Schlussbericht. Forschungsstelle 2

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1 Schlussbericht der Forschungsstellen Forschungsstelle 1 Forschungsstelle 2 DVGW-Technologiezentrum Wasser (TZW) Abteilung Umweltbiotechnologie und Altlasten Karlsruher Str Karlsruhe Projektleiter: Dr. Andreas Tiehm Projektbearbeitung: Dipl.-Biol. S. Gaza, Dr. K. R. Schmidt Karlsruher Institut für Technologie (KIT) Institut für funktionelle Grenzflächen (IFG) Hermann von Helmholtz Platz Eggenstein-Leopoldshafen Projektleiter: Dr. Thomas Schwartz Projektbearbeitung: Dipl.-Ing. (FH) T. Teutenberg zu dem über die im Rahmen des Programms zur Förderung der Industriellen Gemeinschaftsforschung und -entwicklung (IGF) vom Bundesministerium für Wirtschaft und Technologie aufgrund eines Beschlusses des Deutschen Bundestages geförderten Vorhaben N Nutzung neuer produktiver Abbauprozesse für die aerobe mikrobiologische Sanierung von CKW-Standorten (Bewilligungszeitraum: ) der AiF-Forschungsvereinigung Gas- und Wasserfach Karlsruhe, Dr. Andreas Tiehm / Dr. Thomas Schwartz Ort, Datum Name und Unterschrift des/der Projektleiter(s) an der/den Forschungsstelle(n)

2 Das IGF-Vorhaben N der Forschungsvereinigung Gas- und Wasserfach wurde über die AiF im Rahmen des Programms zur Förderung der Industriellen Gemeinschaftsforschung (IGF) vom Bundesministerium für Wirtschaft und Technologie aufgrund eines Beschlusses des Deutschen Bundestages gefördert. Die Autoren danken Markus Friedrich (Landratsamt Böblingen), Holger Hansel und Michael Deusch (Büro für Geologie und Umweltfragen), Michael Heidinger und Siegmund Ertl (Hydroisotop GmbH), Johannes Körner und Axel Oppermann (Fugro Consult GmbH) sowie allen Teilnehmern des Projektbegleitenden Ausschuss für die gute Zusammenarbeit. I

3 Inhaltsverzeichnis Abkürzungsverzeichnis...VI 1 Zusammenfassung Einleitung Forschungsziel und Aufgabenstellung Planung und Ablauf des Projektes Wissenschaftliche Ausgangssituation CKW: Vorkommen, Relevanz und Verwendung Stoffeigenschaften und Folgen für Mensch und Umwelt Sanierung von Grundwasserschäden Natural Attenuation Mikrobieller Abbau von Chlorethenen Anaerober Abbau: Reduktive Dechlorierung Aerob-oxidativer Chlorethenabbau Aerober VC-Abbau Aerober cdce-abbau Aerober TCE-Abbau Aerober PCE-Abbau Enzyme des aeroben Chlorethenabbaus Produkttoxizität und Hemmung des aeroben Chlorethenabbaus Sequenzieller anaerober/aerober Abbau von Chlorethenen Material und Methoden Bakterienkulturen Beispielstandort B109 Sindelfingen (aerob-produktive TCE-Verwerter) Referenzstandort Frankenthal (aerob-produktive cdce-verwerter und VC-Verwerter) Referenzstandort Karlsruhe-Ost/Killisfeld (aerob-produktive VC-Verwerter) Batchversuche Säulenversuche Kreislaufsäulen Durchflusssäulen Probenahme von Grundwasser, Sediment und Aktivkohle am Standort B Verwendete Chlorethene Mineralmedium Vollmedien...40 II

4 3.8 Lösungen Primer Referenzstämme Physikalisch-chemische, mikrobiologische und molekularbiologische Methoden Elektrodenmessungen Gaschromatographie (GC) Isotopenfraktionierung Ionenchromatographie (IC) Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC) Ammonium DNA-Extraktion PCR (Polymerase Chain Reaction) Agarose-Gelektrophorese DGGE (Denaturierende Gradientengelelektrophorese) DNA-Sequenzierung qpcr (quantitative PCR) FISH (Fluoreszenz-in-situ-Hybridisierung) RNA-Isolation und Amplifikation Proteinbestimmung Leuchtbakterienhemmtest Ergebnisse und Diskussion Kulturpflege der TCE-Verwerter Sedimentscreening Grundwasserscreening Abbauversuche mit Aktivkohle Charakterisierung des TCE-Abbaus in Batchversuchen Essentielle anorganische Nährstoffe Abbau weiterer Chlorethene als Einzelsubstanz durch die TCE-abbauende Kultur Abbau von TCE in der Anwesenheit weiterer Chlorethene Konzentrationsbereich Einfluss von erhöhten Salzkonzentrationen auf den TCE-Abbau Einfluss des ph-wertes auf den TCE-Abbau Einfluss von Hungerzeiten auf den TCE-Abbau Einfluss der Temperatur auf den TCE-Abbau...80 III

