringer med anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering i forhold til 1,1,1-TCA Til nærværende rapport er udført en gennemgang af litteratur med erfaringer fra feltforsøg, hvor stimuleret reduktiv deklorering er forsøgt som oprensningsmetode på 1,1,1- TCA forurenede lokaliteter. Litteraturen herom er sparsom, ofte mindre detaljeret og beskriver primært erfaringer fra USA. Det blev fundet, at der på lokaliteter forurenet med både 1,1,1-TCA og klorerede ethener, typisk var sket en nedbrydning, så 1,1-DCA og cis-dce var de dominerende komponenter. Dette vidner om, at der i områder af lokaliteten har forekommet anaerobe forhold, så den anaerobe dekloreringsproces har kunne forløbe. Det er muligt, at der på lokaliteten har været forurening med f.eks. oliestoffer, som ved nedbrydning har skabt reducerede forhold. Litteraturen er dog ikke detaljeret nok til at vurdere dette. At nedbrydningsprodukterne 1,1-DCA og cis-dce er de mest dominerende på de undersøgte lokaliteter, viser at disse og øvrige nedbrydningsprodukter er vigtige at inkludere i analyseprogrammet, når kortlægning af en forurening foretages. På lokaliteter, der er forurenet med 1,1,1-TCA er typisk også sket spild med PCE eller TCE. Karakteristisk for lokaliteter med denne type blandingsforurening samt lokaliteter, udelukkende forurenet med 1,1,1-TCA er, at der findes et mikrobiologisk potentiale for naturlig nedbrydning allerede inden tiltag af nogen form for afværgeforanstaltning. Dette vurderes ud fra, at der på samtlige 1,1,1-TCA forurenede lokaliteter, er observeret nedbrydningsprodukterne 1,1-DCA og CA. På lokaliteter eller i kildeområder, hvor et lavt indhold af 1,1-DCA vidner om, at biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ikke er dominerende, synes abiotisk nedbrydning at have en betydning. Dette vurderes ud fra, at 1,1-DCE i disse områder er betydeligt forhøjet og i nogle tilfælde findes i højere koncentrationer end cis-dce. Cis-DCE er den form for DCE, der primært dannes ved reduktiv deklorering af TCE. Et forhøjet indhold af 1,1- DCE indikerer derfor abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA. Endnu er ingen data fra in situ forsøg med bioaugmentation (injektion af bakteriekultur) rapporteret. I en række pilotskalaforsøg er den naturlige nedbrydning af 1,1,1-TCA stimuleret udelukkende ved tilførsel af donor. Ved samtlige af disse feltforsøg er det lykkedes at stimulere reduktiv deklorering, så 1,1,1-TCA er nedbrudt til CA via 1,1-DCA. Dog er der ikke set nogen nedbrydning af CA, hvilket er problematisk, da CA er kræftfremkaldende. Analyse og kvalitetskriterier for 1,1,1-TCA og nedbrydningsprodukter Det anbefales, at der i forbindelse med undersøgelser på grunde forurenet med 1,1,1- TCA som standard analyseres for potentielle abiotiske nedbrydningsprodukter indbefattende 1,1-DCE, VC, ethen og ethan samt biologiske nedbrydningsprodukter 1,1-DCA og CA. Flere af nedbrydningsprodukterne som f.eks. CA indgår på nuværende tidspunkt ikke i de standard analysepakker, som tilbydes af kommercielle analyselaboratorier. Der er derfor et analyseteknisk udviklingsbehov på dette område. En analyse af 1,1,1-TCA samt nedbrydningsprodukter vil kunne afgøre om der foregår nedbrydning af 1,1,1-TCA og om der er et potentiale for stimulering af biologisk nedbrydning ved tilsætning af substrat. På lokaliteter med høje koncentrationer af 1,1,1-TCA kan der som supplement eventuelt analyseres for acetat og ethanol, som begge er potentielle nedbrydningsprodukter fra 6

11 1,1,1-TCA. Det er dog på nuværende tidspunkt usikkerhed omkring, hvorvidt der kan opnås anvendelige data for ethanol og acetat, da begge stoffer begge omsættes relativt hurtigt. Endvidere vil et højere baggrundsniveau samt en højere detektionsgrænse for begge stoffer sammenlignet med de øvrige klorerede nedbrydningsprodukter sandsynligvis gør fortolkning vanskelig. Ved tilsætning af substrat i forbindelse med stimuleret reduktiv deklorering vil fermentering af substratet føre til meget høje koncentrationer af acetat, og det vil derfor sandsynligvis ikke være muligt at se bidraget fra nedbrydningen af 1,1,1-TCA. Der er i Danmark ikke fastsat specifikke grænseværdier for CA i hverken grundvand eller drikkevand. CA hører dog til gruppen af klorerede organiske stoffer, hvor der for grundvand generelt gælder, at summen af forskellige klorerede stoffer ikke må overstige 1 μg/l. Tilsvarende gælder for drikkevand, at der ved forbrugers hane ikke må findes flygtige organiske klorforbindelser i koncentrationer højere end 1 μg/l, samt at summen af klorholdige organiske stoffer ikke må overstige 3 μg/l. Undtaget herfra er VC hvor der er fastsat lavere grænseværdier for både grundvand (0,2 μg/l) og drikkevand ved forbrugers taphane (0,5 μg/l). Dette skyldes, at VC er kræftfremkaldende. Det skal i den forbindelse nævnes at CA ligesom VC er listet som værende kræftfremkaldende, hvilket teoretisk kunne medføre fremtidige lavere grænseværdier for CA. Ved anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering vil nedbrydning af 1,1,1-TCA til CA altså ikke være et succeskriterium i sig selv, idet grænseværdier for CA skal overholdes. Opsætning af treatability forsøg og udførsel af pilotskala forsøg Der er kun få udenlandske felterfaringer med oprensning af 1,1,1-TCA og ingen danske erfaringer. Ved anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering til oprensning af grunde forurenet med 1,1,1-TCA anbefales det derfor at der indledende udføres treatabilityforsøg. Ved udførsel af treatability-forsøg bør der fokuseres på potentialet for at opnå fuldstændig deklorering til uskadelige produkter som f.eks. ethan og acetat. I forbindelse med udarbejdelse af denne rapport er der ved litteraturgennemgangen ikke fundet nogle referencer på fuldstændig deklorering af 1,1,1-TCA til ethan eller ethanol. Som oftest er observeret deklorering af 1,1,1-TCA til CA og kun mindre mængder af ethan (<10 %). Der er sjældent målt for andre nedbrydningsprodukter som ethanol eller acetat, hvorfor omfanget af produktionen af disse er usikker. Der er mange paralleller til stimuleret nedbrydning af klorerede ethener, hvor det er afgørende at VC ikke akkumuleres men dekloreres til ethen eller ethan. En vigtig forskel er dog, at det ofte er relativt nemt at opnå fuldstændig deklorering af klorerede ethener til ethen/ethan, hvorimod de fleste resultater rapporteret i litteraturen for 1,1,1-TCA tyder på, at der sker akkumulering af CA. Ved opsætning af treatability-forsøg samt udførsel af feltoprensninger bør en vurdering af dannelse af nedbrydningsprodukter samt nedbrydning af CA have særlig høj prioritet. Ved anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering til oprensning af 1,1,1-TCA bør der indledende laves et pilotskala feltforsøg. Der vil være en række erfaringer vedrørende valg af donor, praktisk håndtering, injektion og spredning af donor som kan hentes fra feltforsøg med oprensning af klorerede ethener. Gennemgang af litteraturen indenfor 1,1,1-TCA tyder dog på, at biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA oftest forløber naturligt på mange forurenede lokaliteter, hvor der forekom- 7

