Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved stimuleret reduktiv dechlorering

Transkript

1 Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved stimuleret reduktiv dechlorering Treatability-forsøg for lokaliteterne: Baldersbækvej, Høje Taastrup Vej og Vasbyvej Mette M. Broholm, Charlotte Scheutz og Poul L. Bjerg DTU Miljø

2

3 Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved stimuleret reduktiv dechlorering Treatability-forsøg for lokaliteterne: Baldersbækvej, Høje Taastrup Vej og Vasbyvej. Et samarbejdsprojekt mellem DTU Miljø og Region Hovedstaden Udarbejdet af: Lektor Mette M. Broholm Lektor Charlotte Scheutz Professor Poul L. Bjerg DTU Miljø Marts 2009

4 Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved stimuleret reduktiv dechlorering Treatability-forsøg for lokaliteterne: Baldersbækvej, Høje Taastrup Vej og Vasbyvej. Forfattere: Mette M. Broholm, Charlotte Scheutz og Poul L. Bjerg Font: Garamond Grafik: Forfatterne, Birthe Brejl og Torben Dolin Omslag: Lisbet Brusendorff ISBN DTU Miljø Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet Miljøvej, B113, DK-2800 Kgs. Lyngby Tlf: (+45) Fax: (+45) Publikationen kan downloades på:

5 Indhold INDHOLD 1 FORORD 3 SAMMENFATNING OG ANBEFALINGER 5 1 INDLEDNING OG FORMÅL Baggrund Formål Nedbrydning af 1,1,1-TCA 10 2 LOKALITETERNE Baldersbækvej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning Høje Taastrup Vej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning Vasbyvej Historik Geologi Redoxforhold Forureningsudbredelse og -sammensætning Dokumentation af nedbrydning ved isotopfraktionering Specifikke nedbrydere 21 3 EKSPERIMENTELT Udtagelse af kerneprøver og grundvand Opsætning af anaerobe flaskeforsøg Materiale og grundvand Tilsætning af stoffer Stimulering og bioaugmentering Monitering Frekvens og parametre Prøvetagning og analyser 27 4 RESULTATER Baldersbækvej Omsætning af donor Udvikling i redoxforhold Nedbrydning af chlorerede ethaner Nedbrydning af chlorerede ethener 33 1

6 4.1.5 Sammenfatning og diskussion af resultater for Baldersbækvej Høje Taastrup Vej Omsætning af donor Udvikling i redoxforhold Nedbrydning af chlorerede ethaner Nedbrydning af chlorerede ethener Sammenfatning og diskussion af resultater for Høje Taastrup Vej Vasbyvej Omsætning af donor Udvikling i redoxforhold Nedbrydning af chlorerede ethaner Nedbrydning af chlorerede ethener Isotopfraktionering Specifikke nedbrydere Sammenfatning og diskussion af resultater for Vadsbyvej 53 5 DISKUSSION 57 6 KONKLUSIONER OG ANBEFALINGER 63 7 REFERENCELISTE 67 BILAG 1 BALDERSBÆKVEJ 1.1 Donor, fermentering 1.2 Redoxudvikling 1.3 Nedbrydning af chlorerede ethaner 1.4 Nedbrydning af chlorerede ethener 2 HØJE TAASTRUP VEJ 2.1 Donor, fermentering 2.2 Redoxudvikling 2.3 Nedbrydning af chlorerede ethaner 2.4 Nedbrydning af chlorerede ethener 3 VASBYVEJ 3.1 Donor, fermentering 3.2 Redoxudvikling 3.3 Nedbrydning af chlorerede ethaner 3.4 Nedbrydning af chlorerede ethener 3.5 Isotopfraktionering 3.6 Specifikke nedbrydere 2

7 Forord I Danmark er der de seneste år gennemført pilotforsøg med stimuleret reduktiv dechlorering på flere lokaliteter i Region Hovedstaden og Region Syddanmark. Stimuleret reduktiv dechlorering har dog primært været anvendt til oprensning af lokaliteter forurenet med chlorerede ethener; primært perchlorethen (PCE) og trichlorethen (TCE). Der er således kun få erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-trichlorethan (1,1,1- TCA) ved anvendelse af reduktiv dechlorering. 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 dechlorering 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 chlorerede opløsningsmidler som f.eks. PCE og TCE. Sammenlignet med andre chlorerede stoffer som f.eks. PCE og TCE er nedbrydningen af 1,1,1-TCA mere kompleks, idet ikke kun biologisk men også abiotisk nedbrydning spiller en vigtig rolle. Ved nedbrydning af 1,1,1-TCA ses ofte akkumulering af 1,1-dichlorethan (1,1-DCA) og/eller chlorethan (CA), hvilket er problematisk, da disse stoffer begge er sundhedsskadelige. 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 dechlorering som afværgeteknologi på danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA. Der er i 2006 gennemført en opsamling af den eksisterende viden om nedbrydning af 1,1,1-TCA med særlig fokus på anaerob dechlorering (Scheutz et al., 2006). Endvidere er indsamlet erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-TCA ved hjælp af reduktiv dechlorering. I nærværende projekt ønskes det biologiske potentiale for at anvende stimuleret reduktiv dechlorering som afværgeteknologi på tre danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA undersøgt. Projektet indbefatter udførsel af laboratorieforsøg med sediment og grundvand tilsat 1,1,1-TCA, donor, bakterier og chlorerede ethener. Rapporten er udført som en del af et samarbejdsprojekt om mikrobielle oprensningsmetoder mellem DTU Miljø på Danmarks Tekniske Universitet og Region Hovedstaden. Projektgruppen har bestået af: Mette M. Broholm, DTU Miljø, Danmarks Tekniske Universitet Charlotte Scheutz, DTU Miljø, Danmarks Tekniske Universitet Poul L. Bjerg, DTU Miljø, Danmarks Tekniske Universitet Henriette Kerrn-Jespersen, Region Hovedstaden Carsten Bagge Jensen, Region Hovedstaden Jens S. Sørensen, Mona Refstrup, Karina B. Henriksen og Erik Lange, DTU Miljø, har forestået/bidraget til prøvetagning af materialer, samt opsætning og monitering af forsøgene, herunder analyse af prøverne. Isotopanalyser er udført af Daniel Hunkeler, University of Neuchatel. Analyser for specifikke bakterier er udført af SiREM, Canada. Neal Durant, Geosyntec, U.S.A., og Phil Dennis, 3

8 4 SiREM, Canada, har bidraget til diskussion af specifikke bakterier og nedbrydning. Birthe Brejl og Torben Dolin, DTU Miljø, har bistået med udarbejdelse af figurer.

9 Sammenfatning og anbefalinger Denne rapport omhandler treatability-forsøg for nedbrydning af 1,1,1-trichlorethan (1,1,1-TCA) ved stimuleret reduktiv dechlorering for lokaliteterne Baldersbækvej, Høje Taastrup Vej og Vasbyvej i Region Hovedstaden. Forsøgene var anbefalet i et forudgående litteraturstudie af Scheutz et al. (2006), hvor nedbrydningsveje for 1,1,1- TCA og udenlandske erfaringer med stimuleret reduktiv dechlorering for 1,1,1-TCA er gennemgået. Lokaliteter På Høje Taastrup Vej er overvejende konstateret forurening med 1,1,1-TCA, mens der på Balderbækvej og Vasbyvej er tale om blandingsforureninger af 1,1,1-TCA og PCE og/eller TCE. Kildeområderne træffes på alle 3 lokaliteter i moræneler. På de 2 sidstnævnte er forureningsfanerne spredt i sekundære magasiner i indlejrede sandlag. Naturlig nedbrydning Forholdene i kildeområdet på Høje Taastrup Vej er aerobe til nitratreducerende; og udover 1,1,1-TCA består forureningen primært af det abiotiske nedbrydningsprodukt 1,1-DCE. Forholdene i kildeområdet på Vasbyvej og den del af kildeområdet på Baldersbækvej, hvor 1,1,1-TCA træffes, er mere reducerede (jern- til sulfatreducerende); og på begge lokaliteter er 1,1-DCA, det biotiske nedbrydningsprodukt fra 1,1,1-TCA, dominerende. På Vasbyvej træffes de biotiske nedbrydningsprodukter CA fra 1,1,1- TCA samt cis-dce og VC fra PCE og TCE tillige. Forholdene i det sekundære grundvandsmagasin er på begge lokaliteter jernreducerende; og 1,1-DCA dominerer de chlorerede ethaner. Specifikke nedbrydere for chlorerede ethaner, Dehalobacter (Dhb), træffes i større antal end formodet baggrundsniveau i kildeområderne på Vasbyvej og Baldersbækvej. Specifikke nedbrydere for chlorerede ethener (Dhc) med genet for nedbrydning af VC (Vcr) træffes i kildeområdet på Vasbyvej og er detekteret i kildeområdet på Høje Taastrup Vej. Treatability-forsøg Treatability-forsøgene har omfattet abiotiske kontroller (autoklaverede), biotiske kontroller, stimulerede flasker (tilsat laktat) og bioaugmenterede flasker (tilsat laktat og bakteriekulturerne KB1 og ACTIII med specifikke bakterier for nedbrydning af chlorerede ethener hhv. chlorerede ethaner). På Baldersbækvej og Vasbyvej er opsat forsøg med materiale fra både kildeområdet (moræneler og grundvand) og fra fanen i det sekundære magasin (sand og grundvand), mens der på Høje Taastrupvej alene er opsat forsøg med materiale fra kildeområdet. Foruden forsøg tilsat 1,1,1-TCA (alle lokaliteter, kildeområder og faner) er opsat forsøg med både 1,1,1-TCA og PCE eller TCE, TCE alene, 1,1-DCE og CA for udvalgte lokaliteter/områder. Treatabilityforsøgene er moniteret med aftagende frekvens over en periode på 295 dage for Baldersbækvej og Høje Taastrup Vej og 259 dage for Vasbyvej. Omsætning af donor og redoxforhold I alle treatability-forsøgene tilsat donor i form af laktat sker fermentering og udvikling i redoxforhold for alle tre lokaliteter omtrent som forventet. Videre omsætning af fermenteringsprodukter fra donor samt dannelse af methan inhiberes dog tilsyneladende ved tilstedeværelse af 1,1,1-TCA. 1,1,1-TCA nedbrydning 1,1,1-TCA nedbrydes langsomt i forsøg for alle 3 lokaliteter. Der ses tegn på nedbrydning af 1,1,1-TCA i såvel enkelte abiotiske kontroller (om end svage) som biotiske fla- 5

10 sker (biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker). I flasker, hvor 1,1,1-TCA er tilsat, er det kun for biotiske flasker repræsenterende kildeområdet på Baldersbækvej, at nedbrydningen af 1,1,1-TCA var komplet efter forsøgstiden på ca mdr. ( dage). Startkoncentrationen af 1,1,1-TCA i disse flasker var lavere end i flasker repræsenterende kildeområderne på de andre lokaliteter tilsat 1,1,1- TCA, og de vandige koncentrationer aftog indledende som følge af sorption til sedimentet. Nedbrydningen af 1,1,1-TCA resulterede tilsyneladende ikke i (eller ikke alene i) dannelse af 1,1-DCA (eller CA) før stærkt reducerende forhold (sulfatreducerende methanogene) var opnået i flaskerne. Nedbrydningen af 1,1,1-TCA i flasker repræsenterende kildeområde og fane på Vasbyvej er dokumenteret ved isotopfraktionering. Det er muligt, at en del af nedbrydningen af 1,1,1-TCA skete ved abiotisk hydrolyse til acetat. Stimulering og bioaugmentering havde ingen væsentlig effekt på nedbrydningen af 1,1,1-TCA for kildeområderne på Baldersbækvej og Vasbyvej, hvorimod stimulering tilsyneladende var nødvendig for kildeområdet på Høje Taastrup Vej og fanerne på Baldersbækvej og Vasbyvej. I stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet på Vasbyvej, som ikke var tilsat 1,1,1-TCA men alene TCE, og som havde et startindhold af 1,1,1- TCA fra sedimentet, observeredes hurtigere og komplet nedbrydning af 1,1,1-TCA indenfor ca. 1 mdr. Et højt startindhold af 1,1-DCA i disse gør det ikke muligt at se, om 1,1,1-TCA blev nedbrudt til 1,1-DCA. Der var ikke opsat biotiske kontroller alene tilsat TCE. 1,1-DCA nedbrydning Nedbrydning af 1,1-DCA til CA er alene set i flasker, som ikke var tilsat 1,1,1-TCA, og alene i bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet på Vasbyvej, stimulerede flasker repræsenterende fanen på Vasbyvej, og i ene dublet af bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet på Høje Taastrup Vej. Isotopfraktionering dokumenterede nedbrydningen af 1,1-DCA i en flaske repræsenterende kildeområdet på Vasbyvej og indikerede, at der tillige var begyndende nedbrydning af 1,1-DCA i den bioaugmenterede flaske fra fanen. Der er først observeret nedbrydning af 1,1-DCA efter (omtrent) komplet nedbrydning (eller fravær) af 1,1,1-TCA, og nedbrydningen ses sideløbende med betydelig methanproduktion. Der er ikke observeret nedbrydning af CA i nogen flasker indenfor forsøgsperioden på 9-10 mdr. Potentiale for SRD af 1,1,1-TCA Det synes overvejende at være 1,1,1-TCAs inhiberende effekt, som i flaskeforsøgene bevirker den meget langsomme nedbrydning til CA. På en del lokaliteter, herunder Baldersbækvej og Vasbyvej, er koncentrationsniveauet af 1,1,1-TCA i dag begrænset og det er 1,1-DCA, som dominerer. Det vil formentligt her være muligt at stimulere en hurtigere omsætning til CA. Der er dog intet, der tyder på, at videre omsætning af CA vil ske under stærkt reducerede forhold. Det væsentligste problem ved stimuleret reduktiv dechlorering af chlorerede ethaner er således ophobningen af CA. I biotiske kontroller repræsenterende fanen på Vasbyvej, hvor forholdene er jern-sulfatreducerende, er heller ikke set indikationer på CA nedbrydning. CA kan hydrolyseres til ethanol (abiotisk) (Scheutz et al. 2006). CA, som fra et område under oprensning ved stimuleret reduktiv dechlorering spredes til et grundvandsmagasin, vil muligvis omsættes ved abiotisk hydrolyse. 6