5 4.5.9 Abbau von TCE in Grundwasser eines Referenzstandorts und Dosierung von Sauerstoff in Form von Wasserstoffperoxid Minimaler Sauerstoffbedarf der TCE-abbauenden Kultur und Korrelation von TCE- Abbau und Sauerstoffverbrauch Abbau möglicher Metabolite des aeroben TCE-Abbaus und der Abbau von TCE in Anwesenheit möglicher Metabolite Hemmung des TCE-Abbaus durch die Anwesenheit möglicher Metabolite sowie durch Acetylen Proteinbildung: Ermittlung eines Ertragskoeffizienten Ermittlung eines Isotopenfraktionierungsfaktors Toxizität im Leuchtbakterienhemmtest Untersuchungen im durchströmten System cdce-abbau im Kreislaufsäulensystem TCE-Abbau im Kreislaufsäulensystem cdce- und TCE-Abbau in Durchflusssäulensystem Durchflusssäule ohne Inokulation (Bestimmung des abiotischen TCE-Verlusts) cdce-abbau im Durchflusssäulesystem TCE-Abbau im Durchflusssäulensystem mit Mineralmedium TCE-Abbau im Durchflusssäulensystem mit Grundwasser vom Standort B109 Sindelfingen Populationsanalysen, Versuch der Reinkulturisolierung und Entwicklung molekularbiologischer Methoden VC-Verwerter Reinkulturisolierung cdce-verwerter Populationsanalyse der cdce-verwertenden Anreicherungskultur Reinkulturisolierung TCE-Verwerter Reinkulturisolierung Übersicht: Populationsanalysen PCR-Primer Design und Verifizierung FISH-Sonden Design und Verifizierung Molekularbiologische Untersuchung von Standortmaterial Populationsanalyse der Grundwasserproben Konventionelle PCR mit spezifischen Primern und Grundwasserproben IV

6 4.8.3 Nachweis von Bakterien nach Filtration und DAPI-Gegenfärbung Nachweis von Bakterien in kontaminierten Grundwasserproben mittels FISH-Sonden Analyse immobilisierter Mikroorganismen auf Sandsäulen Genexpressionsanalysen RNA-Anreicherung der kontaminierten Grundwasserproben Etablierung von PCR-Nachweisen mit Primersystemen aus der Literatur Zusammenfassende Diskussion Vergleich der gewonnenen Daten mit Referenzstandorten Vergleich des aeroben Abbaus mit der reduktiven Dechlorierung von Chlorethenen hinsichtlich Biomassebildung, Leistungsfähigkeit und Wirtschaftlichkeit Stimulierungskonzept Gegenüberstellung des Projektzieles mit den erreichten Ergebnissen Bewertung und innovativer Beitrag des Verfahrens Voraussichtlicher Nutzen bzw. beabsichtigte Nutzung der Forschungsergebnisse Wirtschaftliche Bedeutung der Ergebnisse für KMUs Ergebnistransfer in die Wirtschaft Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit Veröffentlichungen aus dem Vorhaben Literaturverzeichnis V

7 Abkürzungsverzeichnis 1,1DCE BBodSchG BG BGU BSA BTEX cdce CKW d dem. DGGE DNA DNAPL DO DOC DVGW ECD EDTA ENA FID GC h IC IFG KIT KMUs KORA LABO LCKW LUBW min Mio. MNA 1,1-Dichlorethen Bundesbodenschutzgesetz Bestimmungsgrenze Büro für Geologie und Umweltfragen bovines Serumalbumin Benzol, Toluol, Ethylbenzol, p-, m- und o-xylol cis-1,2-dichlorethen chlorierte Kohlenwasserstoffe day (Tag) demineralisiert Denaturierende Gradientengelelektrophorese deoxyribonucleic acid (Desoxyribonukleinsäure) dense non aqueous phase liquid (organische Flüssigphase, höhere Dichte als Wasser) dissolved oxygen (gelöster Sauserstoff) dissolved organic carbon (gelöster organischer Kohlenstoff) Deutsche Vereinigung des Gas- und Wasserfachs e.v. electron capture detector (Elektroneneinfangdetektor) Ethylendiamintetraessigsäure enhanced natural attenuation (Unterstützung, Stimulierung oder Initiierung natürlicher Schadstoffminderungsprozesse flame ionisation detector (Flammenionisationsdetektor) Gaschromatographie hour (Stunde) Ionenchromatographie Institut für funktionelle Grenzflächen Karlsruher Institut für Technologie kleine und mittlere Unternehmen kontrollierter natürlicher Rückhalt und Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grundwässer und Böden Bund / Länder-Arbeitagemeinschaft Bodenschutz leicht flüchtige Kohlenwasserstoffe Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Minute Million monitored natural attenuation (Überwachung natürlicher Schadstoffminderungsprozesse) VI

8 NA NTC PbA PCE PVC PCR qpcr R 2 RNA RT sec t TCE tdce TrinkwV TZW UBA US EPA VC VPDB VR ÜF ε natural attenuation (natürliche Schadstoffminderungsprozesse) no template control (Kontrolle ohne DNA) Projektbegleitender Ausschuss Perchlorethen = Tetrachlorethen Polyvinylchlorid polymerase chain reaction (Polymerasekettenreaktion) quantitative PCR Bestimmtheitsmaß der linearen Regression ribonucleic acid (Ribonukleinsäure) Raumtemperatur Sekunde Tonne Trichlorethen trans-1,2-dichlorethen Trinkwasserverordnung DVGW-Technologiezentrum Wasser Umweltbundesamt United States Environmental Protection Agency (Umweltschutzbehörde der Vereinigten Staaten von Amerika) Vinylchlorid Vienna Pee Dee Belemnite Versuchsreihe Überführung Isotopenanreicherungsfaktor VII