12 mer anaerobe forhold. Biologisk nedbrydning vil derfor formentlig kunne stimuleres ved tilsætning af donor alene på de fleste lokaliteter. Ved tilsætning af bakterier er det afgørende, at de anvendte bakteriekulturer kan sikre en fuldstændig nedbrydning af 1,1,1-TCA til uskadelige produkter som ethan og ethanol, således at der ikke akkumuleres CA. Ved oprensning af klorerede ethener med stimuleret reduktiv deklorering, er det afgørende, at der på lokaliteten er specifikke bakterier af typen Dehalococcoides tilstede, som kan sikre fuldstændig deklorering af VC til ethen. På nuværende tidspunkt er der ikke kendskab til specifikke bakterier, der kan deklorere 1,1,1- TCA til ethan, hvorfor der ikke er mulighed for at screene for disse bakterier og derved få kendskab til potentialet for fuldstændig nedbrydning. Betydningen af abiotisk nedbrydning af CA til ethanol og acetat er uvis, og det bør derfor undersøges i hvor høj udstrækning denne proces forløber og om abiotisk nedbrydning af CA kan tænkes ind i en overordnet afværgestrategi. 8

13 1 Indledning 1.1 Baggrund Der er tidligere udført en omfattende vidensopsamling vedrørende stimuleret in situ reduktiv deklorering af klorerede ethener (Miljøstyrelsen, 2005), og der er i Danmark enkelte eksempler, hvor in situ reduktiv deklorering er anvendt som afværgeteknologi. I Danmark er der for nylig kommet fokus på en række lokaliteter, forurenet med 1,1,1- TCA, og Københavns Amt har derfor ønsket en rapport, der opsummerer nedbrydningsveje og giver et overblik over felterfaringer, hvor in situ stimulering er brugt til oprensning af 1,1,1-TCA. Denne rapport belyser muligheden for at anvende stimuleret in situ reduktiv deklorering som afværgeteknologi i forhold til danske lokaliteter, der er forurenet med 1,1,1-TCA. 1.2 Formål Det overordnede formål med udarbejdelsen af rapporten er at få belyst anvendeligheden af stimuleret in situ reduktiv deklorering som afværgeteknologi i forhold til danske lokaliteter, der er forurenet med 1,1,1-TCA. Herunder ønskes følgende belyst: Nedbrydning af 1,1,1-TCA både abiotisk og biotisk Udenlandske felterfaringer med oprensning af 1,1,1-TCA Overblik over bakteriekulturer der evt. kan anvendes til biostimulering af nedbrydning af 1,1,1-TCA Kort gennemgang af tre danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA med henblik på at vurdere potentialet for anvendelse af stimuleret reduktiv deklorering som afværge 9

14 10

15 2 Anvendelse og forekomst af 1,1,1-TCA i grundvand i Danmark 2.1 Anvendelse af 1,1,1-TCA i Danmark 1,1,1-TCA hører til gruppen af de mest brugte klorerede opløsningsmidler inden for både industri og husholdninger. 1,1,1-TCA har været anvendt som affedtningsmiddel i metalog elektronikindustrien, som opløsningsmiddel i lim, maling og lak samt som ingrediens i husholdningsprodukter som pletfjerner, lim og aerosol sprays. Desuden har 1,1,1-TCA været benyttet i bekæmpelsesmidler på marker, i træimprægneringsmidler samt i isoleringsskum i fjernvarmerør. 2.2 Transport og spredning af 1,1,1-TCA i jord og grundvand 1,1,1-triklorethan (1,1,1-TCA) samt klorerede ethener er afledt af henholdsvis ethan (H 3 C-CH 3 ) og ethen (H 2 C=CH 2 ) ved substitution af hydrogen med klor. I tabel 2.1 er angivet de vigtigste kemiske og fysiske konstanter for 1,1,1-triklorethan samt potentielle nedbrydningsprodukter for 1,1,1-TCA. I tabel 2.1 er endvidere angivet forkortelser for de forskellige stoffer, der vil blive anvendt i resten af rapporten. Generelt er de klorerede ethaner og ethener karakteriseret ved at være flygtige (høj Henrys konstant) og have en relativ høj opløselighed i vand. Stofferne har med undtagelse af VC og CA alle en densitet, der er højere end vands, og betegnes som DNAPLs (Dense Non-Aquous Phase Liquids). Det betyder, at hvis stofferne forekommer i fri fase i jord eller grundvand, vil de synke nedad igennem grundvandsspejlet og ned i grundvandszonen til de når et impermeabelt lag. De klorerede ethaner har desuden relativt lave K ow - værdier, hvilket betyder, at stofferne kun i mindre grad tilbageholdes ved sorption til jorden. I grundvandsmagasiner med lavt organisk indhold vil stofferne på grund af deres høje opløselighed og mobilitet spredes med grundvandet, hvorved der kan dannes en forureningsfane. På grund af stoffernes høje flygtighed vil stofferne let afdampe og derved spredes i den umættede zone. 11