11 SRD af 1,1,1-TCA på morænelerslokaliteter Ved in-situ SRD på morænelerslokaliteter har diffusionsbegrænsninger betydning for effekten. Ved betydelige koncentrationer af 1,1,1-TCA sorberet i lermatrix, kan desorption og diffusion af 1,1,1-TCA meget vel tænkes at resultere i en særdeles langsom effekt af SRD i matrix. Det kan derfor på det foreliggende grundlag ikke anbefales at anvende SRD på lokaliteter med betydelige 1,1,1-TCA koncentrationer i matrix uden andet forudgående tiltag til minimering af 1,1,1-TCA. På 2 af de 3 lokaliteter er de chlorerede ethaner domineret af 1,1-DCA. På lokaliteter (eller dele af lokaliteter), hvor der overvejende træffes 1,1-DCA i matrix, forventes umiddelbart de samme muligheder og begrænsninger for omsætning af 1,1-DCA til CA ved SRD, som for omsætning af cis-dce til VC. Dog er der indikationer på, at forholdene skal være mere reducerede, før 1,1-DCA nedbrydes, end det er tilfældet for cis-dce. Men det er vanskelligt at vurdere på basis af flaskeforsøgene p.gr.af den inhiberende effekt fra 1,1,1-TCA. Stærkt anaerobe forhold kan være vanskellige at opnå i matrix. Den største udfordring vurderes at ligge i, om der sker nedbrydning af CA. Hvis CA nedbrydes ved abiotisk hydrolyse under mindre reducerede forhold (jf. Scheutz et al., 2006), kan CA muligvis omsættes abiotisk i matrix, men det forventes at være en langsom proces. Dette kan bedst belyses ved undersøgelser på lokaliteter, hvor der foregår reduktiv dechlorering af 1,1,1-TCA og 1,1-DCA, eller vedet pilotforsøg på en morænelerslokalitet med 1,1-DCA som dominerende forureningskomponent i matrix (evt. sammen med cis-dce). Processer og udvikling i matrix ved SRD på morænelerslokaliteter er endnu relativt dårligt belyst, men resultater fra pilotforsøg på Rugårdsvej, Odense (Jørgensen et al. 2007b) tyder lovende for chlorerede ethener. Det anbefales at undersøge fordelingen af 1,1,1-TCA, 1,1-DCA og CA i moræneler (sprækker/sandslirer og matrix) på en/flere lokaliteter, hvor der foregår stimuleret eller naturlig reduktiv dechlorering af 1,1,1-TCA og 1,1-DCA, samt at afprøve SRD af 1,1-DCA i pilotskala på en morænelerslokalitet (eller del deraf) med 1,1-DCA som dominerende stof og uden betydelig 1,1,1-TCA koncentration i matrix. Vasbyvej lokaliteten er et eksempel på en lokalitet, hvor naturlig reductiv dechlorering foregår, og Vesterbrogade 39 er et eksempel på en lokalitet med SRD af 1,1,1-TCA. Abiotisk omsætning af 1,1,1-TCA ved autoklavering Autoklavering (opvarmning til 120 C) af flasker med 1,1,1-TCA resulterede i abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE. 1,1-DCE kan nedbrydes fuldstændigt ved SRD. Observationen er interessant, idet en potentiel oprensningsmetode i kildeområder med chlorerede opløsningsmidler (herunder 1,1,1-TCA) er termisk behandling efterfulgt af SRD af VC. Termisk behandling kan omfatte lermatrix. Der blev også set indikation på abiotisk nedbrydning af 1,1-DCA til VC, men kun i beskedent omfang. Effekt af 1,1,1-TCA for SRD af chlorerede ethener Der er ikke observeret nogen betydning af 1,1,1-TCA for omsætningen af PCE og TCE til cis-dce. Derimod kan 1,1,1-TCA tilsyneladende bevirke en langsommere omsætning af cis-dce og muligvis helt inhibere nedbrydning. Der er ikke set nogen effekt af 1,1-DCA eller CA på nedbrydningen af cis-dce og VC. Det er formodentlig kun på lokaliteter med relativt høje koncentrationer af 1,1,1-TCA (>500 μg/l), at chlorerede ethaner vil være af væsentlig betydning for succesfuld oprensning af de chlorerede ethener. 7

12 Ved tilstedeværelse af 1,1,1-TCA eller 1,1-DCA vil SRD for chlorerede ethener sandsynligvis føre til hel eller delvis reduktiv dechlorering af disse til CA. CA er mere mobil end 1,1,1-TCA og 1,1-DCA, men kan potentielt omsættes abiotisk, om end det forventes at være en langsom proces. Mindre indhold af 1,1,1-TCA eller 1,1-DCA på lokaliteter overvejende forurenet med chlorerede ethener forventes umiddelbart ikke at udgøre et problem i forhold til anvendelse af stimuleret reduktiv dechlorering, men det bør overvejes i de enkelte tilfælde, og der bør moniteres for CA. For at opnå mere viden herom anbefales det at monitere både i behandlingsområdet og nedstrøms dette for chlorerede ethaner (specielt CA) på igangværende oprensningsprojekter for chlorerede ethener, hvor der er mulighed for at chlorerede ethaner optræder (ofte er der formodentlig ikke analyseret for 1,1-DCA og CA, hvis 1,1,1- TCA ikke er truffet i betydelig koncentration). Fuldskalaoprensningen af TCE på Gl. Kongevej 39 (Damgård et al., 2008) er en oplagt mulighed for at opnå større viden om SRD af en blandingsforurening domineret af chlorerede ethener med mindre indhold af chlorerede ethaner, idet der optræder 1,1,1-TCA og moniteres for 1,1,1-TCA, 1,1- DCA og CA i grundvand. Ved senere vurdering af effekten af SRD i matrix ved analyse af sedimentprøver (lerkerner) bør chlorerede ethaner medtages. Videreførsel af treatability-forsøgene Med hensyn til omsætning af 1,1,1-TCA og 1,1-DCA ses en lovende udvikling i nogle flaskeforsøg, som det er værd at forfølge. Desuden er det muligt at supplerende tilsætning af donor og gentagen bioaugmentering kan fremme processerne. Det er derfor besluttet, at forsøgene videreføres i REMTEC regi, og at der tilsættes supplerende donor til en af dubletterne for de stimulerede, samt at en af dubletterne for de bioaugmenterede flasker bioaugmenteres igen. Dette blev gennemført umiddelbart efter den seneste her rapporterede prøvetagningsrunde. Ved afslutning af forsøgene udarbejdes et datanotat og en videnskabelig artikel. Kombineret abiotisk og biotisk behandling Kombination af termisk behandling for abiotisk omsætning af 1,1,1-TCA og biotisk omsætning af abiotiske nedbrydningsprodukter synes som nævnt at være en potentiel mulighed. En kombination af abiotisk og biotisk omsætning ved behandling med nanojern og en donor er observeret effektiv for nedbrydning af 1,2-DCA (uden dannelse af CA) i blandingsforurening med chlorerede ethener (Brown 2008). Den abiotiske nedbrydning af 1,2-DCA sker imidlertid ved en anden proces end abiotisk nedbrydning af 1,1-DCA og udgør således ikke en umiddelbar løsning. Det vurderes dog interessant at arbejde videre med kombinering af abiotisk og biotisk nedbrydning for behandling af chlorerede ethaner. Afhængig af bl.a. lokalitetsvalg i REMTEC overvejes det at undersøge brug af kombinationer af biotisk og abiotisk nedbrydning for behandling af chlorerede ethaner nærmere. 8

13 1 Indledning og formål 1.1 Baggrund I Danmark er der de seneste år gennemført pilotforsøg med stimuleret reduktiv dechlorering på flere lokaliteter i Region Hovedstaden og Region Syddanmark. Stimuleret reduktiv dechlorering har dog primært været anvendt til oprensning af lokaliteter forurenet med chlorerede ethener; primært perchlorethen (PCE) og trichlorethen (TCE). Der er således kun få erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-trichlorethan (1,1,1- TCA) ved anvendelse af reduktiv dechlorering. 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 dechlorering 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 chlorerede opløsningsmidler som f.eks. PCE og TCE. Sammenlignet med andre chlorerede stoffer som f.eks. PCE og TCE er nedbrydningen af 1,1,1-TCA mere kompleks, idet ikke kun biologisk men også abiotisk nedbrydning spiller en vigtig rolle. Ved nedbrydning af 1,1,1-TCA ses ofte akkumulering af 1,1-dichlorethan (1,1-DCA) og/eller chlorethan (CA), hvilket er problematisk, da disse stoffer begge er sundhedsskadelige. 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 dechlorering som afværgeteknologi på danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA. Der er i 2006 gennemført en opsamling af den eksisterende viden om nedbrydning af 1,1,1-TCA med særlig fokus på anaerob dechlorering (Scheutz et al., 2006). Endvidere er indsamlet erfaringer med in situ oprensning af 1,1,1-TCA ved hjælp af reduktiv dechlorering. I nærværende projekt ønskes det biologiske potentiale for at anvende stimuleret reduktiv dechlorering som afværgeteknologi på tre danske lokaliteter forurenet med 1,1,1-TCA undersøgt. Projektet indbefatter udførsel af laboratorieforsøg med sediment og grundvand tilsat 1,1,1-TCA, donor, bakterier og chlorerede ethener. 1.2 Formål Projektets overordnede formål er at belyse muligheden for at anvende stimuleret in situ reduktiv dechlorering som afværgeteknologi i forhold til danske lokaliteter, der er forurenet med 1,1,1-TCA. Udførsel af laboratorieforsøg vil kunne tilvejebringe en vurdering af det naturlige nedbrydningspotentiale samt potentialet for stimuleret dechlorering som følge af donor- og bakterietilsætning. Desuden vil forsøgene føre til en viden om potentielle nedbrydningsprodukter og nedbrydningsveje samt bidrage til opbygning af praktisk erfaring med monitering (prøvetagning og analyse). 9

14 1.3 Nedbrydning af 1,1,1-TCA Figur 1.1 viser en oversigt over mulige abiotiske og biotiske nedbrydningsveje for 1,1,1-TCA. Beskrivelsen af nedbrydningen af 1,1,1-TCA er gengivet fra Scheutz et al. (2006). Hydrolyse 1,1,1-TCA R.D. Dehydrohalogenering 1,1-DCA 1,1-DCE Acetat R.D. Hydrolyse Klorethan (CA) Hydrolyse Ethanol Oxidation R.D. VC R.D. Ethen R.D.? Ethan Oxidation Oxidation CO 2 Oxidation Abiotisk proces (aerob el. anaerob) Biotisk proces (aerob el. anaerob) R.D. = Reduktiv deklorering (kun anaerob) Figur 1.1. Nedbrydning af 1,1,1-TCA ved biologiske og abiotiske processer. Reduktiv dechlorering af CA til ethan er usikker, da der oftest kun ses delvis omsætning til ethan (<10 %). Derfor er nedbrydningsvejen markeret med stiplet linje og spørgsmålstegn. Det er muligt, at små mængder af ethan dannes ved reduktion af ethen produceret ved abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA frem for ved reduktiv dechlorering af CA. Bemærk den grønne og røde farve på procespilene, som indikerer hhv. biotisk og abiotisk nedbrydning. Fra Scheutz et al. (2006). Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA kan ske ved hydrolyse, hvorved der dannes acetat samt ved dehydrohalogenering (elimination), hvorved der dannes 1,1-DCE. Acetat kan mineraliseres biologisk til kuldioxid. 1,1-DCE kan nedbrydes mikrobielt ved anaerob reduktiv dechlorering via VC til ethen og ethan. Derudover kan VC oxideres under anaerobe forhold til kuldioxid. 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 dechlorering, hvorved der dannes 1,1-DCA, som kan dechloreres til CA. Den mest sandsynlige nedbrydningsvej for CA er ved hydrolyse til ethanol eller evt. acetat. Både ethanol og acetat kan oxideres til kuldioxid under anaerobe eller aerobe forhold. Hydrolyse af CA er set i abiotiske forsøg, mens CA tilsyneladende akkumuleres i mikrobielle 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. Aerob co-oxidation kan derfor have relevans på aerobe lokaliteter. 10