9 1 Zusammenfassung Ziel dieses Projektes war es, die Nutzbarkeit neuer produktiver, biologischer chlorethenabbauender Prozesse für die aerobe Sanierung von CKW-kontaminierten Standorten zu prüfen. Das Vorhaben beschäftigte sich mit der Charakterisierung eines neuen aeroben Abbauprozesses: Dem aerob-produktiven Trichlorethen-Abbau. Es konnten detaillierte Kenntnisse der Milieuansprüche und der Leistungsfähigkeit dieses Abbauprozesses sowohl in Batchkulturen als auch im durchströmten System gewonnen werden und der produktive Charakter des Prozesses anhand der Ermittlung eines Ertragskoeffizienten belegt werden. Die gewonnenen Daten ermöglichten es, die Eignung des neuen Abbauprozesses für die Sanierung von Altlastenstandorten zu zeigen. Die Erfassung der Kohlenstoffisotopenanreicherung ermöglicht den Nachweis des aeroben Abbaus von Trichlorethen im Feld. Es konnte zudem bestätigt werden, dass der aerobe, produktive Abbau von Vinylchlorid, cis-dichlorethen und Trichlorethen deutliche Vorteile gegenüber anaerobreduktiven aber auch aerob-cometabolischen Abbauprozessen aufweist: Diese neuen Prozesse haben in der Praxis erhebliches Potential, da 1) keine Auxiliarsubstrate benötigt werden, 2) der verfügbare Sauerstoff ausschließlich für den CKW-Abbau genutzt werden kann, 3) keine stabilen, toxischen Metabolite gebildet werden und 4) keine Nebenreaktionen feststellbar waren, die die Grundwasserqualität verschlechtern können. Abbauaktive Kulturen wurden molekularbiologisch charakterisiert. Mittels Datenbankabgleichen und Literaturrecherchen konnten molekularbiologische Nachweismethoden für Organismen, die Chlorethene aerob-produktiv abbauen, etabliert werden. Diese wurden anhand von Proben von Referenzstandorten validiert. An einem Beispielstandort wurde anhand eines großflächigen Grundwasserscreenings mit Abbauversuchen in Labormikrokosmen das Potential zum aerob-produktiven Chlorethenabbau nachgewiesen. Für diesen Standort konnte basierend auf den Laborergebnissen zur detaillierten Charakterisierung der aeroben Abbauprozesse ein Stimulierungskonzept entwickelt werden. Das Ziel des Vorhabens wurde erreicht. 1

10 2 Einleitung Alleine in Deutschland wird die Zahl der bestehenden Altlasten derzeit mit ca beziffert (UBA 2012). Da in Deutschland rund 70% des Trinkwassers aus Grundwasser gewonnen wird, stellen kontaminierte Grundwässer ein großes Problem dar. Ein Großteil aller Grundwasserschäden in Deutschland ist auf chlorierte Kohlenwasserstoffe (CKW) zurückzuführen (Teutsch et al. 1997, Stupp et al. 2007a, b). Auch in den USA werden die meisten Grundwasserschäden durch leichtflüchtige chlorierte Kohlenwasserstoffe (LCKW) verursacht (Norris et al. 1994). Diese Schäden gehen häufig auf unsachgemäßen Umgang mit LCKW sowie die unsachgemäße Entsorgung von industriellem Abfall zurück. Die zu den LCKW zählenden Chlorethene stellen aufgrund ihrer toxischen und kanzerogenen Eigenschaften eine besondere Gefahr für die Gesundheit der Menschen dar. Zur Sanierung von belastetem Grundwasser besteht ein Bedarf an geeigneten und effektiven Maßnahmen. Ex-situ-Verfahren oder pump and treat Techniken stellten sich häufig als kostenintensiv und aufgrund möglicher tailing-effekte als lang andauernd heraus (Stupp et al. 2007a). Biologische Sanierungsverfahren können hierbei eine Alternative darstellen. Bis in die 1980er Jahre war man allgemein der Auffassung, dass Chlorethene nicht biologisch abbaubar seien. Diese Auffassung wurde dadurch gestützt, dass man annahm, Chlorethene wären rein anthropogenen Ursprungs. Auch war man der Meinung, dass biologische Prozesse im Grundwasser eine untergeordnete Rolle spielen. Ende der 1980er Jahre nach einer Reihe an Studien zum Verbleib von Perchlorethen (PCE) und Trichlorethen (TCE) im Grundwasser und der Akkumulation von cis-1,2-dichlorethen (cdce) und Vinylchlorid (VC) als mögliche Metabolite stand fest, dass mikrobielle reduktive Dechlorierung in anaeroben, chlorethenkontaminierten Aquiferen auftreten kann (Bradley 2003). Heute findet dieser Prozess in der biologischen Altlastensanierung Verwendung, wobei er mit einem hohen Bedarf an Auxiliarsubstraten einhergehen kann. Zudem kann es zur Bildung toxischer Metabolite und Begleitreaktionen wie Methanogenese oder der Bildung von Schwefelwasserstoff kommen. Auch der aerob-cometabolische Abbau von cdce und VC, weniger häufig von TCE, sind bekannt und werden eingesetzt. Nachteilig hierbei ist jedoch die Notwendigkeit von großen Mengen an Auxiliarsubstrat und Sauerstoff. Daher ist die Entwicklung neuer Verfahren zur kostengünstigen und vollständigen Eliminierung von Chlorethenen aus der Umwelt von großem Interesse. Der aerob-produktive (= aerob-metabolische bzw. direkte) Abbau der niedrig chlorierten Ethene cdce und VC wurde in den letzten Jahren häufiger beschrieben (Mattes et al. 2010). Dieser Prozess bietet sich vor allem in der anaerobaerob-sequenziellen Sanierung von PCE- oder TCE-kontaminierten Standorten an (Tiehm und Schmidt 2011). 2