16 Tabel 2.1. Fysisk-kemiske data for 1,1,1-triklorethan samt udvalgte potentielle nedbrydningsprodukter. Alle data er fra Miljøstyrelsen (1996) og gældende ved 25 C. Stof 1,1,1-triklorethan 1,1-diklorethan Klorethan 1,1-diklorethylen Vinylklorid Forkortelse 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA 1,1-DCE VC CAS nr Kemisk formel Cl 3 C-CH 3 HCl 2 C-CH 3 H 2 ClC-CH 3 HCl 2 C=CH 2 HClC=CH 2 Molvægt (g/mol) 133,41 98,96 64,52 96,94 62,5 Abs.viskositet (cp) 0,903 0,505 0,279 0,36 - Densitet (kg/l) 1,3492 1,1835 0,9 1,22 0,92 Damptryk (Pa) Vandopløselighed (mg/l) Fordelingskoef. mellem luft og vand (dim.løs) 0,70 0,23 0,46 1,1 1,1 Log K ow 2,49 1,79 1,43 2,13 1,38 Tabel 2.2 Omregning af 1,1,1-TCA-koncentrationer fra mol/l til g/l Stof 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA 1,1-DCE VC 1 mol/l svarer til 133,4 g/l 98,96 64,52 96,9 g/l 62,5 g/l 1 g/l svarer til 0,0075 mol/l 0,0101 mol/l 0,0155 mol/l 0,0103 mol/l 0,0160 mol/l I rapporten anvendes typisk g/l og μmol/l som enhed for koncentration af de klorerede opløsningsmidler. Omregning fra μmol/l til g/l fremgår af tabel Typiske fund af 1,1,1-TCA i grundvand i Danmark Som følge af den udbredte anvendelse af 1,1,1-TCA ses forurening af jord og grundvand ofte særligt i byområder med industri. Her er forureningen sket ved spild direkte på jorden eller fra tekniske anlæg, ved nedgravning eller ved udsivning fra utætte kloaksystemer. I landdistrikterne kan man finde forurening med 1,1,1-TCA i forbindelse med udsivning fra lossepladser og andre depoter, særligt depoter med kemisk affald samt fra mindre industrier som metalværksteder. Under grundvandsovervågningsprogrammet er der blevet målt for en række klorerede opløsningsmidler i boringer fordelt over hele landet (Miljøministeriet, 2003). Blandt de oftest forekommende organiske mikroforureninger er oliestoffer og klorerede opløsningsmidler. I forbindelse med overvågningen af mikroforureninger i grundvandet er der i perioden 1993 til 2002 fundet halogenerede alifatiske kulbrinter i 175 indtag ud af i alt 1085 indtag svarende til 16 %. Der er fundet PCE og 1,1,1-TCA i henholdsvis 16 og 19 indtag (Miljøministeriet, 2003). I samme periode er forekomsten af halogenerede alifatiske kulbrinter i vand fra vandværksboringer undersøgt. På baggrund af analyse af ca indtag er der konstateret PCE og 1,1,1-TCA i henholdsvis 108 og 61 indtag, svarende til mellem 2,7 og 4,5 %. Der er set overskridelse af drikkevandskvalitetskravet (1 μg/l) for PCE og 1,1,1-TCA i hhv. 0,2 % og 0,5 % af alle indtag (Miljøministeriet, 2003). På grunde, hvor der er sket direkte spild af 1,1,1-TCA, kan findes langt højere koncentrationer i jord og grundvand. Som eksempel på en punktkilde kan nævnes Skrydstrup Spe- 12

17 cialdepot, hvor der igennem 20 år er blevet deponeret kemisk affald indeholdende store mængder af klorerede opløsningsmidler. I grundvandet umiddelbart nedstrøms for depotet blev der målt TCE og 1,1,1-TCA i koncentrationer på op til 4 mg/l (Strøbæk, 1989). 2.4 Grænseværdier for 1,1,1-TCA i jord og grundvand i Danmark I tabel 2.3 er angivet danske kvalitetskriterier for 1,1,1-TCA samt dets væsentligste nedbrydningsprodukter i grundvand, jord og drikkevand. Endvidere er angivet luftkvalitetskriteriet for afdampning samt Arbejdstilsynets kvalitetskriterier. Grundvands- samt drikkevandskvalitetskriteriet for 1,1,1-TCA er 1 μg/l. Der gælder endvidere, at summen af forskellige klorerede stoffer i grundvand ikke må overstige 1 μg/l. Tilsvarende gælder for drikkevand, at summen af klorholdige organiske stoffer ikke må overstige 3 μg/l ved vandets afgang fra vandværket samt ved forbrugers taphane. Det fremgår af tabellen, at kvalitetskriterierne for 1,1-DCE og VC generelt er lavere end for 1,1,1-TCA. Dette kan være problematisk ved nedbrydning af 1,1,1-TCA med efterfølgende akkumulering af nedbrydningsprodukter i miljøet. For VC gælder et kvalitetskriterium for grundvand på 0,2 μg/l, mens der ved forbrugers taphane maximalt må være 0,5 μg/l. Kvalitetskriteriet for grundvand er for visse stoffer, inklusiv VC, sat til et lavere niveau end kvalitetskriteriet for drikkevand ved forbrugers hane, idet der tages højde for eventuel produktion af klorholdige stoffer i vandbehandlingen eller frigivelse fra distributionssystemet. Der findes ikke specifikke kvalitetskriterier for 1,1-DCA og CA, men det gælder generelt, at der i drikkevandet ved forbrugers hane ikke må findes flygtige organiske klorforbindelser i koncentrationer højere end 1 μg/l. Ifølge Bekendtgørelse nr. 923 (2005) om listen over farlige stoffer er både VC, CA og 1,1-DCE klassificeret som værende kræftfremkaldende. Stof Tabel 2.3. Danske kvalitetskriterier for 1,1,1-TCA og potentielle nedbrydningsprodukter Grunvands- Jord-kvalitetskriteriet Luftkvalitets- Drikkevandskvalitetskriterier 2 kvalitets- 1 kriteriet, af- kriteriet 1 dampning 1 Arbejdstilsynets kvalitetskriterier 5 Værdi v. afgang fra vandværk Værdi v. forbrugers taphane Forkortelse g/l mg/kg mg/m 3 g/l g/l mg/kg 1,1,1-TCA , O 1,1-DCA O,H CA K 1,1-DCE 1 5 0, O,K VC 0,2 0, ,3 0,5 3 H,K Sum af klorerede opløsningsmidler Kvalitetskriterier udarbejdet af Miljøstyrelsen (Miljøstyrelsen, 2005a). 2 Drikkevandskvalitetskriterier udarbejdet af Miljø og Energiministeriet (2001). 3 Der er ikke angivet grænseværdier for individuelle klorerede stoffer, men der gælder for alle flygtige organiske klorforbindelser en grænseværdi på 1 g/l. 4 Sumværdien kan kun anvendes, hvis koncentrationen af enkeltstofferne er under 1 μg/l. 5 Tekniske grænseværdier angivet af Arbejdstilsynet, anvendte forkortelser: opløsningsmidler (O), kræftfremkaldende stoffer (K) og stoffer, der vurderes som optagelige gennem huden (H) (Kemibrug, 2004). I USA er der fastsat kriterier for indholdet af 1,1,1-TCA, 1,1-DCE og VC i drikkevand på hhv. 200 μg/l, 7 μg/l og 2 μg/l, hvilket er højere end de danske tilladelige værdier (se tabel 2.4). Fastsættelsen af de amerikanske grænseværdier er baseret på toksikologiske un- 13