15 2 Lokaliteterne Der er udvalgt 3 lokaliteter i Region Hovedstaden for vurdering af stimuleret reduktiv dechlorering som afværgeteknologi for 1,1,1-TCA forurening. På de 3 lokaliteter er der konstateret forurening med 1,1,1-TCA eller nedbrydningsproduktet 1,1-DCA heraf i betydelig koncentration. På 2 af lokaliteterne er tillige konstateret væsentlig forurening med PCE og/eller TCE. Ens for de 3 lokaliteter er, at forureningen overvejende træffes i moræneler, og at der er konstateret påvirkning af et underliggende grundvandsmagasin. En nærmere beskrivelse af hver lokalitet er givet i de følgende afsnit. Sidst i kapitlet præsenteres resultater for indholdet af specifikke nedbrydere i grundvandet på de 3 lokaliteter. 2.1 Baldersbækvej Følgende gennemgang af lokaliteten på Baldersbækvej er baseret på Hedeselskabet (2005), Orbicon (2006a) og Orbicon (2006b) og i store træk gengivet fra Scheutz et al. (2006) Historik På lokaliteten Baldersbækvej har der tidligere været filmeftersyn, filmklipning og reprografisk virksomhed. Der har været en oplagsplads samt en olieudskiller til de kemikalier, der har været anvendt. På nuværende tidspunkt er der ortopædklinik, kontor og lagerbrug på lokaliteten Geologi Geologien på lokaliteten er karakteriseret ved et fyldlag (sand, muld, ler), der strækker sig ned til 1,2 til 2,4 m.u.t. I dybden 2 til 5 m.u.t. findes et lag af moræneler og herunder, i dybden 4,8 til 5,6 m.u.t., et lag af smeltvandssand, som udgør det sekundære grundvandsmagasin. Det sekundære grundvandsmagasin er underlejret af et lag af moræneler, der findes 5 til 12 m.u.t. Det primære kalkmagasin findes i en dybde af 12 m.u.t. En grundvandshastighed på 10 m/år er estimeret for det sekundære magasin Redoxforhold Der er anaerobe forhold i det sekundære grundvandsmagasin på lokaliteten med generelt lave koncentrationer af nitrat (0,05 til 0,14 mg/l). Koncentrationen af opløst jern er mellem 0,7 og 1 mg/l, mens sulfatindholdet er mellem 21 og 36 mg/l. Det vurderes, at der er jernreducerende til sulfatreducerende forhold i det sekundære magasin på lokaliteten Forureningsudbredelse og -sammensætning Forureningen på Baldersbækvej er primært domineret af PCE, som findes i så høje koncentrationer i moræneler i kildeområdet (21 mg/kg i M4), at fri fase vurderes at kunne være til stede. PCE er fundet i vandkoncentrationer op til ca µg/l (nedstrøms kildeområdet). Kildeområdet for PCE forureningen er beliggende omkring 11

16 M3, M4 og M11. Der er tidligere konstateret et blandet PCE og 1,1,1-TCA kildeområde omkring B1 og B6 ved en olieudskiller med jordkoncentrationer af PCE på op til 650 mg/kg og af 1,1,1-TCA på 190 mg/kg i moræneler 4-5 m u.t. I grundvandet er tidligere konstateret 1,1,1-TCA i koncentrationer op til 370 µg/l. I den følgende gennemgang af forureningen på lokaliteten vil de nyeste analyseresultater fra prøvetagning den 8. november 2006 blive benyttet, da disse inkluderer CA (Orbicon, 2006b). Resultaterne fra denne prøvetagning er på nær indholdet af 1,1,1- TCA sammenlignelige med resultater opnået ved tidligere prøvetagninger i 2004 og 2005 (Orbicon, 2005). B10 B7 B5 N B1 M2 M3 B6 M1 B11 <0, ,0 M11 M4 M5 B12 B8 B13 B2 B3 B4 B9 Konc. µg/l 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA 1,1-DCE Baldersbækken ,0 B19 B18 M10 B17 B15 B20 B22 M8 M9 M ,0 M ,0 B14 B21 Nr. 3 Nr. 5 B16 Baldersbækvej Nr. 1 Industribuen M16 M13 M12 B20 M14 M Meter Figur 2.1. Fordeling af 1,1,1-TCA, 1,1-DCA, CA og 1,1-DCE i det sekundære grundvandsmagasin på lokaliteten Baldersbækvej. Data er fra analyser udtaget (Orbicon, 2006b). Rød elipse angiver PCE kildeområde og blå elipse angiver blandet 1,1,1-TCA og PCE kildeområde. 1,1,1-TCA er observeret i koncentrationer mellem 29 og 37 µg/l. Ved tidligere analyser i 2004 og 2005 er dog analyseret op til 370 µg/l (Orbicon, 2005). Det er muligt, at der er sket en nedbrydning af 1,1,1-TCA siden disse målinger blev udført. 1,1-DCA er fundet i koncentrationer mellem 38 og 775 µg/l, hvoraf højeste koncentration er i 12

17 boring B6 ved den omtalte olieudskiller vest for PCE kildeområdet. 1,1-DCA er dog også fundet i høje koncentrationer nedstrøms B6 (Se figur 2.1). CA er fundet i koncentrationer mellem 11 og 99 µg/l, hvoraf de højeste koncentrationer ligeledes findes vest for PCE-kildeområdet (figur 2.1). Af de chlorerede ethaner findes 1,1-DCA således i de højeste koncentrationer. Der er hverken observeret ethen eller ethan på lokaliteten. Tabel 2.1. Koncentrationsniveauer af chlorerede ethener samt 1,1,1-TCA og nedbrydningsprodukter heraf fra boringer på Baldersbækvej. Resultaterne er fra prøvetagning i Boring B6, B11, B15, B18 og B22 den (Orbicon, 2006b) Stof Konc. µg/l 1,1,1-TCA ,1-DCA CA Ethan Ikke detekteret (<2,6) PCE TCE cis-dce 3 5 1,1-DCE <0,3 2 Trans-DCE <0,4 1 VC <1-1 Ethen Ikke detekteret (<0,8) I figur 2.2 er molfraktioner af chlorerede ethener og ethaner afbildet. 1,1-DCA udgør langt størstedelen af de chlorerede ethaner. Hvilket betyder, at lokaliteten er sammenlignelig med de lokaliteter, der er beskrevet i litteraturen (se Scheutz et al., 2006). Dog er der den forskel, at det ikke er cis-dce, som dominerer af de chlorerede ethener, som det har været tilfældet på udenlandske lokaliteter, der er gennemgået i Scheutz et al. (2006). Nedbrydningen af 1,1,1-TCA kan umiddelbart synes at være mere fremskreden end nedbrydningen af PCE. PCE udgør den største del af de chlorerede ethener (se figur 2.2) i PCE-kildeområdet, hvilket viser, at der ikke sker nogen væsentlig anaerob dechlorering i dette. I B6 nær olieudskilleren, hvor de højeste koncentrationer af chlorerede ethaner optræder, er det derimod TCE der dominerer de chlorerede ethener. Der er kun observeret cis-dce koncentrationer mellem 3 og 5 µg/l, mens indholdet af VC er omkring 1 µg/l. Ydermere kan det af data ses, at der forekommer et indhold af 1,1-DCE, som er forhøjet ifht. det niveau, der forventes ved anaerob dechlorering af PCE/TCE til DCE. Det forventes, at cis-dce er det absolut dominerende nedbrydningsprodukt, men her ses, at 1,1-DCE er målt i koncentrationer på 1 µg/l i boringer med et indhold af cis- DCE på 3 µg/l. Abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA forventes derfor at foregå til en vis grad. Indholdet af 1,1-DCA og CA vidner om, at naturlig anaerob dechlorering af 1,1,1- TCA foregår på lokaliteten på Baldersbækvej. Derudover kan abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA ikke udelukkes, idet der ses et indhold af 1,1-DCE, som er større relativt til cis-dce end forventet. Både abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE samt anaerob dechlorering af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA synes derfor at have en betydning på denne lokalitet. 13

18 100% 76 Sum af chlorerede ethener (µg/l) 8,0 2, % Molfraktion (%) 60% 40% 20% 0% B6 B11 B15 B18 B22 B23 PCE TCE cis-dce trans-dce 1,1-DCE VC Ethen Sum af chlorerede ethaner (µg/l) 100% ,5 80% Molfraktion (%) 60% 40% 20% 0% B6 B11 B15 B18 B22 B23 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA Ethan Figur 2.2. Molfraktion af chlorerede ethener (øverst) og ethaner (nederst) i boringer til det sekundære magasin på Baldersbækvej. Prøver er udtaget 8. november og analyseret på DTU Miljø. Data fra Orbicon (2006b). 2.2 Høje Taastrup Vej Følgende gennemgang af forureningssituationen på Høje Tåstrup Vej 42 er baseret på Carl Bro (2000) samt Carl Bro (2006b) og gengivet fra Scheutz et al. (2006) Historik Der har siden 1962 været industriel aktivitet på lokaliteten Høje Tåstrup vej 42. På nuværende tidspunkt producerer Air Liquid A/S, det tidligere Hede Nielsen A/S diverse gasser som ilt, nitrogen og argon. Tidligere aktiviteter ifbm. vedligeholdelsesarbejde på trykflasker inkluderede brug af affedtning. Et udendørs affedtningskar med 14

19 1,1,1-TCA blev anvendt, og der var et forbrug på liter 1,1,1-TCA om året. Se placering af affedtningskar på figur Geologi Geologien på lokaliteten er karakteriseret ved et fyldlag, der findes 1-2 m.u.t. Herunder findes moræneler i dybden 2-12,5 m.u.t. og kalk fra 12,5 m.u.t. Grundvandsspejlet i det primære kalkmagasin er målt til 9 m.u.t Redoxforhold Redoxforholdene på lokaliteten på Høje Tåstrup Vej kan betegnes som aerobe til nitratreducerende. Dette vurderes ud fra et iltindhold mellem 1,34 og 8,3 mg/l i de moniterede boringer. Nitrat indholdet er mellem 0,015 og 1,03 mg/l, opløst jern mellem 0,02 0,52 mg/l, mens sulfatindholdet er mellem mg/l Forureningsudbredelse og -sammensætning Forureningen befinder sig under et asfaltbefæstet område samt under en bygning. Kildeområdet er vurderet at være ved boringerne B106, B107 og B109, figur 2.3. Forureningen er vurderet til at dække et område på ca. 210 m 2. Forureningen befinder sig i moræneler i en dybde af 1,5 til 4,5 m.u.t. men har dog spredt sig til det primære kalkmagasin, hvor 1,1,1-TCA er fundet i en forureningsfane op til 50 meter fra kildeområdet. Lokaliteten er primært forurenet med 1,1,1-TCA. Der er dog observeret PCE og TCE i koncentrationer op til 4 µg/l, cis-dce mellem 0,2 og 2 µg/l og et mindre indhold af VC (se tabel 2.2). Desuden er fundet et højt indhold af 1,1-DCE (op til 1600 µg/l). Et indhold i denne størrelsesorden ifht. cis-dce tilskrives abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA og ikke reduktiv dechlorering af PCE og TCE. Tabel 2.2. Koncentrationsniveauer af chlorerede ethener samt 1,1,1-TCA og nedbrydningsprodukter heraf fra boringer på lokaliteten i Høje Tåstrup. Data fra Carl Bro (2006b). Stof Konc. µg/l 1,1,1-TCA 3, ,1-DCA DCA <0,2 59 CA Ethan Ikke moniteret Ikke moniteret PCE <0,2 3,8 TCE <0,02 4,3 cis-dce 0,2 2 1,1-DCE 0, Trans-DCE 0,2 2 VC <0,02 0,45 Ethen Ikke moniteret 15