11 Wichtige Vorteile des aerob-metabolischen Abbaus sind, dass 1) kein Auxiliarsubstrat benötigt wird, 2) der Sauerstoff direkt der Chlorethenumsetzung zur Verfügung steht und 3) keine stabilen toxischen Metabolite gebildet werden. Im Rahmen dieses Projektes wurde neben den bereits bekannten Prozessen des aerobmetabolischen Abbaus von cdce (Schmidt et al. 2010) und VC (Tiehm et al. 2008) vor allem der bislang nicht beschriebene Prozess der aerob-metabolischen Umsetzung von TCE belegt und charakterisiert. 2.1 Forschungsziel und Aufgabenstellung Mikrobiologische Abbauprozesse gelten in der Altlastensanierung als effiziente, kostengünstige und nachhaltige Alternative zu physikalisch-chemischen Sanierungsmaßnahmen. Doch die anaerob-reduktive Dechlorierung von Chlorethenen ist zum Teil mit aufwändigen Maßnahmen wie dem Einbringen von Auxiliarsubstraten verbunden, die zum einen zum Abbau beitragen zum anderen zur Gewährleistung anaerober Bedingungen. Auch der aerob-cometabolische Abbau bringt die Notwendigkeit des Einbringens von Auxiliarsubstraten und gegebenenfalls Sauerstoff mit sich. Ziel dieses Projektes war es, innovative Methoden zur Nutzung neuer produktiver chlorethenabbauender Prozesse für die aerobe Sanierung von CKW-kontaminierten Standorten zu entwickeln. Das Vorhaben sollte Erkenntnisse in Bezug auf die Milieuansprüche und Leistungsfähigkeiten vor allem des aerob-metabolischen TCE-Abbaus liefern. Neben der Verifikation des produktiven Abbaus und der Charakterisierung der Abbauleistungen inklusive Ermittlung einer durch den TCE-Abbau verursachten 13 C-Isotopenfraktionierung, sollten die für den Abbau verantwortlichen Mikroorganismen charakterisiert werden. Die erzielten Ergebnisse sollten es ermöglichen, effiziente Verfahren zur Sanierung von Boden- und Grundwasserschäden zu entwickeln. Ausgehend vom Beispielstandort B109 sollten die neuen Methoden entwickelt werden und anhand von Referenzstandorten validiert werden, um eine Übertragbarkeit auf andere Standorte zu prüfen. Die Methoden sollen somit für die praktische Altlastenbearbeitung zur Verfügung stehen. Als Ergebnis wurde ein erweiterter Methodenpool der mikrobiellen Sanierung von chlorethenkontaminierten Standorten angestrebt. Dazu zählen die Anwendung aerober Abbauprozesse zur Chlorethenelimination, ein molekularbiologischer Nachweis der schadstoffabbauenden Mikroorganismen sowie die Quantifizierung des Abbaus mittels 13 C-Isotopenfraktionierung. 2.2 Planung und Ablauf des Projektes Das Forschungsvorhaben wurde von zwei Forschungsstellen durchgeführt. 3

12 Die Abteilung Umweltbiotechnologie und Altlasten des DVGW-Technologiezentrum Wasser (TZW; Forschungsstelle 1, federführend) verfügt über langjährige Erfahrung in der Charakterisierung natürlicher Abbauprozesse an kontaminierten Standorten. Dies beinhaltet Untersuchungen zum biologischen Abbau eines breiten Schadstoffspektrums (CKW, polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, Mineralöle, BTEX u. a.) sowohl unter aeroben als auch unter anaeroben Bedingungen. Hinzu kommen Erfahrungen mit molekularbiologischen Untersuchungsmethoden, Mikrokosmenversuchen im Labor, Abbauversuchen mit Grundwasser und mit Anreicherungskulturen sowie der Erhebung und Auswertung von Felddaten. Das Institut für funktionelle Grenzflächen (IFG) am Karlsruher Institut für Technologie (KIT, Forschungsstelle 2) verfügt über detaillierte Kenntnisse molekularbiologischer Techniken (quantitative PCR (Polymerase Chain Reaction), Fluoreszenz-in-situ-Hybridisierung, Denaturierende Gradientengelelektrophorese u. a.). Es sind profunde Erfahrungen in der Untersuchung verschiedenster Bakteriengemeinschaften in unterschiedlichen Umweltbereichen vorhanden. Tabelle 2.1: Aufteilung der Arbeitspakete. Eingehende Charakterisierung des aeroben TCE-Abbaus Isolierung und molekularbiologische Charakterisierung der für den Schadstoffabbau verantwortlichen Mikroorganismen Entwicklung von Gensonden und Primern für molekularbiologische Analysen TZW X Prüfung der entwickelten Methoden auf Übertragbarkeit X X Untersuchung der Abbauprozesse im durchströmten System Konzeptes zur aeroben Stimulierung des CKW-Abbaus an einem Beispielstandort Berichtserstellung, Präsentation und Publikation der gewonnenen Forschungsergebnisse X X X X KIT X X X 2.3 Wissenschaftliche Ausgangssituation CKW: Vorkommen, Relevanz und Verwendung Zu den leicht flüchtigen CKW (LCKW) gehören Chlorethene, Chlormethane, Chlorethane und höher chlorierte Aliphate. Bereits Anfang des 20. Jahrhunderts begann man LCKW aufgrund ihrer fettlösenden Eigenschaft als organische Lösungsmittel zu verwenden. In den 1960er Jahren kam es zu einem vermehrten Einsatz dieser Substanzen. Vor allem chlorierte Ethene (Perchlorethen = Tetrachlorethen (PCE) und Trichlorethen (TCE)) werden zur Entfettung von Metallen, in der Farben- und Lackindustrie aber auch in der chemischen Reinigung von Textilien eingesetzt. Durch Unkenntnis oder unsachgemäßen Umgang mit den Lösungsmitteln wurde eine große Menge LCKW in die Umwelt eingetragen. Bis in die 1970er Jahre war man der Auffassung, dass LCKW 4