18 dersøgelser. Der er ikke fastsat kriterier for indholdet af CA og 1,1-DCA i drikkevand i USA. Den amerikanske miljøstyrelse har udarbejdet en liste over oprensningsmål for en række forureningsstoffer. Listen er ikke juridisk bindende men blot vejledende, og angiver bl.a. vejledende maximalkoncentrationer for tilstedeværelsen af diverse stoffer i drikkevand ved forbrugers hane. For CA og VC er sat vejledende grænseværdier på hhv. 4,6 μg/l og 0,02 μg/l, mens grænseværdierne for de øvrige stoffer er langt højere (se tabel 2.4). Både CA og VC er listet som værende kræftfremkaldende. Tabel 2.4. Vejledende kvalitetskriterier for 1,1,1-TCA og potentielle nedbrydningsprodukter fastsat af den amerikanske miljøstyrelse (U.S. EPA). Stof Drikkevandskvalitetskriterier i USA Vejledende værdi for indhold i drikkevand ved hanen i USA 2 1 Forkortelse g/l g/l g/l 1,1,1-TCA Ikke kræftfremkaldende 1,1-DCA Ikke kræftfremkaldende CA - 4,6 Kræftfremkaldende 1,1-DCE Ikke kræftfremkaldende VC 2 0,02 Kræftfremkaldende 1 Vejledende drikkevandskvalitetskriterier udarbejdet af den amerikanske miljøstyrelse (US EPA, 2005). 2 Vejldende kvalitetskriterier udarbejdet af den amerikanske miljøstyrelse (US EPA, 2004). 14

19 3 Nedbrydning af 1,1,1-TCA Der er flere processer, der har betydning for klorerede stoffers skæbne i naturen, hvor de væsentligste er transport, fordampning, sorption og nedbrydning. Ved de fleste af disse processer overføres stoffet fra én fase til en anden, uden at stoffet bliver mindre skadeligt eller at den absolutte mængde reduceres. Nedbrydning er derimod karakteriseret ved, at stoffet undergår en vis forandring til andre stoffer. Der skelnes mellem fuldstændig nedbrydning og transformation af et organisk stof. Ved en fuldstændig nedbrydning omdannes det organiske stof til kuldioxid, vand og salte, mens stoffet ved transformation blot omdannes til et nedbrydningsprodukt, som kan være stabilt eller omdannes videre. 1,1,1-TCA kan nedbrydes eller transformeres under naturlige forhold via kemiske eller biologiske processer. I det følgende afsnit beskrives mulige nedbrydningsprocesser for 1,1,1-TCA, samt under hvilke redoxforhold processerne forløber. Indledende beskrives først abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA (afsnit 3.1), hvorefter biologisk nedbrydning beskrives (afsnit 3.2). I afsnit 3.3 er skrevet et kort resume af nedbrydningen af 1,1,1-TCA. Til sidst er lavet en kort evaluering af, under hvilke forhold hhv. abiotisk og biologisk nedbrydning kan forventes at være dominerende (afsnit 3.4). 3.1 Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA Nedbrydning, hvor mikroorganismer eller enzymer ikke er involveret, betegnes abiotisk eller kemisk nedbrydning. Abiotisk omsætning fører sjældent til fuldstændig nedbrydning, og i nogle tilfælde er omsætningsprodukterne mere toksiske end udgangsproduktet. 1,1,1- TCA kan nedbrydes abiotisk ved tre processer: Hydrolyse Dehydrohalogenering Abiotisk reduktiv deklorering Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA synes ikke at være influeret af redoxforhold og kan således forløbe under både aerob og anaerobe forhold (Wing, 1997). Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved hydrolyse og dehalogenering er relativt velundersøgt og har været kendt længe, hvorimod litteraturen om abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved reduktiv deklorering er mere sparsom Hydrolyse og dehydrohalogenering Ved hydrolyse erstattes en halogensubstituent med en hydroxyl (OH - )-gruppe, hvorved der dannes en alkohol. I tilfældet af, at udgangsstoffet indeholder flere halogener som f.eks. 1,1,1-TCA, dannes først en halogeneret alkohol, som hydrolyseres trinvis indtil der til sidst dannes en syre. Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved hydrolyse er vist på figur 3.1, 15