20 N Tidligere placering af affedtningskar i.m. 2,4 B103 B101 3,4 3 i.m.. 0,33 Kloakspildevand Kloakregnvand i.m i.m. 23 B1 B i.m.. 71 Bygning i.m. 46 B105 B107 B i.m Bygning Konc. µg/l 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA 1,1-DCE B i.m. 84 B i.m. 1,2 1 m Figur 2.3. Fordeling af 1,1,1-TCA, 1,1-DCA, CA og 1,1-DCE på lokalitet på Høje Tåstrup Vej. Plantegning modificeret efter Carl Bro (2000). Data fra Carl Bro (2006b). 1,1,1-TCA, som er fundet i koncentrationer op til µg/l udgør størstedelen af forureningen. Ud fra indholdet af 1,1-DCA, som er målt i koncentrationer op til 3000 µg/l, synes der at være et mikrobielt potentiale for naturlig nedbrydning af chlorerede ethaner på lokaliteten. Da der på nuværende tidspunkt er aerobe forhold på lokaliteten kan den anaerobe dechlorering af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA have foregået tidligere, hvor en eventuel forekomst af oliestoffer har ført til mere reducerede forhold. Det meget høje indhold af 1,1-DCE (op til 1600 µg/l) indikerer, at abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA også foregår. Da der ikke er analyseret for CA kan det ikke vurderes, om der er eller har været et naturligt mikrobiologisk potentiale for videre dechlorering af 1,1-DCA. Dog indikerer de aerobe forhold på lokaliteten, at der på nuværende tidspunkt ikke er særligt gunstige forhold for den anaerobe reduktive dechlorering. Lokaliteten på Høje Tåstrup Vej er med det høje indhold af 1,1,1-TCA og indikationerne på abiotisk nedbrydning til 1,1-DCE, typisk for lokaliteter domineret af 1,1,1- TCA forurening, i hht. Scheutz et al. (2006). 16

21 2.3 Vasbyvej Følgende gennemgang af forureningssituationen på Vasbyvej er baseret på Carl Bro (2006a) og Carl Bro (2006c) samt Orbicon (2007) og er delvist gengivet fra Scheutz et al. (2006) Historik På lokaliteten har tidligere været kemikaliefordelingscentral og maskinværksted. Der er på nuværende tidspunkt landbrugsareal. Lokaliteten er beliggende nær områder med særlige drikkevandsinteresser (nærmeste indvinding er 500 m væk). Desuden ligger lokaliteten 100 m fra Vasby Å Geologi Geologien på lokaliteten er karakteriseret som moræneler i de øverste 14,5-16 meter. Herunder findes et sandlag med en varierende mægtighed, tyndt mod syd og øst og stigende mod nord (op til ca. 3 meter på lokaliteten), som er underlejret af endnu et lag af moræneler inden kalken træffes ca. 26 m u.t. Det sekundære grundvandsspejl findes i 1 til 6 m.u.t., mens det primære grundvandsspejl findes 9 til 10 m.u.t. Strømningsretningen i det sekundære magasin i sandlaget er nordlig til nordvestlig, og strømningshastigheden er af Orbicon (2007) estimeret til ca 3 m/år Redoxforhold I det vestlige kildeområde for forureningen ved boring B2, B101 og B102 (figur 2.4), er anaerobe forhold. Redoxforholdene kan her karakteriseres som sulfatreducerende til svagt methanogene forhold. I andre mindre forurenede dele af området (eks. boring B105) er der nitratreducerende forhold. Indholdet af nitrat ligger mellem 0,03 og 2,9 mg/l, sulfatindholdet mellem 6 og 14 mg/l og methanindholdet mellem 0,2 til 0,6 mg/l. Det mest reducerede område er det område, hvor der generelt er høje koncentrationer af både BTEX er, chlorerede ethener og ethaner (1,1,1-TCA). Dette område optræder omkring boring B101 (figur 2.4) Forureningsudbredelse og -sammensætning Forureningen på Vasbyvej er en blandingsforurening, hvor der er sket spild af både chlorerede ethener (PCE/TCE), 1,1,1-TCA samt BTEX er, pesticider, acetone og isopropanol. Det er af Carl Bro (2006) vurderet, at der i den øvre zone ned til 6 m.u.t. (delvis umættet) findes 6000 m 3 forurenet jord. Forureningen i denne øverste zone, hvor der træffes en lang række vertikale sprækker i moræneleren, består primært af TCE, PCE og 1,1,1-TCA. Forureningen var ikke endeligt afgrænset under den nuværende staldbygning. Orbicon (2007) har kortlagt 2 hotspot med en samlet masse af chlorerede ethener og ethaner på 91 kg (hot-spot 1) hhv. 74 kg (hot-spot 2), bestående af 82% (mest TCE) hhv. 94% (mest PCE) chlorerede ethener. Hot-spot 1 er kraftigst i 8-10 m u.t. og hotspot 2 er kraftigst 5-6 m u.t. 17

22 Vasbyvej <0, ,9 <0,02 B 301 * 0, ,7 0, ,0 < ,3 <200 * <2, ,7 <2,0 < ,1 <10 * 0,02 0,89 0,00 <0,02 6, ,2 6,2 0, ,3 <200 Konc. µg/l 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA 1,1-DCE Staldbygning <0,02 0,22 0,0 <0,02 30 m Figur 2.4. Fordeling af 1,1,1-TCA, 1,1-DCA, CA og 1,1-DCE. Data fra Carl Bro (2006c). * angiver boringer filtersat i sandmagasin. Øvrige er filtersat i moræneler. Røde elipser angiver ca. placering af hot-spots, hotspot 1 til venstre og 2 til højre (baseret på Orbicon, 2007). I en dybde af 6-14 m.ut., findes en zone med færre sprækker. Forureningen i denne zone under hot-spot 1 udgøres primært af cis-dce og 1,1-DCA. Et sandmagasin findes i en dybde af 14 m.u.t. Her består forureningen primært af cis- DCE og 1,1-DCA. Forureningens udbredelse på lokaliteten vidner om en relativt dyb (op til 10 m) forurening med 1,1,1-TCA samt PCE og TCE som DNAPL, og hvor opløste stoffer via sprækkesystemer i lerlaget har bevæget sig mod dybere lag. Under transporten er nedbrydning i form af reduktiv dechlorering foregået, idet nedbrydningsprodukterne dominerer i de dybere lag. I tabel 2.3 er koncentrationsniveauer af chlorerede ethener samt 1,1,1-TCA og nedbrydningsprodukter heraf angivet. 18

23 Tabel 2.3. Koncentrationsniveauer af chlorerede ethener samt 1,1,1-TCA og nedbrydningsprodukter heraf fra vandprøver på Vasbyvej.( Carl Bro, 2006c og Orbicon, 2007) Stof Konc. µg/l 1,1,1-TCA <0, ,1-DCA <0, CA 0 53 Ethan 0 29 PCE <0,02 56 TCE <0,02 71 cis-dce <0, ,1-DCE <0,02 31 Trans-DCE <0, VC <0, Ethen Ud fra analysedata fra vandprøver udtaget i juli 2006 (Carl Bro, 2006c) og august 2007 (Orbicon, 2007) kan det konkluderes, at der på lokaliteten er et naturligt potentiale for mikrobiel nedbrydning af de chlorerede stoffer. Dette konkluderes ud fra, at der er observeret nedbrydningsprodukter af både chlorerede ethener og ethaner. Prøverne er både udtaget i boringer, der er filtersat i moræneleren, og i boringer, der er filtersat i sandmagasinet. 1,1-DCA er observeret i koncentrationer mellem 0,2 og µg/l, CA i koncentrationer op til 53 µg/l og ethan i koncentrationer op til 29 µg/l. Tilsvarende er der observeret cis-dce koncentrationer mellem 0,02 og µg/l, VC koncentrationer mellem 0,02 og µg/l og ethen koncentrationer op til µg/l (se tabel 2.3 og figur 2.4). Sammensætningen af chlorerede ethaner er stort set ens og overvejende domineret af 1,1-DCA, hvorimod sammensætningen af chlorerede ethener er mere forskellig. Overordnet set udgør cis-dce dog størstedelen af de chlorerede ethener. Dette er illustreret i figur 2.5, hvor molfraktionen af hhv. chlorerede ethener og ethaner er afbildet for de enkelte boringer for data fra juli Med denne sammensætning af chlorerede ethener og ethaner, hvor 1,1-DCA og cis-dce er dominerende, er lokaliteten på Vasbyvej sammenlignelig med de udenlandske lokaliteter forurenet med både TCE og 1,1,1-TCA, der er beskrevet i Scheutz et al. (2006). Forureningen med kulbrinter/btex er, der er fundet på lokaliteten har sandsynligvis tjent som donor og ses at have stimuleret den naturlige nedbrydning af specielt chlorerede ethener. Dette ses i boring B101, hvor indholdet af total-kulbrinter er højt (3080 µg/l). Her udgør ethen 90% af det samlede indhold af chlorerede ethener. Nedbrydningen af chlorerede ethaner i boring B101 er derimod ikke væsentligt længere fremskreden end i de øvrige boringer. I boring B101 udgør 1,1-DCA langt størstedelen (97%) af de chlorerede ethaner mens indholdet af CA svarer til 2 %. Det vurderes, at biologisk nedbrydning er dominerende og at abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA generelt er af lille betydning på denne lokalitet. Der er dog observeret 1,1- DCE, som udgør op til 8% af de chlorerede ethener. Denne høje procentdel er atypisk ifht. at 1,1-DCE skulle stamme fra reduktiv dechlorering af TCE. Indholdet af 1,1- DCE tyder således på, at abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE også finder sted på lokaliteten. 19

24 100% Sum af chlorerede ethaner (µg/l) , % Molfraktion (%) 60% 40% 20% 0% B301 * B201 * B202 * B106 * B101 B102 B103 B104 B205 B2 B3 1,1,1-TCA 1,1-DCA CA Ethan Sum af chlorerede ethener (µg/l) 100% 11 1,6 2, ,0 0, % Molfraktion (%) 60% 40% 20% 0% B301 * B201 * B202 * B106 * B101 B102 B103 B104 B205 B2 B3 PCE TCE cis-dce trans-dce 1,1-DCE VC Ethen Figur 2.5: Molfraktion af chlorerede ethaner (øverst) og ethener (nederst) i boringer på Vasbyvej. Carl Bro (2006c). *angiver, at boringen er filtersat i sandmagasin. Øvrige boringer er filtersat i moræneler Dokumentation af nedbrydning ved isotopfraktionering På Vasby vej er i undersøgelsen af Orbicon (2007) foretaget analyse for stabile isotoper. Resultaterne er angivet i tabel 2.4. Isotopfraktioneringen for chlorerede ethaner viste omtrent fuldstændig nedbrydning af TCA, betydelig nedbrydning af DCA i kildeområdet, hvor forholdene er mest reducerede, og mindre nedbrydning udenfor dette. Isotopfraktioneringen af CA er kun målt i 2 punkter, men koncentrationer sammenholdt med nedbrydningen af DCA indikerer nedbrydning af CA (Orbicon 2007). Isotopfraktioneringen for chlorerede ethener viste betydelig nedbrydning af PCE og TCE omkring hotspots i moræneleren og af cis-dce og VC i det mest reducerede 20

25 område ved det ene hot-spot i moræneleren, mens nedbrydningen af VC i den resterende del af området vurderedes at være meget begrænset, i en del boringer sker nettoproduktion af VC (Orbicon, 2007). Tabel 2.4 Isotopfraktionering (δ13c) for chlorerede ethaner og chlorerede ethener i grundvand fra kildeområder i moræneler (ML) og fra fanen i sandmagasinet (S). Fra Orbicon (2007). Boring B301 B202 B201 B ø B102 B2 B3 B101 B205 Lag S S S S ML ML ML ML ML 1,1,1-TCA -10,6-20,6-31,6-3,5-8,6 1,1-DCA -27,9-30,3-18,8-28,7-20,6-21,5-28,1-18,8-20,4 CA -29,7-6 PCE -14,3 TCE -22,9-39,1-1,9-8,6 Cis-DCE -30,3-52,2-17,7-9,3-25,2-17,3-21,2 VC -31,9-27,6-46, ,9 Isotopfraktioneringen dokumenterer således, at der er et naturligt potentiale for reduktiv dechlorering af 1,1,1-TCA på lokaliteten. 2.4 Specifikke nedbrydere Biologisk nedbrydning af chlorerede ethaner og ethener foretages af halorespirerende bakterier. Mange forskellige halorespirerende bakterier kan nedbryde PCE og TCE, mens kun typen dehalococcoides kan dechlorere cis-dce til VC og ethen og kun dehalococcoides med genet vinylchlorid reduktase (Vcr) kan nedbryde VC til ethen. 1,1,1-TCA kan dechloreres til CA via 1,1-DCA af en bakterie TCA1 af typen dehalobacter (Dhb) nært beslægtet med dehalobacter restrictus. I forbindelse med udtagelse af materialer til treatabilityforsøgene er udtaget vandprøver fra de 3 lokaliteter til bestemmelse af specifikke nedbrydere. Analyserne har omfattet Quantitative Gene-Trac Dehalobacter Assay (Dhb), ACT-III Associated Dehalogenase Assay (ACT-Dhb) Gene-Trac VC, Vinyl Chloride Reductase Assay (Vcr) og er udført af SiREM, Canada. Vcr analysen giver antallet af genkopier af dehalococcoides med genet for vinylchloridreductase. Dhb analysen giver antallet af dehalobacter. ACT-Dhb analysen giver antallet af genkopier af et dehalogenase gen, som er meget specifikt for ACT-III kulturen. Dehalogenase genet stammer sandsynligvis fra en Dehalobakter bakterie, men det er ikke dokumenteret. ACT-Dhb analysen er endnu på udviklingsstadiet. Resultaterne fremgår af tabel 2.5. Der er generelt ikke detekteret ACT-Dhb i prøverne, men detektionsgrænsen er på niveau med total-antallet af Dhb i prøverne. I B102 filtersat i moræneleren på Vasbyvej er observeret et større antal Dhb end det formodede baggrundsniveau for grundvand og end i de øvrige prøvetagede boringer, og der er observeret et betydeligt antal Vcr. Det stemmer overens med, at der er set omsætning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA og CA hhv. af cis-dce til VC og ethen i moræneleren på Vasbyvej, hvor der optræder andre organiske forureningskomponenter, hvis omsætning har ledt til mere reducerede forhold i moræneleren. I sandmagasinet 21