13 bei der Beseitigung oder Verschütten weitgehend verdunsten, ohne in den Boden einzudringen. Die ersten, in der Öffentlichkeit bekannten Verunreinigungen mit PCE und TCE wurden Ende der 1970er Jahre festgestellt (KORA 2008; Stupp et al. 2005a). Genauere Nachforschungen in den 1980er Jahren deckten eine Vielzahl an LCKW-Grundwasserschäden auf. Abbildung 2.1 verdeutlicht, dass sowohl in der Bundesrepublik (hier dargestellt: alte Bundesländer) als auch in den USA Chlorethene zu den häufigsten im Grundwasser festzustellenden Kontaminationen gehören. BRD Tetrachlormethan Chlorbenzol Dichlorbenzole Dichlormethan Ethylbenzol Toluol trans-dichlorethen Xylole 1,1,1-Trichlorethan Chloroform Vinylchlorid Benzol cis-dichlorethen Trichlorethen Perchlorethen Häufigkeit bei Grundwasserschäden (%) Tetrachlormethan Chlorbenzol Dichlorbenzole Dichlormethan Ethylbenzol Toluol trans-dichlorethen Xylole 1,1,1-Trichlorethan Chloroform Vinylchlorid Benzol cis-dichlorethen Trichlorethen Perchlorethen USA Häufigkeit bei Grundwasserschäden (%) Abbildung 2.1: Organische Schadstoffe bei Grundwasserschäden in der BRD (alte Bundesländer ) und in den USA (nach Arneth et al. 1989). Derzeit machen Chlorethene einen Großteil der in Grundwasser und Boden nachgewiesenen Schadstoffe sowohl an Industriestandorten als auch in Altablagerungen aus. Abbildung 2.2 gibt aktuelle Daten für das Bundesland Baden-Württemberg wieder. In der Industrie finden hauptsächlich PCE, TCE und VC Verwendung betrug die Weltjahresproduktion von PCE ca bis t (Dreher 1986). Allein 1991 wurden in der Bundesrepublik Deutschland ca t produziert (BUA Stoffbericht 1993). Auf dem Höhepunkt der Chlorethenproduktion wurden in der BRD (alte Bundesländer) t PCE und t TCE hergestellt. In den USA im selben Jahr t PCE bzw t TCE (Stupp et al. 2005a). Mit Feststellung der gesundheits- und umweltschädlichen Eigenschaften der LCKW gingen die Produktionsmengen zurück. Heute dienen PCE und TCE in der chemischen Industrie als Ausgangsstoffe in der Synthese halogenierter Verbindungen, die als Kühlmittel oder Anästhetika verwendet werden (Mattes et al. 2010). 5

14 Abbildung 2.2: Ursachen für Grundwasserverunreinigungen in Baden-Württemberg nach der Altlastenstatistik 2011 (aus LUBW 2012). In den USA wird cdce industriell produziert und wurde vom Militär als Entfettungsmittel eingesetzt. Daher wurde es an zahlreichen Standorten des US-Militärs als Kontamination festgestellt (Connon et al. 2005, Stupp et al. 2005a). Industriell treten die Dichlorethene in Deutschland kaum in Erscheinung. Ihr Vorkommen als Grundwasserkontamination ist auf anaeroben biologischen Abbau von PCE und TCE zurückzuführen (siehe Kapitel ) VC gehört weltweit zu den Chemikalien mit den höchsten Produktionsmengen. Es dient als Rohstoff in der Kunststoff- und Chemikalienproduktion. Dabei entfällt ein Großteil auf die Produktion von Polyvinylchlorid (PVC) (Hartmans und de Bont 1992). Allein 2007 lag der weltweite Bedarf an PVC bei ca. 35,3 Mio. t (Bothur et al. 2008). Die Hauptursache für die Kontamination von Grundwasser mit VC ist aber nicht auf seinen industriellen Gebrauch zurückzuführen, sondern geht auf die Verunreinigung von Grundwasser vor allem mit den höher chlorierten Ethenen PCE und TCE zurück, da auch VC als Metabolit beim anaeroben Abbau von Chlorethenen entsteht (siehe Kapitel ). 6