20 hvoraf det ses at 1,1,1-TCA nedbrydes til acetat (eddikesyre, CH 3 COOH) via trinvis hydrolyse. Acetat kan mineraliseres biologisk til kuldioxid og methan. Ved abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA via dehydrohalogenering (elimination) fjernes et halogen fra kulstofatomet, hvorefter der fjernes et hydrogenatom fra nabokulstofatomet, hvilket medfører dannelse af 1,1-diklorethen (1,1,-DCE) (se figur 3.2). Sandsynligheden for, at en halogeneret forbindelse vil nedbrydes ved hydrolyse, mindskes med stigende antal halogener tilknyttet molekylet. Ved dehydrohalogenering øges nedbrydningen derimod med antallet af halogener. Figur 3.1. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved hydrolyse. Figur 3.2. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved dehydrohalogenering. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA følger oftest en 1. ordens nedbrydningskinetik (Vogel og McCarty, 1987a,b; Gerkens og Franklin, 1989). I tabel 3.1 er halveringstiden for abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA samt potentielle nedbrydningsprodukter vist. Af tabellen ses, at halveringstiden for abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA varierer mellem 0,5 og 3 år (Vogel og McCarty, 1987a,b; Jeffers et al., 1989; Wing, 1997) ved C. Ved abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA vil 1,1-DCE og acetat dannes simultant. Dog vil der dannes en større andel af acetat sammenlignet med 1,1-DCE, da hydrolysen forløber hurtigere end dehydrohalogeneringen, ca. en faktor 5 (Vogel et al., 1987a, Haag et al., 1986). Som følge heraf vil der ved abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA via hydrolyse og dehydrohalogenering dannes henholdsvis 80 % acetat og 20 % 1,1-DCE. Halveringstiden for abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA er temperaturafhængig, således at nedbrydningen øges ved stigende temperatur (Haag og Mill, 1988; Gerkens og Franklin, 1989). Eksempelvis har Rittman et al. (1994) angivet en halveringstid for 1,1,1-TCA på 2,5 år ved 20 C, mens den angives til ca. 12 år ved 12 C. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved hydrolyse øges teoretisk ved højere ph. ph skal dog være over 11 før der ses en signifikant øgende effekt på nedbrydningsraten (Vogel et al., 1987a). 1,1-DCA og CA kan også nedbrydes abiotisk ved hydrolyse, men abiotisk nedbrydning ved hydrolyse regnes generelt ikke at være betydende for klorerede ethaner (Butler og Barker, 1996). CA kan hydrolyseres til ethanol og videre til acetat (Vogel og McCarty, 1987a; Vogel et al., 1987a; Laughton og Robertson, 1959). 16

21 3.1.2 Abiotisk reduktiv deklorering. Abiotisk nedbrydning af klorerede stoffer kan under stærkt reducerede forhold ske ved reduktiv deklorering, hvorved der fraspaltes klorsubstituenter (se afsnit 3.2.1). Visse reaktive metaller kan katalysere abiotisk reduktiv deklorering af klorerede stoffer. Reaktive metaller kan være til stede som organiske forbindelser f.eks. komplekserede porphyriner eller som uorganiske forbindelser i jordmatricen (de Best et al., 1999). Sådanne processer er kemisk komplekse og ikke velundersøgte. Abiotisk reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA og 1,1-DCA er set i laboratorieforsøg med natriumdithionite (Na 2 S 2 O 4 ), ferro jern og nulvalent jern (Brown et al., 2005). Hvorvidt abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved reduktiv deklorering er betydende i jord og grundvand er uvist. Kemisk forbindelse Tabel 3.1. Halveringstider for abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA samt potentielle nedbrydningsprodukter ved hydrolyse og dehydrohalogenering ved 20 C. Forkortelse Halveringstid (år) Triklorethan 1,1,1-TCA 0,5 1,7 0,8 b 2,5 c 3,1-3,8 Observerede nedbrydningsprodukter Acetat Acetat 1,1-diklorethen 1,1-diklorethen Acetat og 1,1-diklorethen Reference Dilling et al., 1975 Mabey et al., 1983 Pearson og McConnell, 1975 Vogel og McCarty, 1987a,b Klecka et al., 1990 Klorethan CA 0,12 a Ethanol Laughton og Robertson, 1959 a Ekstrapoleret, b Ved 10 C i havvand. c Ved 20 C. 3.2 Biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA Mikrobielle nedbrydningsprocesser for 1,1,1-TCA og for potentielle nedbrydningsprodukter heraf inkluderer reduktiv deklorering, aerob cometabolsk nedbrydning og direkte oxidation. Under anaerobe forhold kan klorerede stoffer nedbrydes ved reduktiv deklorering enten cometabolsk eller i en energigivende proces, ofte kaldet halorespiration. Direkte oxidation kan forløbe under både anaerobe og aerobe forhold. Tabel 3.2 viser en oversigt over de mulige mikrobiologiske nedbrydningsmekanismer for 1,1,1-TCA og for de potentielle nedbrydningsprodukter. Bakteriers metabolisme er baseret på redoxreaktioner, dvs. reaktioner, hvor der sker en udveksling af elektroner. Nogle bakterier har gennem tiden udviklet evnen til at oxidere eller reducere klorerede organiske stoffer ved at bruge dem som enten elektrondonor eller elektronacceptor. Bakterier kan drage nytte af at omsætte klorerede organiske stoffer på to måder: ved at bruge dem som kulstof- og energikilde ved tilstedeværelse af en brugbar elektronacceptor, hvorved kulstofskelettet oxideres fuldstændigt til kuldioxid ved at anvende de klorerede organiske stoffer som terminal elektronacceptor i energidannende processer 17

22 Ud over energigivende og koblede redoxreaktioner kan flere klorerede stoffer omsættes ved cometabolisme under både anaerobe og aerobe forhold. Ved cometabolsk nedbrydning reagerer de klorerede stoffer med enzymer, der er involveret i bakteriernes metabolisme. Bakterierne får intet udbytte af reaktionen, og for opretholdelse af vækst kræves tilstedeværelse af et primærsubstrat. I nogle tilfælde kan reaktionen med de klorerede stoffer danne produkter, der er skadelige for bakterierne. Klorerede stoffer, der er svært nedbrydelige, kan ofte nedbrydes cometabolsk. Tabel 3.2. Mikrobielle nedbrydningsmekanismer for 1,1,1-TCA samt udvalgte potentielle nedbrydningsprodukter Aerobe processer Anaerobe processer Kemisk forbindelse Forkortelse Aerob cometabolisme Direkte aerob oxidation Reduktiv deklorering v. halorespiration Direkte anaerob oxidation Anaerob cometabolisme Triklorethan 1,1,1-TCA X X X 1,1-diklorethan 1,1-DCA X X X X Klorethan CA X X X 1,1-diklorethen 1,1-DCE X X Vinylklorid VC X X X X Reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA Klorerede stoffer er relativt oxiderede som følge af tilstedeværelsen af de elektronegative kloratomer. Dette medfører, at de kan agere som elektronacceptorer i redoxprocesser. Ved tilstedeværelsen af en elektrondonor samt en katalysator kan hydrogen substituere klorid ved en proces kaldet reduktiv deklorering. Reduktive deklorering kan kun foregå under anaerobe forhold. Ved reduktiv deklorering fjernes trinvist et kloratom ad gangen. 1,1,1-TCA kan nedbrydes ved reduktiv deklorering til 1,1-DCA og CA (se figur 3.3). Tendensen for klorerede ethaner til at undergå reduktiv deklorering mindskes teoretisk set med lavere antal af kloratomer (Vogel et al., 1987a). 1,1,1-TCA er med tre kloratomer en relativ stærk oxidant og vil derfor relativt let undergå reduktiv deklorering til 1,1-DCA under anaerobe forhold. Oxidationstrinnet for kulstofatomerne i 1,1,1-TCA er +0, mens oxidationstrinnet for kulstofatomerne i 1,1-DCA og CA er henholdsvis -1 og -2. Figur 3.3. Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved reduktiv deklorering. Det er usikkert, hvorvidt CA bliver omsat til ethan. 18