26 er Dhb på formodet baggrundsniveau, og Vcr er ikke detekteret. Nedbrydningsprodukter observeret i sandlaget stammer sandsynligvis fra omsætningen i moræneleren. Tabel 2.5. Specifikke bakterier i vandprøver fra de 3 lokaliteter. Lokalitet Boring, geologisk lag Dhb Dhb (antal genkopier/l) (% af mikrobiel population) ACT-Dhb (antal genkopier/l) Vcr (antal genkopier/l) Baldersbækvej Høje Taastrup Vej Vasbyvej B11, ML ,002-0,007 Id iv B18, S ,0003-0,001 Id id B107, ML ,001-0,002 Id , <kg B102, ML ,01-0,02 Id B202, S ,001-0,002 id id ML: moræneler, S: sandmagasin, id: ikke detekteret, kvantifikationsgrænse for ACT-Dhb , iv: kan ikke vurderes antal nær eller under detektionsgrænsen, <kg: oplyst værdi mindre end laboratoriets kvantifikationsgrænse og derfor behæftet med betydelig usikkerhed. For Balderbækvej og Høje Taastrupvej er niveauet af specifikke nedbrydere generelt meget lavt. På Baldersbækvej er der konstateret lidt højere antal af Dhb i grundvand fra moræneleren end formodet baggrundsniveau. Dette stemmer overens med, at der er set omsætning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA på Baldersbækvej, mens der ikke er observeret nedbrydning af VC til ethen. På Høje Taastrup Vej er detekteret Vcr i grundvand fra moræneleren. Dette er lidt overraskende, da der ikke er observeret ethen og kun begrænsede VC koncentrationer (1,1-DCE dominerer de chlorerede ethener). 22

27 3 Eksperimentelt 3.1 Udtagelse af kerneprøver og grundvand Der er udtaget kerneprøver i moræneleren i kildeområdet på alle 3 lokaliteter og i de sekundære sandmagasiner nedstrøms kildeområdet på lokaliteterne Baldersbækvej og Vasbyvej. Kerneprøverne er udtaget ved hjælp af Geoprobe. På Vasbyvej blev kerneboringerne udført af Ejlskov Consult i forbindelse med Orbicons undersøgelser på lokaliteten. Kerneprøverne blev udtaget i nye plastrør, lukket under nitrogenflush og overført til diffusionstætte nitrogenfyldte alu-poser umiddelbart efter udtagelsen, forseglet og opbevaret køligt. Grundvand er udtaget i autoklaverede bluecap glasflasker under nitrogenflush fra eksisterende boringer filtersat i moræneleren hhv. i de sekundære magasiner og opbevaret på køl. Kerneboringerne er udført umiddelbart ved siden af disse eksisterende boringer. En oversigt over udtagne kerneprøver og grundvand fremgår af tabel 3.1. Tabel 3.1. Materiale og grundvand anvendt til treatabilityforsøg. Lokalitet Område Kerner Grundvand Materiale Dydeinterval (m u.t.) Boring Filteriterval (m u.t.) Baldersbækvej Kilde Moræneler 2,8-4,8 B Fane Sand 5,2-6,2 B Høje Taastrup Vej Kilde Moræneler 3-6 B107 A,B Vasbyvej Kilde Moræneler 4,6-5,6 B102 B 10,5-12,5 Fane Sand B202 15,5-18 A B : kerneprøve udtaget ved B106, grundvand udtaget fra B107, da B106 ikke gav vand. : Vandprøver taget fra et dybere filter end oprindelig planlagt, idet de kortere boringer ikke gav vand nok. 3.2 Opsætning af anaerobe flaskeforsøg For hver lokalitet er opsat abiotiske kontroller, biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker i duplikat tilsat 1,1,1-TCA for kildeområdet (flasker med moræneler). Formålet med abiotiske kontroller er at kunne skelne abiotisk fjernelse, som sorption eller abiotisk nedbrydning fra biotisk nedbrydning. For de to lokaliteter Baldersbækvej og Vasbyvej er tillige opsat biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker i duplikat tilsat 1,1,1-TCA for fanen (flasker med sand). 1,1,1-TCA forurening optræder ofte sammen med forurening med chlorerede ethener. For at vurdere betydningen for nedbrydningen af 1,1,1-TCA ved tilstedeværelse af chlorerede ethener er opsat stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker i duplikat tilsat PCE eller TCE såvel som 1,1,1-TCA for kildeområdet for Baldersbækvej hhv. Vasbyvej. For at kunne vurdere potentiel inhiberende effekt af 1,1,1-TCA for nedbrydningen af chlorerede ethener er endvidere opsat stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker alene tilsat TCE i duplikat for kildeområdet på Vasbyvej. CA forventes at ophobes ved nedbrydningen af 1,1,1-TCA via 1,1-DCA og først derefter i bedste fald at nedbrydes langsomt. I håb om, at observere nedbrydning af CA indenfor en kortere tidshorisont ved alene at tilsætte CA, er for Høje Taastrup Vej kildeområde og Vasbyvej fane opsat abiotiske kontroller, biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker i duplikat alene tilsat CA. 23

28 For Høje Taastrup Vej kildeområde er endvidere opsat abiotiske kontroller, biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker i duplikat alene tilsat det abiotiske nedbrydningsprodukt 1,1-DCE, for at undersøge om dette stof nedbrydes videre. For bioaugmentering er overvejende anvendt lige dele af kulturene ACTIII og KB1 (denne kombination kaldes også KB1 PLUS). ACTIII er udviklet til nedbrydning af 1,1,1-TCA og 1,1-DCA, mens KB1 er udviklet til nedbrydning af chlorerede ethener (PCE, TCE, cis-dce og VC). Lige dele ACTIII og KB1 (= KB1 PLUS) anbefales af SiREM til blandingsforureninger med chlorerede ethener og chlorerede ethaner. For at observere effekten af at tilsætte begge kulturer i forhold til de individuelle kulturer er for Vasbyvej kildeområdet opsat bioaugmenterede flasker i duplikat med hver af de individuelle kulturer såvel som kombinationen. Oversigter over de opsatte flasker for hver af de 3 lokaliteter er givet i tabel Fremgangsmåden ved opsætning af flaskerne er beskrevet nedenfor Materiale og grundvand Kerneprøver i rør er delt i ca. 50 cm længder (som kan komme gennem sluse til anaerobboks) og lukket, og røret er skåret op (opskæringsudstyr kan ikke komme ind i anaerob boks) på langs og tapet til under nitrogenflush, hvorefter kerneprøverne er overført til anaerobboks. I anaerobboksen er kernematerialet udtaget af rørene og overført til RILSAN poser, hvor det er homogeniseret ved manuel bearbejdning. 100 g materiale er derefter afvejet i hver 350 ml autoklaveret infusionsflaske med gummiprop til forsøgene. Flaskerne er overført til sterilbænk, flushet med nitrogen for fjernelse af brint fra anaerobboks atmosfæren og så vidt mulig fjernelse af forureningskomponenter fra materialet, og tilsat 200 ml grundvand under fortsat nitrogenflush. De er derefter lukket med gummiprop og skruelåg og materialet opslemmet i grundvandet ved omrystning. De abiotiske kontroller er autoklaveret 3 gange over 3 dage Tilsætning af stoffer Stamopløsninger af 1,1,1-TCA, TCE og 1,1-DCE hhv. PCE er fremstillet ved opløsning af 100 μl hhv. 20 μl af stoffet i 0,5 L sterilfiltreret vand. For CA er fremstillet en mættet gasopløsning. Stamopløsning af de relevante stoffer er tilsat de individuelle flasker ved hjælp af sprøjter med tynd kanylespids gennem den tykkeste del af gummiproppen tilstræbende koncentrationer på 500, 1000 eller 5000 μg/l i vandfasen inden fasefordeling til headspace og materiale. Det tilstræbte koncentrationsniveau er valgt ud fra det maksimale koncentrationsniveau af moderstof og nedbrydningsprodukter i kildeområdet hhv. fanen ved lokaliteterne. For at undgå fortynding af prøver ved analyse er dog maksimalt tilstræbt et koncentrationsniveau på ca μg/l Stimulering og bioaugmentering Laktat, som er en hurtig omsættelig donor, er valgt til stimulering med henblik på at opnå hurtigst mulig reduktion af forholdene og start på nedbrydningen i forsøgene. Der er tilsat 100 μl 60% natriumlaktatopløsning til alle stimulerede og bioaugmenterede flasker. Det svarer til 3 gange den nødvendige mængde donor for reduktion af 24

29 nitrat og sulfat i vandfasen, reducerbart jern på sedimentet (baseret på data fra Rugårdsvej moræneler) og den tilsatte mængde af chlorerede ethener og ethaner. Der forventedes derved taget højde for forbrug til methandannelse. Bioaugmentering er, som nævnt, foretaget med kulturerne ACTIII og/eller KB1 fra SiREM, Canada. Ved udtagelse af kultur er anvendt steril sprøjte og kanyle og kompenseret med steriliseret nitrogen for ikke at skade den anaerobe kultur. Kulturernes celledensitet for de specifikke nedbrydere er oplyst til 9, Dhc/L i ACTIII og 3, Dhc/L i KB1, ved tilsætning af 150 μl af hver kultur svarende til en resulterende densitet i de bioaugmenterede flasker på ca Dhc/L, forudsat at bakterierne befinder sig i vandfasen i flaskerne. Celledensiteten af Dhb i den aktuelle kulturleverance er ikke kendt. I en senere forsendelse (omtrent 1 år) af kulturer var celledensiteten Dhc/L i KB1 og Dhc/L, Dhb/L og ACTIII- Dhb/L i ACTIII. Ligesom der ses en forøgelse i celledensiteten af Dhc forventes det at celledensiteten af Dhb er øget. Den resulterende densitet af Dhb i de bioaugmenterede flasker forventes derfor at være 1-2 størrelsesordener lavere end for Dhc, og densiteten af ACTIII-Dhb forventes at være 1-2 størrelsesordener lavere end densiteten af Dhb. Tilsætning af laktat og kultur er foretaget med sprøjte gennem gummiprop. Flaskerne er omrystet og placeret med bunden i vejret (for at begrænse diffusion af stoffer/ilt gennem kanylehuller i proppen) i 10 C rum i mørke. Bakteriekulturer såvel som laktat og chlorerede ethaner og ethener er tilsat dag 0. Tabel 3.2. Baldersbækvej. Oversigt over treatabilityforsøg. Flaske nr. Område, materiale Type 1,1,1-TCA konc. PCE konc. Laktat tilsat ACTIII tilsat KB1 tilsat (μg/l) (μg/l) (μl opl.) (μl) (μl) 1 og 2 Kilde, Abiotisk kontrol moræneler 3 og 4 Biotisk kontrol og 6 Stimuleret og 8 Stimuleret og 10 Bioaugmenteret og 12 Bioaugmenteret og 14 Fane, Biotisk kontrol Sand 15 og 16 Stimuleret og 18 Bioaugmenteret