15 2.3.2 Stoffeigenschaften und Folgen für Mensch und Umwelt Die Stoffgruppe der Chlorethene umfasst die in Tabelle 2.2 aufgeführten Substanzen PCE, TCE, die drei Isomere des Dichlorethen (1,1-Dichlorethen, 1,1DCE; trans-1,2-dichlorethen, tdce; und cis-1,2-dichlorethen, cdce) und VC. Tabelle 2.2 gibt die wichtigsten Stoffeigenschaften wieder, die das hohe Ausbreitungspotential und die Toxizität der Chlorethene widerspiegeln. Die Chlorkohlenwasserstoffe sorbieren matrixbedingt am Bodenmaterial, sind aber auch sowohl in der ungesättigten Bodenzone als auch als gelöste Stoffe im Grundwasser mobil (Stupp et al. 2005b). Als Maß für die Adsorption an die Bodenmatrix wird der log K OC herangezogen der Verteilungskoeffizient zwischen dem organischen Kohlenstoff in der Bodenmatrix und der Wasserphase. Da die meisten LCKW eine höhere Dichte als Wasser aufweisen, können sie bei Eintrag in die Umwelt von der ungesättigten und der gesättigten Bodenzone bis zur Sohle zum undurchlässigen Aquitard gelangen, wo sie DNAPL ( Dense Non Aqueous Phase Liquids, schwere LCKW-Phasen) ausbilden (Abbildung 2.3). Aus diesen sogenannten Pools kann sich der Schadstoff kontinuierlich nachlösen und mit dem Grundwasserstrom weite Strecken transportiert werden. Es kommt zur Ausbildung einer Schadstofffahne. Durch unterschiedliche Verteilungsmuster aufgrund unterschiedlicher Durchlässigkeiten der Bodenschichten kann es zudem zur Ausbildung diverser Schadensherde unterschiedlicher Größe und in unterschiedlicher Tiefe kommen. Dies führt dazu, dass DNAPL häufig schwer zu entdecken und zu sanieren sind (KORA 2008). 7

16 Tabelle 2.2: Stoffeigenschaften der Chlorethene (Quellen: Herstellerangaben, Chen et al , GESTIS ,TrinkwV 2001, US EPA 2012, Wiedemeier et al ). PCE TCE 1,1DCE Summenformel C 2 Cl 4 C 2 HCl 3 C 2 H 2 Cl 2 Strukturformel CAS Nummer Molmasse (g/mol) 165,83 131,39 96,94 Dichte bei 25 C (g/ml) 1,623 1,463 1,213 (20 C) Wasserlöslichkeit bei 20 C 2 0,16 1,1 2,5 (g/l) Aggregatszustand bei 25 C 2 flüssig flüssig flüssig Dampfdruck bei 20 C (hpa) 2 19,4 77,6 660 K H (dimensionslos) 1 0,676 0,411 - bei 24 C log K OW 2 log K OC 3 3,4 2,42 2,13 2,43 1,26 - Wassergefährdungsklasse US EPA priority pollutant ja ja ja Gefahrensymbole Risikohinweis kann Krebs 2 nein ja nein erzeugen Grenzwerte Trinkwasserverordnung (µg/l) 10 als Summe beider Stoffe - 8

17 Tabelle 2.2: Fortsetzung: Stoffeigenschaften der Chlorethene (Quellen: Herstellerangaben, Chen et al , GESTIS ,TrinkwV 2001, US EPA 2012, Wiedemeier et al ). tdce cdce VC Summenformel C 2 H 2 Cl 2 C 2 H 2 Cl 2 C 2 H 3 Cl Strukturformel CAS Nummer Molmasse (g/mol) 96,94 96,94 62,50 Dichte bei 25 C (g/ml) 1,257 1,284 0,911 Wasserlöslichkeit bei 20 C 2 0,6-0,8 0,6-0,8 1,1 (g/l) Aggregatszustand bei 25 C 2 flüssig flüssig gasförmig Dampfdruck bei 20 C (hpa) K H (dimensionslos) 1-0,162 1,049 bei 24 C log K OW 2 2,09 1,86 1,52 log K OC 3 1,46 1,38 - Wassergefährdungsklasse US EPA priority pollutant ja nein ja Gefahrensymbole Risikohinweis kann Krebs 2 nein nein ja erzeugen Grenzwerte Trinkwasserverordnung (µg/l) - - 0,5 9

18 Industriestandort Rezeptor A Ablagerung Schadensherde B Schadstofffahne Fließrichtung DNAPL C Abbildung 2.3: Verhalten von LCKW im Untergrund mit Ausbildung einer Schadstofffahne. A: ungesättigte Bodenzone; B: gesättigte Bodenzone, Aquifer; C: Aquitard. Eine Reihe physikalisch-chemischer Eigenschaften der LCKW werden als ursächlich für ihr großes Ausbreitungspotential angesehen. Dazu gehören ihre hohe Dichte im Vergleich zu Wasser, aber auch ihre geringe Viskosität, ihre geringe Grenzflächenspannung zu Wasser sowie ihre Wasserlöslichkeit. Hinzu kommt die relativ gute biologische Abbaubarkeit, die allerdings nur unter bestimmten Milieubedingungen zum Tragen kommt (KORA 2008). LCKW-Schadstofffahnen im Grundwasser können sich sehr weit ausbreiten (Abbildung 2.4). So stellten Stupp und Paus (1999) bei der Auswertung von 40 LCKW-Fahnen in Deutschland fest, dass die durchschnittliche Fahnenlänge bei m und die maximale bei m lag (Bestimmungsgrenzen LCKW: 0,1 bis 1 µg/l). MKW PAK Maximalwerte BTEX Mittelwerte LCKW Fahnenlängen in m [logarithmische Darstellung] Abbildung 2.4: Mittlere und maximale Fahnenlänge verschiedener Schadstoffgruppen (AlfaWeb Stand 2006). 10