23 Cometabolsk reduktiv deklorering Reduktiv deklorering kan forløbe ved en metabolsk energiproducerende proces eller ved en cometabolsk proces. Begge foregår kun under anaerobe forhold. Det kan være svært at afgøre hvilken proces, der er dominerende, da de nedbrydningsprodukter, der dannes ved de to processer er ens. Endvidere er langt de fleste forsøg udført med blandingsbakteriekulturer med ukendt sammensætning, og det er derfor svært at vide hvilke bakterier, der er ansvarlige for det observerede nedbrydningsforløb. Acetogene og methanogene bakterier kan nedbryde klorerede forbindelser via cometabolsk reduktiv deklorering (El Fantroussi et al., 1998). Generelt deklorerer de acetogene bakterier klorerede stoffer med en højere rate end de methanogene bakterier (van Eekert og Schraa, 2001). Ved cometabolsk reduktiv deklorering af klorerede ethener fjernes som oftest kun et kloratom. I forsøg med renkulturer af acetogene og methanogene bakterier er således kun set deklorering af PCE/TCE til cis-dce (Middeldorp et al., 1999). Formentlig kan det samme forventes for 1,1,1-TCA. Cometabolsk deklorering af 1,1,1-TCA er set i forsøg med renkulturerne; Clostridium sp. (strain TCAIIB) (Gälli og McCarty, 1989), Desulfobacterium autotrophicum og Methanobacterium thermoautotrophicum (Egli et al., 1987). For alle tre renkulturer sås deklorering af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA. I forsøg med blandede bakteriekulturer indeholdende methanogene og acetogene bakterier er set anaerob deklorering af 1,1,1-TCA til CA via 1,1-DCA (Adamson og Parkin, 2000; Chen et al., 1999). Halorespiration Visse bakterier er i stand til at bruge klorerede forbindelser som terminal elektronacceptor og udnytte energien i en proces kaldet halorespiration eller dehalorespiration. For nyligt er det vist, at 1,1,1-TCA kan dekloreres ved halorespiration (Sun et al., 2002) af bakterier kaldet TCA1, som er nært beslægtet med Dehalobacter restrictus. TCA1 anvender H 2 som elektrondonor og 1,1,1-TCA som elektronacceptor. Herved dekloreres 1,1,1-TCA til 1,1- DCA og videre til CA (Sun et al., 2002). Dekloreringen af 1,1,1-TCA forløber hurtigere end dekloreringen af 1,1,-DCA, hvilket medfører, at der ses en akkumulering af 1,1,-DCA før der ses videre deklorering til CA (Sun et al., 2002). Sandsynligvis anvender bakterien TCA1 acetat som kulstofkilde. I forsøg med TCA1-kulturen synes CA at være slutproduktet for reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA. Bakterier af typen Dehalococcoides ethenogens, som kan nedbryde klorerede ethener som PCE og TCE til ethen ved halorespiration, kan formentlig ikke deklorere 1,1,1-TCA eller 1,1- DCA. Det er uvist, om andre typer af Dehalococcoides kan deklorere 1,1,1-TCA. Reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA er dog set i blandede bakteriekulturer indeholdende Dehalococcoides (Duhamel et al., 2002). Dekloreringsrater Anaerob reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA er observeret i en række laboratorieforsøg; laboratorieforsøg med marine sedimenter (Wood et al., 1981; Wood et al., 1985), i methanogene biofilm reaktorer (Bouwer og McCarty, 1982; Vogel og McCarty, 1987b), i renkulturer (Galli og McCarty, 1989; Egli et al., 1987), samt grundvandssedimenter (Parson og Lage, 1985; Klecka et al., 1990; Kromann og Christensen, 1998). Generelt ses, at 1,1,1- TCA dekloreres til CA via 1,1-DCA. Generelt tyder forsøgene også på, at dekloreringen af 1,1-DCA forløber langsommere end dekloreringen af 1,1,1-TCA, og at der primært dannes CA. Tabel 3.3 viser halveringstider for anaerob nedbrydning af 1,1,1-TCA og 1,1- DCA. 19

24 Ved sammenligning med halveringstiderne for abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA angivet i tabel 3.1 ses, at højere nedbrydningshastigheder kan forventes ved biologisk nedbrydning ved reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA. Klecka et al. (1990) har estimeret at biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA er 34 til 150 gange hurtigere end abiotisk nedbrydning af 1,1,1- TCA. CA nedbrydes tilsyneladende ikke ved reduktiv deklorering, men snarere ved abiotisk nedbrydning via hydrolyse, hvorved der dannes ethanol eller acetat, som efterfølgende biologisk kan oxideres til kuldioxid (Vogel og McCarty, 1987a; Vogel et al., 1987; Laughton og Robertson, 1959). Observation af ethan i forsøg med 1,1,1-TCA kan skyldes reduktiv deklorering af 1,1-DCE via VC og ethen til ethan og dermed ikke nødvendigvis anaerob deklorering af CA til ethan. Ethan vil formentlig også oxideres til kuldioxid. Undersøgelser af forureningssammensætning på lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA indikerer også, at der sker en omsætning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA samt CA (Hoekstra et al., 2005, Borden et al., 2006, Fiacco et al., 2005) (se desuden afsnit 4.1). Biologisk reduktiv deklorering af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA og i nogle tilfælde til CA kan forløbe under jernreducerende forhold (Lookman et al., 2004), sulfatreducerende forhold (Klecka et al., 1990; debest et al., 1997; Wrenn og Rittman, 1996) samt methanogene forhold (Klecka et al., 1990; Kromann og Christensen, 1998). 1,1-DCE, der dannes ved abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA vil også nedbrydes ved anaerob reduktiv deklorering, hvorved der dannes VC, som omdannes til ethen og ethan. Reduktiv deklorering af 1,1-DCE forventes primært at forløbe ved halorespiration. Blandt de halorespirerende bakterier er det bakterier af typen Dehalococcoides, der reduktivt kan deklorere 1,1-DCE fuldstændigt til ethen. Formentlig er det dog ikke alle typer af Dehalococcoides, der kan nedbryde 1,1-DCE helt til ethen, men kun Dehalococcoides, der har genet til at udtrykke vinylkloridreduktase, som er det enzym, der er ansvarlig for nedbrydning af VC til ethen. Dehalococcoides anvender ligesom Dehalobacter restrictus brint som elektrondonor og acetat som kulstofkilde. Tabel 3.3. Halveringstider for biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA samt observerede nedbrydningsprodukter under anaerobe forhold. Miljø Halveringstid (dage) Observerede nedbrydningsprodukter Reference Fikseret film-kolonne og batch reaktor med methanogene forhold Laboratorieforsøg med anaerobt sediment Laboratorieforsøg med anaerobt sediment Batchforsøg med blandet anaerob bakteriekultur Feltinjektionsforsøg i lossepladsfane (methanogene forhold) 204 (sulfatreducerende forhold) 1,1,1-TCA 1,1-DCA 1,1-DCA CA 1,1,1-TCA 1,1-DCA 1,1-DCA CA CA? (Ikke analyseret for nedbrydningsprodukter) 1,1,1-TCA 1,1-DCA 1,1,1-TCA 1,1-DCA 90 til 301 Ikke analyseret for nedbrydningsprodukter 128 til 158 (jernreducerede til methanogene forhold) Set dannelse af 1,1-DCA, men ellers ikke analyseret for andre nedbrydningsprodukter Vogel og McCarty, 1987a Wood et al., 1981; Wood et al., 1985 Klecka et al., 1990 Doong og Wu, 1997 Rügge et al.,