30 Tabel 3.3. Høje Taastrup Vej. Oversigt over treatabilityforsøg. Flaske nr. Område, materiale Type 1,1,1- TCA konc. 1,1-DCE konc. CA konc. Laktat tilsat ACTIII tilsat KB1 tilsat (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μl opl.) (μl) (μl) 7 og 8 Bioaugmenteret og 16 Bioaugmenteret og 24 Bioaugmenteret og 2 Kilde, Abiotisk kontrol moræneler 3 og 4 Biotisk kontrol og 6 Stimuleret og 10 Kilde, Abiotisk kontrol moræneler 11 og 12 Biotisk kontrol og 14 Stimuleret og 18 Kilde, Abiotisk kontrol moræneler 19 og 20 Biotisk kontrol og 22 Stimuleret Tabel 3.4. Vasbyvej. Oversigt over treatabilityforsøg. Flaske nr. Område, materiale Type 1,1,1- TCA konc. TCE konc. CA konc. Laktat tilsat ACTIII tilsat KB1 tilsat (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μl opl.) (μl) (μl) 1 og 2 Kilde, Abiotisk kontrol moræneler 3 og 4 Biotisk kontrol og 6 Stimuleret og 8 Stimuleret og 10 Stimuleret og 12 Bioaugmenteret og 14 Bioaugmenteret og 16 Bioaugmenteret og 18 Bioaugmenteret og 20 Bioaugmenteret og 22 Fane, Biotisk kontrol sand 23 og 24 Stimuleret og 26 Bioaugmenteret og 28 Fane, Abiotisk kontrol sand 29 og 30 Biotisk kontrol og 32 Stimuleret og 34 Bioaugmenteret

31 3.3 Monitering Frekvens og parametre Den første prøvetagning er gennemført få timer efter tilsætningen af stoffer, donor og bakteriekulturer. Indledende er moniteret med få dages mellemrum og derefter med aftagende frekvens til hver ca uge efter knap ½ år. Der er foretaget monitering af omsætning af donor, udvikling i redoxforhold og nedbrydning af chlorerede ethaner og ethener. Parametrene omfattet af moniteringen er givet i tabel 3.5. Tabel 3.5. Parametre omfattet af moniteringen. Omsætning af donor Udvikling i redoxforhold Nedbrydning af chlorerede ethaner Nedbrydning af chlorerede ethener NVOC Nitrat 1,1,1-TCA PCE Laktat Sulfat 1,1-DCA TCE Acetat Opløst jern CA Cis-DCE Propionat Methan Ethan Trans-DCE Format 1,1-DCE VC Ethen Som udgangspunkt er der analyseret for chlorerede ethaner og ethener i alle flasker ved alle prøvetagningsrunder og for de øvrige parametre for alle flasker ved hver anden prøvetagning. Dog er methan prøvetaget sjældnere i starten, mens frekvensen og antallet af flasker prøvetaget for donor og redox parametre i øvrigt er nedsat senere for at strække moniteringsperioden, da nedbrydningen forløb langsommere end ventet. For udvalgte flasker (lige nr.) fra Vasbyvej er ved hver 2. moniteringsrunde udtaget prøver til bestemmelse af isotopfraktionering. Efter ca. 9 mdr. er fra udvalgte flasker (ulige nr., stimulerede og bioaugmenterede) udtaget prøver til bestemmelse af specifikke nedbrydere (tilsvarende typer som beskrevet i afsnit 2.4) Prøvetagning og analyser Flaskerne er omrystet, vendt, vejet og sat til bundfældning forud for hver prøvetagning. Prøver er udtaget med sprøjte gennem gummiprop efter volumenkompensering med nitrogen for at sikre mod undertryk i flaskerne. Prøvevolumen og analysemetode er givet i tabel 3.6. Prøver til chlorerede ethaner og ethener samt til methan er analyseret straks (evt. kortvarigt opbevaret på køl). Prøver til NVOC, fede syrer, anioner og opløst jern er filtreret og konserveret ved tilsætning af syre eller nedfrysning og analyseret senere. Nærmere beskrivelse af analysemetoderne er givet i Jørgensen et al. (2007a). 27

32 Tabel 3.6. Prøvevolumen og analysemetode. Parameter Volumen (ml) Metode Chlorerede ethaner og chlorerede ethener 1 GC-MS, headspace NVOC 2,5 TOC-analyzer Fede syrer (laktat, acetat, propionat, format) 0,5 HPLC Anioner (nitrat, sulfat, chlorid, bromid) 1,5 IC Opløst jern 2,5 FAA Methan gasfase GC-FID Isotopfraktionering 4 GC-kulstofisotoper (U. Neuchatel) Specifikke nedbrydere 25 Se afsnit 2.4 (SiREM) Analyser for stabile kulstofisotoper er foretaget af University of Neuchatel, Schweiz, ved purge&trap analyse. Gasfasen er analyseret med en TRACETM gas chromatograph koblet til en ThermoFinniganTM Delta Plus XP isotope-ratio mass spectrometer via et ThermoFinniganTM GC combustioniii interface. Metoden er nærmere beskrevet i Bouchard et al. (2005). Prøver til bestemmelse af specifikke nedbrydere, jf. afsnit 2.4, er analyseret af SiREM, Canada, ved kvantitativ PCR. 28

33 4 Resultater 4.1 Baldersbækvej Omsætning af donor Der var initialt et lille indhold af opløst organisk stof i grundvandet, men der blev ikke detekteret fede syrer i abiotiske og biotiske kontroller. Til stimulerede og bioaugmenterede flasker var tilsat laktat som donor. Laktaten omsættes ved fermentering til acetat og propionat efter et par uger (7-24 dage, figur 4.1 og bilag 1.1). Efter ca. 6 mdr. var i de fleste flasker ikke sket videre nedbrydning af acetat og propionat. Dog sås der i enkelte flasker delvis (stimuleret flaske 7 og bioaugmenteret flaske 12) omsætning af acetat og propionat. Figur 4.1. Baldersbækvej. Omsætning af laktat donor i bioaugmenteret flaske (nr. 10) repræsenterende kildeområdet. Det er usædvanligt at se ophobning af propionat i længere tid ved fermentering af laktat. Dette kan potentielt skyldes inhibering fra 1,1,1-TCA, som kan hæmme både acetogene og methanogene bakterier (Scheutz et al. 2006) Udvikling i redoxforhold I abiotiske kontroller ses ingen udvikling i redoxforholdene. I biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker ses straks jernreduktion, som efter ca. 3 uger (24 dage) for stimulerede og bioaugmenterede flasker følges af sulfatreduktion (figur 4.2 og bilag 1.2), som er nær komplet efter ca. 6 uger (42 dage). Der er ikke detekteret nitrat. I de stimulerede flasker detekteres methan efter knap et halvt år (168 dage), mens der i de bioaugmenterede flasker ses en lille methanproduktion i starten af forsøget. Mellem 7 og 9 mdr. (mellem dag 205 og dag 283) efter start sker en beskeden stigning i methan i stimulerede og bioaugmenterede flasker (figur 4.2 og bilag 1.2). I biotiske 29

34 kontroller ses en yderst beskeden methanproduktion 7-9 mdr. ( dage) efter start om end, der ikke er sket reduktion af sulfat i disse (bilag 1.2). Figur 4.2. Baldersbækvej. Udvikling i redoxforhold i stimuleret flaske (nr. 8) og i bioaugmenteret flaske (nr. 12) repræsenterende kildeområdet samt i stimuleret flaske (nr. 16) og i bioaugmenteret flaske (nr. 18) repræsenterende fanen. Perioden fra sulfat er reduceret til methanproduktionen starter/stiger er forholdsvis lang. Dette kan potentielt skyldes inhibering fra 1,1,1-TCA, som kan hæmme methanogene bakterier (Scheutz et al. 2006) Nedbrydning af chlorerede ethaner Koncentrationsudvikling og sammensætning af chlorerede ethaner i flasker fra Baldersbækvej kildeområde (flasker med moræneler) og fane (flasker med sand) er illustreret i figur 4.3 hhv. 4.4 og bilag 1.3. I samtlige flasker fra Baldersbækvej sker der betydelige fald i 1,1,1-TCA koncentrationerne uden, at der dannes mere af de biologiske nedbrydningsprodukter 1,1-DCA og CA (figur 4.3 og bilag 1.3) eller af det abiotiske nedbrydningsprodukt 1,1-DCE (bilag 1.4). De første 2-4 uger (15-24 dage) er udviklingen i alle flasker omtrent ens, dog aftager koncentrationen af 1,1,1-TCA mere i flasker med moræneler end i flasker med sand. De aftagende 1,1,1-TCA koncentrationer formodes i denne periode fortrinsvis at skyldes sorption. Abiotisk nedbrydning ved hydrolyse til acetat kan potentielt også bidrage hertil. 30

35 Figur 4.3. Baldersbækvej. Udvikling i koncentrationer af chlorerede ethaner i abiotisk kontrol (nr. 1), biotisk kontrol (nr. 3), stimuleret flaske (nr. 7) og i bioaugmenteret flaske (nr. 12) repræsenterende kildeområdet (flasker med moræneler). Figur 4.4. Baldersbækvej. Udvikling i koncentrationer af chlorerede ethaner i biotisk kontrol (nr. 14) og i stimuleret flaske (nr. 16) repræsenterende fanen (flasker med sand). Derefter aftager 1,1,1-TCA hurtigere i biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker end i abiotiske kontroller repræsenterende kildeområdet. Ligeledes aftager 1,1,1-TCA hurtigere i stimulerede og bioaugmenterede flasker end i biotiske kontroller repræsenterende fanen. Der sker således tilsyneladende både abiotisk og biotisk nedbrydning i biotiske flasker. I flasker repræsenterende kildeområdet foregår således tilsyneladende biologisk nedbrydning af 1,1,1-TCA i biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker. Effekten af stimulering og bioaugmentering er her yderst begrænset. Da der ikke er opsat abiotiske kontroller for fanen 31

36 er det svært at vurdere om den aftagende koncentration af 1,1,1-TCA i den biotiske kontrol skyldes biologisk nedbrydning. I flasker repræsenterende fanen ses hurtigere nedbrydning i stimulerede og bioaugmenterede flasker. Stimulering har således muligvis en effekt i fanen, hvorimod effekten af bioaugmentering er yderst begrænset. Overraskende sker der tilsyneladende ingen dannelse/ophobning af 1,1-DCA. Der sker tilsyneladende ingen nedbrydning af den fra start tilstedeværende 1,1-DCA og CA, selv efter sulfat for længst er omsat og produktion af methan er startet i stimulerede og bioaugmenterede flasker. 1,1,1-TCA kan, jf. figur 1.1, omsættes abiotisk ved hydrolyse til acetat. Det kan næppe udelukkes, at hastigheden af abiotisk hydrolyse kan afhænge af forholdene i flaskerne og derved være forskellig i abiotiske og biotiske flasker. Den ved hydrolyse af 1,1,1- TCA potentielt dannede acetat vil kun svare til baggrundsniveauet i kontrollerne og være væsentligt lavere end den ved fermentering af laktat dannede acetat i stimulerede flasker. Desuden kan acetat også omsættes ved fermentering. Det er således muligt, at der overvejende er tale om abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til acetat. Der er ikke observeret nogen inhiberende effekt af tilsætning af PCE på nedbrydningen af 1,1,1-TCA, idet der ikke ses forskel på nedbrydning af 1,1,1-TCA i flasker alene tilsat 1,1,1-TCA og flasker tilsat både PCE og 1,1,1-TCA. Omsætningen af 1,1,1-TCA er illustreret ved dechloreringsgrad for udvalgte flasker fra hhv. kildeområde og fane i figur 4.5 mens den for øvrige flasker er vist i bilag 1.3. Figur 4.5. Baldersbækvej. Udvikling i dechloreringsgrad for 1,1,1-TCA i udvalgte flasker repræsenterende kildeområde og fane. ak: abiotisk kontrol, bk: biotisk kontrol, s: stimuleret, s+: bioaugmenteret, tomme legends: kun tilsat 1,1,1-TCA, fyldte legends: tilsat PCE såvel som 1,1,1-TCA. En dechloreringsgrad på 33% indikerer normalt at 1,1,1-TCA er omsat til 1,1-DCA. Da der var både 1,1-DCA og CA tilstede ved start, er en dechloreringsgrad på op til omkring 40% her alene indikation på, at det meste af 1,1,1-TCA er nedbrudt. Den 32