19 Beim Menschen können LCKW Reizungen der Augen und Atemwege oder der Haut verursachen. Hinzu kommen längerfristig Schädigungen des zentralen Nervensystems, von Leber und Nieren sowie kanzerogene und mutagene Wirkungen (Hylckama Vlieg und Janssen 2001, Michels et al. 2001, GESTIS 2012). Durch ihre Chlorsubstituenten sind Chlorethene lipophil und damit fettlösend, sodass es beim Hautkontakt zu einer Entfettung der Haut kommt. Die Lipophilie führt zudem dazu, dass die Chlorethene bei Aufnahme über den Verdauungstrakt oder den Atemtrakt gut resorbiert werden. So können sie schnell auf das zentrale Nervensystem einwirken und dort eine narkotisierende Wirkung entfalten (GESTIS 2012). Tierversuche zeigten, dass TCE in hohen Dosen eine kanzerogene Wirkung besitzen kann. Dabei gilt es hervorzuheben, dass nicht die Chlorethene selbst kanzerogen wirken, sondern vielmehr ihre Metabolite (Mattes et al. 2010, Melnick 2002, Hylckama Vlieg und Janssen 2001). Chlorierte Ethene sowie andere Alkene werden durch Cytochrom P450 metabolisch aktiviert. Unter Cytochrom P450 versteht man eine große Gruppe an Enzymen, zumeist Oxygenasen, die in fast allen Organismen vorkommen; beim Menschen vor allem in der Leber. Sie sind für die Umsetzung von Lipiden, Steroidhormonen, aber auch Xenobiotika wie Arzneimittelwirkstoffe oder auch andere toxische Substanzen verantwortlich. Cytochrom P450 oxidiert Alkene zu Epoxiden, die mit nucleophilen Bestandteilen zellulärer Makromoleküle wie DNA oder Proteine reagieren. Die elektrophilen Epoxide binden kovalent an nucleophile Bestandteile der DNA. Dies führt zur Ausbildung sogenannter DNA-Addukte. Diese wiederum verursachen Punktmutationen und haben fehlerhafte Codierungen der betroffenen DNA-Sequenzen zur Folge. Dies wiederum kann zu Krebs führen (Hylckama Vlieg und Janssen 2001, Melnick 2002). TCE und PCE können auch über einen Glutathion-abhängigen reduktiven Stoffwechselweg metabolisiert werden. Es werden Glutathion-Konjugate gebildet, die zu Merkaptursäuren umgesetzt werden (Henschler 1994). Diese können über den Urin ausgeschieden werden, aber auch nach enzymatischer β-spaltung Thioketene bilden, die mit DNA reagieren können (Hylckama Vlieg und Janssen 2001). In Tierversuchen wurde die Kanzerogenität hoher TCE-Konzentrationen untersucht. Bei Studien zum kanzerogenen Potential beim Menschen bei niedrigen Dosen und chronischem Kontakt mit TCE (typischeres Szenario) ist dies nicht eindeutig geklärt (Clewell et al. 2001, Chiu et al. 2006). Es gibt jedoch Studien, die einen Zusammenhang zwischen der Exposition mit TCE und erhöhtem Brustkrebsrisiko (Coyle et al. 2005), Autoimmunerkrankungen (Cooper et al. 2009) und Parkinson (Gash et al. 2008) herstellen. Experten raten daher zum besonders vorsichtigen Umgang mit diesem Chlorethen (Mattes et al. 2010). Die kanzerogene Wirkung von VC ist schon länger bekannt. Es kann unter anderem bösartige Tumore im Bindegewebe der Leber (Angiosarkome) hervorrufen (Melnick 2002). VC stellt von allen 11

20 Chlorethenen die größte Gefahr für die menschliche Gesundheit dar (Mattes et al. 2010) und wird daher auch in der Deutschen Trinkwasserverordnung am strengsten von allen Chlorethenen reguliert (TrinkwV 2001). Zum Einfluss der Chlorethene auf die Umwelt gibt es nur wenige Daten. Eine Studie mit Ceriodaphnia (Wasserfloh) zeigte, dass PCE (> 4 µm) und TCE (> 82 µm) sich negativ auf die Reproduktion auswirken (Niederlehner et al. 1998). Mattes et al. (2010) erwarten, dass es auch kanzerogene Effekte der Chlorethene auf Organismen in der Umwelt geben müsste, wobei hierzu noch keine Daten erhoben wurden. Auf Mikroorganismen können LCKW in erhöhten Konzentrationen toxisch bzw. hemmend wirken (Aktaş et al. 2012). Die effektiven Hemmkonzentrationen sind abhängig von der Substanz und der Bakteriengruppe. Auf die Hemmung des cometabolischen mikrobiellen Abbaus von TCE (Produkttoxizität) wird in Kapitel näher eingegangen Sanierung von Grundwasserschäden 1 des Bundesbodenschutzgesetzes beginnt mit folgendem Satz: Zweck dieses Gesetzes ist es, nachhaltig die Funktionen des Bodens zu sichern oder wiederherzustellen. Hierzu sind schädliche Bodenveränderungen abzuwehren, der Boden und Altlasten sowie hierdurch verursachte Gewässerverunreinigungen zu sanieren und Vorsorge gegen nachteilige Einwirkungen auf den Boden zu treffen (BBodSchG 1998). Dies macht den hohen Stellenwert der Schutzgüter Boden und Grundwasser deutlich, der dazu geführt hat, dass vielseitige Methoden zur Altlastensanierung entwickelt wurden und werden. Verfahren zur Sicherung und Sanierung von Grundwasserschäden lassen sich in drei Hauptgruppen unterteilen (Sanierungsverfahren 2012). Dazu gehören (1) Isolationsverfahren wie Oberflächenabdichtung, vertikale Abschirmung oder horizontale Soldichtung. Zu den (2) ex-situ- Verfahren zählen Auskofferung, Transport und Deponierung sowie verschiedene on-site / off-site Verfahren wie Bodenwäsche, Dampfextraktion, chemische Extraktion oder Transformation, thermische und biologische Verfahren (Sanierungsverfahren 2012). Bei ex-situ-verfahren erfolgt die Behandlung des Grundwassers bzw. des Bodens nicht direkt am Ort der Kontamination. Bei on-site-verfahren erfolgt die Dekontamination am Standort, bei off-site Verfahren in einer zentralen, aber vom Anfallort entfernten Anlage. Auch im Bereich der (3) in-situ-behandlung von Grundwasserschäden wurde eine vergleichsweise große Zahl an Sanierungsverfahren entwickelt (Schmidt et al. 2007), wobei Boden bzw. Grundwasserleiter den Reaktionsraum für das Sanierungsverfahren stellen: Dazu zählen thermische Verfahren, reaktive Wände, in-situ-strippen, Grundwasserzirkulationsbrunnen, funnel and gate, drain and gate, adsorptive Wände, Hydroschockverfahren, elektrokinetische Verfahren oder chemische Oxidation sowie auch biologische 12