25 Inhibering af 1,1,1-TCA-nedbrydning ved tilstedeværelse af andre klorerede forureningskomponenter Tilstedeværelsen af andre organiske forureningskomponenter som f.eks. klorerede ethener eller kloroform kan have en inhiberende effekt på de deklorerende bakterier eller på andre aktive bakterier i det mikrobielle samfund. Flere laboratoriestudier tyder på, at 1,1,1-TCA har en hæmmende virkning på methanproduktionen under anaerob fermentering, hvilket ofte fører til akkumulering af fede syrer. Benson og Hunter (1976) så total hæmning af methanproduktionen samt et fald i ph i laboratorie-fermentorer ved tilsætning af 200 g/l 1,1,1-TCA. Lignende resultater er set af Vagas og Ahlert (1987) som rapporterede signifikant hæmning af både methongenese og acetogenese ved tilsætning af 30 μm 1,1,1-TCA (4000 μg/l). I forsøg med sediment og grundvand tilsat 1,1,1-TCA sås et fald i nedbrydningsraten af 1,1,1-TCA, når koncentrationen blev øget fra 100 g/l til 500 g/l, hvilket forfatterne konkluderer sandsynligvis skyldes hæmning (Klecka et al., 1990). Da fokus hidtil har været på at anvende stimuleret reduktiv deklorering i forbindelse med oprensning af PCE og TCE, har hidtidige undersøgelser været koncentreret om at undersøge risikoen for hæmning af nedbrydning af PCE/TCE ved tilstedeværelse af andre organiske forureninger som f.eks. 1,1,1-TCA og kloroform. Ved tilsætning af 1,1,1-TCA i en koncentration på 40μM (5340 μg/l) til en anaerob fixed-bed -reaktor med kontinuert nedbrydning af TCE til ethen sås hæmning af både methanogenese og acetogenese med midlertidig akkumulering af VC og format. Ved efterfølgende fjernelse af 1,1,1-TCA til indløbet sås fuld genoprettelse af dekloreringsaktiviteten (Wild et al., 1995). Adamson og Parkin (2000) har undersøgt indflydelsen af 1,1,1-TCA og tetraklormethan (CT) på en PCE-nedbrydende bakteriekultur. Ved tilsætning af 1,1,1-TCA (<20 μm) sås nedbrydning til 1,1-DCA og CA, mens CT (<20 μm) sås at dekloreres til kloroform (CF) og diklormethan (DCM). Begge stoffer sås også at hæmme methanproduktionen i forhold til kontrolforsøg uden tilsætning af klorerede stoffer. Ved samtidig tilsætning af 1,1,1- TCA og CT sås hæmning af begge stoffer. Ved tilsætning af PCE (200 μm) sås en langsommere nedbrydning af 1,1,1-TCA og CT med stigende akkumulering af 1,1-DCA og CF. 1,1,1-TCA (<20 μm) havde dog ingen effekt på nedbrydningen af PCE, derimod hæmmede tilsætning af tetraklormethan (10-15 μm) både nedbrydningen af PCE samt nedbrydningen af VC. Lignende resultater er fundet af Duhamel et al. (2002) som observerede total inhibering af nedbrydningen af VC til ethen i en TCE-nedbrydende bakteriekultur (KB-1/TCE) ved tilsætning af mellem 5,2 og 22 M 1,1,1-TCA (700 til 3000 μg/l). Ved tilsætning af CF i 2,5 μm sås komplet hæmning af nedbrydningen af VC (Duhamel et al., 2002). Flere har fundet, at både CT og CF har en hæmmende effekt på nedbrydningen af klorerede ethener. For eksempel observerede Bagley et al. (2000) total inhibering af nedbrydningen af PCE ved tilsætning af henholdsvis 19 μm tetraklormethan og 4 μm kloroform. Kaseros et al. (2000) observerede ligeledes hæmning af nedbrydningen af PCE ved tilsætning af tetraklormethan og kloroform, men hæmningen var kun til stede i en overgangsfase, indtil den PCE-nedbrydende bakteriekultur var akklimatiseret til tetraklormethan og kloroform. På baggrund heraf er det forventeligt, at både CT og CF vil have en negativ effekt på nedbrydningen af 1,1,1-TCA. Samlet tyder gennemgangen af litteraturen på, at man ved koncentrationer af 1,1,1-TCA på mellem 200 og 4000 μg/l kan forvente at se en hæmning af de methanogene bakterier. På lokaliteter forurenet med både 1,1,1-TCA og klorerede ethener vil tilstedeværelse af 21