37 mindre stigning i dechloreringsgrad for den abiotiske kontrol fra kildeområdet formodes at udtrykke ændring forårsaget af abiotisk fjernelse af 1,1,1-TCA ved sorption (af tilsat 1,1,1-TCA) til sedimentet og hydrolyse til acetat Nedbrydning af chlorerede ethener Nedbrydningen af chlorerede ethener i stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet og fanen er illustreret i figur 4.6. Koncentrationsudvikling og sammensætning af chlorerede ethener for samtlige flasker er illustreret i bilag 1.4. Figur 4.6. Baldersbækvej. Udvikling i sammensætning af chlorerede ethener i stimuleret (nr. 8) og i bioaugmenteret flaske (nr. 12) repræsenterende kilden og i stimuleret (nr. 15) og i bioaugmenteret flaske (nr. 18) repræsenterende fanen. I abiotiske kontroller ses ingen tydelig omsætning af chlorerede ethener, mens der i de biotiske kontroller såvel som stimulerede og bioaugmenterede flasker fra fane såvel som kildeområde observeres hurtig (indenfor 1 uge) omsætning af PCE til TCE (bilag 1.4). I stimulerede og bioaugmenterede flasker fra såvel fane som kildeområde ses nedbrydning af TCE til DCE (overvejende cis-dce). I bioaugmenterede flasker er cis- DCE dominerende efter blot ca. 2 uger (15 dage), mens det i de stimulerede flasker først er tilfældet efter godt 3 mdr. (100 dage). I de bioaugmenterede flasker sker omsætningen af TCE til DCE før og sideløbende med sulfatreduktionen, mens omsætningen af TCE til DCE først rigtig starter efter sulfat er omsat i de stimulerede flasker (figur 4.6 og bilag 1.4 hhv. figur 4.2). Videre nedbrydning af cis-dce til VC og ethen ses i stimulerede såvel som bioaugmenterede flasker fra kildeområdet, mens det alene ses i de bioaugmenterede flasker fra fanen (figur 4.6 og bilag 1.4). I de bioaugmenterede flasker sker den videre ned- 33

38 brydning sideløbende med dannelsen af DCE, og VC dominerer efter godt 3 mdr. (100 dage). VC omsættes derefter ret hurtigt til ethen, som er helt dominerende efter 4-5 mdr. (132 dage). I de stimulerede flasker fra kildeområdet observeres først VC dannelse efter ca. 6 mdr. (181 dage). Også her omsættes VC hurtigt til ethen, som dominerer fuldstændigt efter 7-8 mdr. (231 dage). Omsætningen af PCE er illustreret ved dechloreringsgrad for udvalgte flasker fra hhv. kildeområde og fane i figur 4.7, øvrige flasker er vist i bilag 1.4. For PCE svarer en dechloreringsgrad på 25% til, at PCE er omsat til TCE. Da der var noget cis-dce i sedimentet ved start, er dechloreringsgraden ved fuld omsætning af tilsat PCE til TCE ca. 30%. En dechloreringsgrad på 50% svarer til, at PCE er omsat til DCE. Dechloreringsgrader på 75% og 100% svarer til fuld omsætning til VC hhv. ethen. Da VC hurtigt nedbrydes videre til ethen, ses der ikke noget plateau på kurverne ved 75%. Nedbrydningen af cis-dce til VC og ethen falder tidsmæssigt sammen med, at der opstår methanogene forhold. I bioaugmenterede flasker repræsenterende både fane og kildeområde sker omsætning af både cis-dce og VC sideløbende med omsætningen af TCA. I stimulerede flasker repræsenterende kildeområdet er det derimod omsætning af TCE, som sker sideløbende med omsætningen af 1,1,1-TCA, og væsentlig omsætning af cis-dce sker først, efter 1,1,1-TCA er omsat. Figur 4.7. Baldersbækvej. Udvikling i dechloreringsgrad for PCE i udvalgte flasker repræsenterende kildeområde og fane. ak: abiotisk kontrol, bk: biotisk kontrol, s: stimuleret, s+: bioaugmenteret, tomme legends: kun tilsat 1,1,1-TCA, fyldte legends: tilsat PCE såvel som 1,1,1-TCA. 34

39 4.1.5 Sammenfatning og diskussion af resultater for Baldersbækvej Fermentering af donor og udvikling i redoxforhold sker omtrent som forventet. Dog sker dels omsætning af propionat og dels produktion af methan efter længere tid og i ret beskedent omfang. Dette formodes at skyldes en inhiberende effekt af 1,1,1-TCA. 1,1,1-TCA nedbrydes biotisk i flasker repræsenterende kildeområdet og efter stimulering i flasker repræsenterende fanen uden dannelse/ophobning af 1,1-DCA eller CA. Den manglende ophobning af nedbrydningsprodukter ved omsætning af 1,1,1-TCA er overraskende også i lyset af 1,1-DCAs dominans på lokaliteten. Abiotisk hydrolyse af 1,1,1-TCA til acetat kan muligvis være forklaringen. Der observeres ingen nedbrydning af 1,1-DCA og CA, som var tilstede fra start, i flaskerne. Der ses ingen effekt af stimulering i flasker repræsenterende kildeområdet, hvorimod stimulering tilsyneladende har betydende effekt i fanen. Dette på trods af, at der kun var ret beskedent initialt indhold af opløst organisk stof i biotiske kontroller repræsenterende kildeområdet, om end det var højere end i biotiske kontroller repræsenterende fanen. Nedbrydningen af chlorerede ethener forløb i lyset heraf som ventet med omsætning af PCE til cis-dce i biotiske kontroller, stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet samt i stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende fanen. I stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet og i bioaugmenterede flasker repræsenterende fanen skete videre nedbrydning til ethen. Den manglende omsætning af cis-dce til VC og ethen i stimulerede flasker fra fanen stemmer overens med, at der ikke kunne detekteres Vcr i grundvand fra fanen. Komplet omsætning af chlorerede ethener i fanen vil derfor formodentlig kræve bioaugmentering. I kildeområdet kan bioaugmentering medvirke til hurtigere omsætning af DCE. I stimulerede flasker repræsenterende kildeområdet ses muligvis en inhiberende effekt af 1,1,1-TCA på omsætningen af cis-dce, idet cis-dce først nedbrydes efter 1,1,1- TCA er komplet nedbrudt. Dette er ikke tilfældet i de bioaugmenterede flasker, hvilket indikerer, at de specifikke DCE og VC nedbrydere (Dehalococcoides) i de tilsatte kulturer er mere tolerante overfor 1,1,1-TCA end de naturligt forekommende på Baldersbækvej. 35

40 4.2 Høje Taastrup Vej Omsætning af donor Der var initielt et lille indhold af opløst organisk stof i grundvandet, som overvejende bestod af acetat (se abiotiske og biotiske kontroller i bilag 2.1). Til stimulerede og bioaugmenterede flasker er tilsat laktat som donor. Laktaten omsættes ved fermentering til acetat og propionat efter ca. 3-6 uger (24-42 dage). For bioaugmenterede flasker tilsat 1,1-DCE eller CA sker omsætningen tidligere/hurtigere end for bioaugmenterede flasker tilsat 1,1,1-TCA og for alle flasker, som ikke er bioaugmenteret (figur 4.8 og bilag 2.1). For de fleste flasker nedbrydes det meste propionat hurtigt, mens acetat ophobes. Figur 4.8. Høje Taastrup Vej. Omsætning af laktat donor i bioaugmenterede flasker tilsat TCA (nr. 8) hhv. 1,1-DCE (nr. 16) repræsenterende kildeområdet. For flasker tilsat 1,1,1-TCA ses ingen dannelse af propionat. I stimulerede og bioaugmenterede flasker tilsat 1,1-DCE og en af de stimulerede flasker tilsat 1,1,1-TCA omsattes acetat tilsyneladende mellem 3 og 6 mdr. ( dage) efter start, mens der efter 6 mdr. (181 dage) ikke er observeret omsætning af acetat i nogen af de øvrige flasker. (Senere data indikerer imidlertid at acetat ikke er omsat i nogen af flaskerne). 36

41 4.2.2 Udvikling i redoxforhold Udviklingen i redoxforholdene i de biotiske kontroller og de bioaugmenterede flasker tilsat 1,1,1-TCA hhv. CA er illustreret i figur 4.9, mens udviklingen i de øvrige flasker ses i bilag 2.2. Resultaterne stemmer godt overens med den forventede udvikling. Nitrat blev omsat indenfor få dage, og der skete jernreduktion i biotiske kontroller og stimulerede og bioaugmenterede flasker. I stimulerede og bioaugmenterede flasker skete der sulfatreduktion mellem 2 og 6 uger (15-42 dage) efter start, hvilket resulterede i et fald i koncentrationen af opløst jern formodentlig som følge af udfældning af jernsulfider. I de bioaugmenterede flasker startede en beskeden methanproduktion straks. Også for denne lokalitet ser 1,1,1-TCA ud til at hæmme methanproduktionen, som dog generelt er beskeden. Figur 4.9. Høje Taastrup Vej. Udvikling i redoxforhold i biotisk kontrol (nr. 4) og i bioaugmenteret flaske (nr. 8) tilsat 1,1,1-TCA samt i biotisk kontrol (nr. 20) og i bioaugmenteret flaske (nr. 24) tilsat CA, alle repræsenterende kildeområdet Nedbrydning af chlorerede ethaner Resultaterne for flasker tilsat TCA (1000 μg/l) viser ingen tegn på nedbrydning af TCA til DCA (bilag 2.3) i hverken abiotiske kontroller, biotiske kontroller, eller stimulerede og bioaugmenterede flasker. I en enkelt biotisk kontrol og en enkelt stimuleret flaske ses dog muligvis langsomt aftagende total-concentration af TCA og DCA. Der var i alle flasker et betydeligt indhold af DCA fra sedimentet fra start. I flasker tilsat 1,1-DCE eller CA (men ikke 1,1,1-TCA) ses muligvis tegn på aftagende andel af TCA (lille initialt indhold) efter 6 mdr. (181 dage). 37

42 I en enkelt bioaugmenteret flaske tilsat 1,1-DCE (men ikke 1,1,1-TCA), ses efter 7-10 mdr. ( dage) omsætning af DCA til CA, figur Dette er ikke set i andre flasker. I denne flaske var 1,1-DCE omtrent fuldstændig omsat til ethen efter 3-4 mdr ( dage). I dubletten skete dette lidt senere (4-6 mdr., dage). Der er efter 10 mdr. (295 dage) ikke set tegn på omsætning af CA i flasker, hvor CA er tilsat. Der er kun opsat flasker repræsenterende kildeområdet (moræneler) for denne lokalitet. Figur Høje Taastrup Vej. Nedbrydning af chlorerede ethaner i bioaugmenterede flasker tilsat 1,1,1- TCA, 1,1-DCE henholdsvis CA repræsenterende kildeområdet (moræneler). Nedbrydning af 1,1-DCA til CA efter 7-10 mdr. observeres kun i ene dublet af de bioaugmenterede flasker uden tilsætning af TCA (tilsat 1,1-DCE) Nedbrydning af chlorerede ethener På Høje Taastrup Vej var indholdet af chlorerede ethener meget lavt og domineret af 1,1-DCE, som er det abiotiske nedbrydningsprodukt af TCA. Resultaterne fra udvalg- 38

43 te flasker tilsat 1,1-DCE er illustreret i figur ,1-DCE nedbrydes via VC til ethen efter 3-5 mdr. ( dage) i bioaugmenterede flasker. I de øvrige flasker tilsat 1,1- DCE er ikke set tegn på nedbrydning af 1,1-DCE, figur 4.11 og bilag 2.4. På denne lokalitet er bioaugmentering således nødvendig for at opnå omsætning af 1,1-DCE. Figur 4.11 Høje Taastrup Vej. Nedbrydning af 1,1-DCE i stimuleret og bioaugmenteret flaske repræsenterende kildeområdet (moræneler). Ved sammenligning af abiotiske kontroller (autoklaveret) og biotiske kontroller (ikke autoklaveret) opsat samtidigt og alene tilsat CA (efter evt. autoklavering) kan effekten af autoklavering på den fra sedimentet tilstedeværende TCA og DCA vurderes. I Figur 4.12 er resultaterne for chlorerede ethaner og chlorerede ethener for abiotiske og biotiske kontroller sammenholdt. Figur Høje Taastrup Vej. Sammenligning af abiotiske (autoklaverede) og biotiske flasker for 1,1,1- TCA, 1,1-DCA og de potentielle abiotiske nedbrydningsprodukter (1,1-DCE hhv. VC). 39

44 Det ses, at 1,1,1-TCA nedbrydes ved autoklaveringen, og at der dannes 1,1-DCE og VC ved autoklaveringen. Niveauet af 1,1-DCE, som er dannet, svarer rimeligt til den nedbrudte 1,1,1-TCA (hvis 1,1,1-TCA i abiotisk kontrol før autoklavering svarede til 1,1,1-TCA koncentration i biotisk kontrol). At der dannes VC kan måske indikere, at der sker abiotisk nedbrydning af 1,1-DCA ved autoklaveringen. Det er i givet fald en forsvindende del (ca. 1%) af 1,1-DCA, som er nedbrudt abiotisk. I abiotiske kontroller alene tilsat 1,1,1-TCA (efter atoklavering) ses også dannelse af 1,1-DCE og VC ved autoklaveringen, bilag 2.4. Her er dannelsen af 1,1-DCE væsentligt større, mens dannelsen af VC er sammenlignelig med ovennævnte. Da der til disse flasker er tilsat 1,1,1-TCA, kan niveauet før autoklavering i abiotiske kontroller ikke vurderes ud fra biotiske kontroller. Koncentrationen i biotiske kontroller tilsat 1,1- DCE (og ikke 1,1,1-TCA) tyder på, at TCA koncentrationen i abiotiske kontroller før autoklavering godt kan have svaret til dannelsen af 1,1-DCE ved autoklavering. VCdannelsen svarer også i disse flasker til en evt. abiotisk omsætning af ca. 1% af tilstedeværende 1,1-DCA. Der er ingen tegn på væsentlig abiotisk omsætning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE for 1,1,1- TCA tilsat efter autoklavering Sammenfatning og diskussion af resultater for Høje Taastrup Vej Fermentering af donor og udvikling i redoxforhold sker overordnet som forventet. I flasker tilsat 1,1,1-TCA sås dog ikke dannelse af propionat men indikationer på at en anden fed syre optrådte som mellemprodukt. Methanproduktionen var generelt beskeden og i flasker tilsat 1,1,1-TCA tilsyneladende inhiberet sammenholdt med flasker uden tilsat 1,1,1-TCA. Der skete ikke nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA i flasker tilsat 1,1,1-TCA, og der var kun beskedne tegn på aftagende koncentration af 1,1,1-TCA. I flasker tilsat 1,1- DCE eller CA (men ikke 1,1,1-TCA) ses muligvis tegn på aftagende andel af 1,1,1- TCA (lille initialt indhold) efter 6 mdr. (181 dage) I en enkelt bioaugmenteret flaske tilsat 1,1-DCE ses efter 7-10 mdr. ( dage) omsætning af 1,1-DCA til CA (ses endnu ikke i dublet eller andre flasker). Der var kun meget beskedne koncentrationer af chlorerede ethener, domineret af det abiotiske nedbrydningsprodukt 1,1-DCE fra 1,1,1-TCA, på denne lokalitet. Det er således ikke umiddelbart overraskende, at nedbrydning af 1,1-DCE i flasker repræsenterende Høje Taastrup Vej krævede bioaugmentering. Mere overraskende blev imidlertid detekteret Vcr (specifikke nedbrydere for VC) i grundvand fra lokaliteten. Ved bioaugmentering forløb nedbrydningen af 1,1-DCE til ethen som forventet meget hurtigt, så snart sulfatreducerede forhold var opnået. Der observeres komplet abiotisk nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCE og indikationer på abiotisk nedbrydning af ca. 1% af 1,1-DCA til VC ved autoklavering i abiotiske kontroller repræsenterende Høje Taastrup Vej. Den abiotiske nedbrydning ved autoklavering er interessant, idet en potentiel metode til oprensning i kildeområder kunne være termisk behandling efterfulgt af stimuleret reduktiv dechlorering. 40

45 4.3 Vasbyvej Omsætning af donor I flasker repræsenterende kildeområdet var der også før evt. tilsætning af donor et betydeligt indhold af NVOC, hvoraf en betydelig del bestod af de fede syrer propionat og acetat, bilag 3.1. I grundvand fra fanen var der et beskedent indhold af NVOC. I abiotiske og biotiske kontroller er ikke observeret nogen tydelig udvikling i indhold af NVOC eller fede syrer. I de stimulerede flasker og de bioaugmenterede flasker blev den tilsatte laktat hurtigt (indenfor 1-3 uger, 8-23 dage) omsat til propionat og acetat, bilag 3.1, illustreret for bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet hhv. fanen i figur Propionat dominerer de fede syrer. Figur Vasbyvej. Omsætning af laktat donor i bioaugmenteret flaske tilsat TCA og TCE repræsenterende kildeområdet (nr. 13) hhv. fanen (nr. 25). I stimulerede og bioaugmenterede flasker tilsat 1,1,1-TCA repræsenterende kildeområdet er derefter ikke set yderligere udvikling, figur 4.13, hvorimod der ved seneste prøvetagning af stimulerede og bioaugmenterede flasker kun tilsat TCE observeres ens indhold af propionat og acetat, hvilket indikerer omsætning af propionat til acetat. Dette indikerer en inhiberende effekt af 1,1,1-TCA på omsætningen af propionat. I stimulerede og bioaugmenterede flasker (tilsat 1,1,1-TCA og TCE eller CA) repræsenterende fanen ses omsætning af både propionat og acetat, figur 4.13 og bilag

46 4.3.2 Udvikling i redoxforhold I de abiotiske kontroller er generelt ikke set nogen udvikling i redoxparametrene, bilag 3.2. Nitratkoncentrationerne var fra start forsvindende i koncentration i både kildeområde og fane, og sulfatkoncentrationen var meget lav i kildeområdet. I biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker fra kildeområdet var udviklingen mht. jern- og sulfatreduktion meget ens. Koncentrationen af opløst jern steg straks og nåede et stabilt niveau indenfor ca. 3 uger (23 dage), og sulfat blev reduceret fuldstændigt indenfor ca. 3 uger (23 dage), bilag 3.2. Dette er illustreret for en bioaugmenteret flaske fra kildeområdet i figur Figur Vasbyvej. Udvikling i redoxparametre i bioaugmenteret flaske tilsat TCA og TCE repræsenterende kildeområdet (nr. 13) hhv. fanen (nr. 25). I modsætning til jern og sulfat var udviklingen i methandannelse meget forskellig i de forskellige typer flasker, dette er illustreret i figur I alle flasker var der fra start en anelse methan. I stimulerede og bioaugmenterede flasker, som kun var tilsat TCE, skete hurtigt og vedvarende yderligere methanproduktion. Mellem 6 og 8 mdr. ( dage) efter start observeres der en betydelig stigning i methankoncentrationen i disse flasker. I biotisk kontrol og stimulerede flasker tilsat 1,1,1-TCA eller både 1,1,1-TCA og TCE er set en væsentligt langsommere og mere begrænset methandannelse, og i de bioaugmenterede flasker er methandannelsen forsvindende. Dette viser tydeligt, at 1,1,1-TCA virker inhiberende for de methanogene bakterier, og indikerer muligvis, at de methanogene bakterier i de tilsatte kulturer er mindre hårdføre i forhold til 1,1,1- TCA sammenholdt med bakterier fra lokaliteten. Opløst jern steg også straks i koncentration i de biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker repræsenterende fanen, bilag 3.2. I flasker fra fanen var der mere sulfat fra start, og her skete der ingen reduktion af sulfat i de biotiske kontroller. I de stimulerede flasker og de bioaugmenterede flasker tog reduktionen af 42

47 sulfat lidt længere tid end i flasker repræsenterende kildeområdet og resulterede i mindre stigning. Der sås endog et lille fald i opløst jern, formodentlig som følge af jernsulfidudfældning. Udviklingen er illustreret for en bioaugmenteret flaske i figur Også for flasker fra fanen var der stor forskel i methandannelsen, bilag 3.2. Dette er illustreret for udvalgte flasker i figur Figur Vasbyvej. Methandannelse i flasker repræsenterende kildeområdet (øverst) og fanen (nederst). Koncentrationen for punkter som er højere end y-aksens maksimum er givet over graferne, bemærk farvekodning. ak: abiotisk kontrol, bk: biotisk kontrol, s: stimuleret flaske, s+: bioaugmenteret flaske; TCA, TCE, TCA TCE, CA: angiver hvilke stoffer der tilsat flasken. I flasker repræsenterende fanen sker der fra start lidt methandannelse i de bioaugmenterede flasker. Methandannelsen er væsentlig større i flasker tilsat CA end i flasker tilsat både 1,1,1-TCA og TCE. Også her ses således en inhiberende effekt af 1,1,1-TCA for methandannelsen. Efter 3-5 mdr. ( dage) sker methandannelse i stimulerede flasker tilsat CA. Der observeres en betydelig og vedvarende methandannelse i disse flasker. I biotiske kontroller tilsat CA ses muligvis en lille methandannelse. Der er ikke observeret methandannelse i biotiske kontroller eller stimulerede flasker tilsat 1,1,1-TCA repræsenterende fanen. Det formodes, at antallet af methanogene bakterier i fanen oprindeligt har været meget lavt/lavere end i kildeområdet. Methandannelsen er tilsyneladende større i stimulerede end i bioaugmenterede flasker. Det er uvist hvorfor Nedbrydning af chlorerede ethaner Udviklingen i koncentrationer og sammensætning af chlorerede ethaner i flasker repræsenterende Vasbyvej lokaliteten fremgår af bilag 3.3. Nedbrydningen i flasker repræsenterende kildeområdet er desuden illustreret ved molfraktioner i figur 4.16 og dechloreringsgrad i figur

48 Der var fra start en del 1,1-DCA, cis-dce og VC samt lidt 1,1,1-TCA fra moræneler- /sandmaterialet i flaskerne, som ikke blev fjernet ved stripning med nitrogen. I abiotiske kontroller observeres ingen eller kun ubetydelig nedbrydning af 1,1,1-TCA eller 1,1-DCA. I biotiske kontroller, stimulerede flasker og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet og tilsat 1,1,1-TCA (5000 μg/l) observeres efter et par mdr. (57 dage) en langsom nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA (figur 4.16 øverste 4 grafer). Efter omtrent 9 mdr. (259 dage) er nedbrydningen af 1,1,1-TCA endnu ikke komplet, og der er ikke set nedbrydning af 1,1-DCA til CA. Der synes imidlertid ikke at være dannet helt så meget 1,1-DCA, som der er nedbrudt 1,1,1-TCA (bilag 3.3.1). Der ses ingen forskel på flasker alene tilsat 1,1,1-TCA og tilsat både 1,1,1-TCA og TCE (bilag 3.3). Figur Vasbyvej. Udvikling i sammensætning af chlorerede ethaner i abiotisk kontrol og biotisk kontrol tilsat TCA (5000 µg/l), stimuleret flaske og bioaugmenteret flaske tilsat TCA (5000 µg/l) og TCE (1000 µg/l) samt i stimuleret flaske og bioaugmenteret flaske tilsat TCE alene (1000 µg/l TCE, fra sediment ca. 500 µg/l 1,1,-TCA). Alle flasker repræsenterende kildeområdet. Abiotiske kontroller er autoklaveret 3 gange over 3 dage, og stoffer er derfor først tilsat 3 dage senere end for øvrige flasker. I stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet, som alene er tilsat TCE (og ikke 1,1,1-TCA, figur nederste grafer), med initial lavere 1,1,1- TCA koncentration (ca. 500 μg/l) observeres komplet nedbrydning af 1,1,1-TCA 44

49 (formentlig til 1,1-DCA) indenfor 1-2 mdr. (42 dage). Dechloreringsgraden ses at stige til 33%, figur I de bioaugmenterede flasker repræsenterende kildeområdet ses desuden videre nedbrydning af 1,1-DCA til CA efter 7-9 mdr. ( dage, figur nederste grafer). I den flaske, hvor mest 1,1-DCA er omsat til CA er dechloreringsgraden efter ca. 9 mdr. (259 dage) steget til 63% (komplet omsætning af 1,1-DCA til CA resulterer i dechloreringsgrad på 67%), figur I de stimulerede flasker er derimod ikke set videre nedbrydning af 1,1-DCA (figur 4.16). Nedbrydningen i stimulerede og bioaugmenterede flasker repræsenterende fanen er illustreret ved molfraktioner i figur 4.17 for flasker tilsat 1,1,1-TCA og TCE og figur 4.18 for flasker tilsat CA samt ved dechloreringsgrad i figur Figur Vasbyvej. Udvikling i sammensætning af chlorerede ethaner i stimuleret flaske (nr. 23) og bioaugmenteret flaske (nr. 26) tilsat TCA (1000 μg/l) og TCE (1000 μg/l) repræsenterende fanen. I biotiske kontroller tilsat 1,1,1-TCA (1000 μg/l) og stimulerede og bioaugmenterede flasker tilsat både 1,1,1-TCA (1000 μg/l) og TCE (1000 μg/l) repræsenterende fanen ses efter ca. 4 mdr. (112 dage) et mindre fald i 1,1,1-TCA, som ikke modsvares af produktionen af 1,1-DCA (bilag 3.3.3). I den ene bioaugmenterede flaske ses efter 7-9 mdr. ( dage) en langt tydeligere nedbrydning af 1,1,1-TCA til 1,1-DCA, denne udvikling ses ikke i dubletten eller de stimulerede flasker (figur 4.17). Dechloreringsgraden for 1,1,1-TCA i den bioaugmenterede flaske er ca. 28% mod ca. 15% i øvrige flasker efter ca. 9 mdr. (259 dage, figur 4.19). I stimulerede flasker repræsenterende fanen tilsat CA (ikke tilsat 1,1,1-TCA) observeres nedbrydning af 1,1-DCA (tilstede fra start) til CA efter ca. 4 mdr. (112 dage). Nedbrydningen til CA er komplet efter ca. 9 mdr. (259 dage, figur 4.18). Overraskende ses ikke tilsvarende udvikling i de bioaugmenterede flasker. Da CA som følge af tilsætning i forvejen var dominerende i disse flasker ses udviklingen ikke så tydeligt på dechloreringsgraden (fig 4.19). 45