26 1,1,1-TCA i koncentrationer over 500 μg/l forventes at hæmme nedbrydningen af de klorerede ethener. Det er uvist i hvor høj grad tilstedeværelse af de klorerede ethener vil hæmme nedbrydningen af 1,1,1-TCA. Derimod er det sandsynligt, at tilstedeværelse af klorerede methaner som tetraklormethan og kloroform i koncentrationer over 480 g/l vil hæmme nedbrydningen af 1,1,1-TCA Cometabolsk oxidation under aerobe forhold Under aerobe forhold kan en række klorerede stoffer omsættes ved cometabolsk nedbrydning. Wilson og Wilson (1985) var de første, som observerede, at methanotrofe bakterier var i stand til at nedbryde TCE til kuldioxid under aerobe forhold. Siden er det vist, at en bred vifte af aerobe bakterier kan oxidere TCE, DCE og VC til kuldioxid. Disse inkluderer methan-, propan-, ethen, aromat-, og ammoniumoxiderende bakterier (Alvarez-Cohen og Speitel, 2001). Også 1,1,1-TCA og 1,1-DCA kan nedbrydes cometabolsk, selv om nedbrydningen af 1,1,1-TCA er mere begrænset og forløber langsommere sammenlignet med TCE (Alvarez-Cohen og Speitel, 2001). Generelt falder nedbrydningshastigheden med stigende antal kloratomer inden for en serie af klorerede stoffer (ethaner, ethener og methaner). Sammenlignet med andre reaktionsmekanismer er cometabolsk oxidation generelt en relativ hurtig proces. Nedbrydningsvejen for ethener under aerobe forhold er kun undersøgt for TCE med methanotrofe bakterier. Det første trin er en epoxidering af TCE til TCE-epoxid, der udføres af de methanotrofe bakterier. TCE-epoxidet er meget reaktivt og omdannes hurtigt til forskellige C 1 - eller C 2 -forbindelser som organiske syrer, der mineraliseres til kuldioxid af methanotrofe eller heterotrofe bakterier (Uchiyama, 1992; Fox et al., 1990; Little et al., 1988). Nedbrydning af 1,1,1-TCA forløber via 2,2,2-triklorethanol og trikloracetat (Oldenhuis et al., 1989; Yagi et al., 1999), som sandsynligvis nedbrydes videre til kuldioxid af heterotrofe bakterier (se figur 3.4). Også 1,1-DCA og CA kan nedbrydes ved co-oxidation (Henson et al., 1989; Scheutz et al., 2004). Et fælles karakteristika for de aerobe bakterier, der cometabolsk kan nedbryde klorerede stoffer, er det uspecifikke enzym oxygenase, der katalyserer det første trin i nedbrydningen. Ved cometabolsk nedbrydning opnår bakterien hverken energi eller kulstof, og for at opretholde vækst behøver organismen et primærsubstrat som f.eks. methan, toluen eller phenol. Figur 3.4. Mikrobiologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ved aerob cometabolsk nedbrydning. 22

27 For at cometabolsk aktivitet skal kunne opretholdes, skal primærsubstratet endvidere være til stede i en relativ høj koncentration i forhold til de klorerede stoffer, og der skal være aerobe forhold. Da disse forhold sjældent er til stede i forureningskilden eller i størstedelen af en forureningsfane, regnes aerob cometabolisme generelt ikke for at være den primære nedbrydningsvej for klorerede stoffer i forurenede grundvandssystemer Direkte oxidation Ved direkte oxidation optræder det klorerede stof som elektrondonor, mens f.eks. ilt, sulfat, jern(iii) eller andre oxiderede forbindelser optræder som elektronacceptorer. Direkte oxidation af klorerede stoffer kan således forløbe under både aerob og anaerobe forhold. 1,1,1-TCA regnes ikke for at være nedbrydelige via direkte oxidation. Der er til dato ikke fundet mikroorganismer, der kan anvende 1,1,1-TCA som primærsubstrat under aerobe forhold. Under aerobe forhold er eneste mulige nedbrydningsvej for 1,1,1-TCA således ved aerob cometabolsk nedbrydning som tidligere beskrevet i afsnit Viden om nedbrydning af klorerede ethaner som f.eks. 1,1-DCA og CA ved direkte oxidation meget begrænset. Under anaerobe forhold kan 1,1,1-TCA abiotisk omdannes til 1,1-DCE som reduktiv kan dekloreres til VC (se afsnit 3.1 og 3.2.1). VC vides at kunne nedbrydes ved både direkte aerob oxidation og direkte anaerob oxidation. Direkte aerob oxidation Ved direkte aerob oxidation optræder oxygen som elektronacceptor og mikroorganismen får både energi og kulstof ved nedbrydning af den klorerede forbindelse. Tilstedeværelsen af kloratomer gør et stof mere oxideret sammenlignet med dets ikke-klorerede analog. Dette medfører, at de lavere klorerede stoffer (mest reducerede) har størst tendens til at omsættes ved direkte oxidation. Under aerobe forhold kan VC mineraliseres til kuldioxid gennem direkte oxidation (Davis og Carpenter, 1990; Bradley og Chapelle, 1998a; 1998b; 2000). VC kan under aerobe forhold benyttes som primærsubstrat, hvilket betyder, at mikroorganismer kan anvende VC som kulstofkilde til vækst og stofskifte (Hartmans et al., 1985; Hartmans og debont, 1992). Generelt er aerob nedbrydning af VC en relativ hurtig proces sammenlignet med anaerob reduktiv deklorering (Wiedemeier et al., 1999). Direkte anaerob oxidation VC kan mineraliseres til kuldioxid under anaerobe forhold. I en serie forsøg udført af Bradley og Chapelle (1998a) er 14 C-mærket VC mineraliseret til kuldioxid under forskellige anaerobe forhold inkluderende Fe(III)-reducerende, sulfat-reducerende samt methanogene forhold. Hastigheden og graden af mineralisering aftog med stigende reducerede forhold. Yderligere kan organiske forbindelser som humussyrer fungere som elektronacceptor for anaerob oxidation af VC (Bradley og Chapelle, 1998). Bakteriers evne til at oxidere VC til ikke-toksiske produkter under anaerobe forhold kan være betydende i tilfælde, hvor naturlig nedbrydning påtænkes at anvendes til oprensning eller afgrænsning af udbredelse af en forurening med klorerede opløsningsmidler. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE og efterfølgende reduktiv deklorering af 1,1- DCE til VC i kilden og centrale dele af forureningsfanen efterfulgt af anaerob oxidation i yderzonerne af fanen kan være en mulig nedbrydningsvej for fuldstændig nedbrydning af 1,1,1-TCA. 23