21 Verfahren wie Bioscreen, Biosparging, Biostimulation von oxidativen und reduktiven Abbauprozessen - um nur eine Auswahl wieder zu geben Natural Attenuation Der Begriff Natural Attenuation (NA) wurde erstmals durch die amerikanische Umweltbehörde (United States Environmental Protection Agency US EPA 1999) definiert und von der LABO (Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Bodenschutz) in die deutsche Nomenklatur eingeführt. Man versteht danach unter natürliche(n) Schadstoffminderungsprozesse(n) ( ) biologische, chemische und physikalische Prozesse, die ohne menschliches Eingreifen zu einer Verringerung der Masse, der Fracht, der Toxizität, der Mobilität, des Volumens oder der Konzentration eines Stoffes im Boden oder Grundwasser führen. Zu diesen Prozessen zählen biologischer Abbau, chemische Transformation, Sorption, Dispersion, Diffusion und Verflüchtigung der Stoffe (LABO 2009). In der Altlastenpraxis wird bei Natural Attenuation unterschieden in Monitored Natural Attenuation (MNA) und Enhanced Natural Attenuation (ENA). MNA beinhaltet die Überwachung der natürlichen Schadstoffminderung, um die Wirksamkeit dieser Prozesse zu kontrollieren. Unter ENA wird die gezielte Stimulierung oder Unterstützung von natürlichen Schadstoffminderungsprozessen verstanden (LABO 2009). Dabei können durch spezifische Maßnahmen am Standort optimale Bedingungen für den mikrobiellen Abbau geschaffen werden, indem Nährstoffe oder terminale Elektronenakzeptoren zugegeben werden (Biostimulation) oder es werden gezielt Mikroorganismen am Standort ausgebracht, die die Schadstoffe abbauen können (Bioaugmentation, Olaniran et al. 2006). Das LABO-Positionspapier von 2009 sieht ENA als in-situ-sanierungsmaßnahme an. Zu den wichtigsten Vorteilen des NA-Konzepts wie bei den meisten in-situ-verfahren gehört, dass beteiligte Personen einem geringeren Gefahrenpotential ausgesetzt sind als bei ex-situ- Verfahren. Zudem werden Sekundärabfälle vermieden, da die Schadstoffe im optimalen Fall komplett abgebaut werden (Förstner 2012). Hinzu kommt, dass der technische und energetische Aufwand relativ gering ist. Es kann jedoch speziell im Falle der CKW zu einer Akkumulation von Metaboliten kommen (Kapitel ), die zum einen toxischer und zum anderen mobiler als die Ausgangssubstanzen sind. Eine dauerhafte Überwachung der NA-Prozesse (MNA) ist unerlässlich, da es im Laufe der Zeit zu einer Veränderung der hydrologischen sowie geochemischen Bedingungen im Untergrund kommen kann. Bei Berücksichtigung sämtlicher Standortgegebenheiten und sofern negative Folgen ausgeschlossen werden können, stellt NA eine sinnvolle Alternative zu oftmals teuren und ineffektiven technischen Sanierungsverfahren dar (Olaniran et al. 2006, Schmidt und Tiehm 2008, Förstner 2012). 13

22 2.3.5 Mikrobieller Abbau von Chlorethenen CKW werden hauptsächlich aber nicht nur anthropogen freigesetzt. Es sind über natürlich vorkommende CKW bekannt. Pflanzen, Algen, Pilze und Bakterien können Organochlorverbindungen synthetisieren. PCE- und TCE-Produktion wurde in Vulkanen nachgewiesen, die Bildung von VC in Böden (Bradley 2003, Mattes et al. 2010). Dennoch werden Chlorethene als Xenobiotika (griechisch, xenos = fremd, bios = Leben) bezeichnet, da sie nicht zu den Bestandteilen der Biosphäre und folglich auch nicht zum natürlichen Nährstoffangebot z.b. für Mikroorganismen gezählt werden. Bis in die 1980er Jahre war man allgemein der Auffassung, dass CKW nicht biologisch abgebaut werden können (Norris et al. 1994), bis man feststellte, dass PCE- und TCE-Konzentrationen in kontaminierten Grundwässern zurückgingen und cdce bzw. VC sich anreicherten. In den letzten 30 Jahren wurden zahlreiche Studien zum mikrobiellen Abbau von Chlorethenen unter verschiedenen Redox-Bedingungen und mit verschiedenen Auxiliarsubstraten durchgeführt. Heute wird allgemein angenommen, dass höher chlorierte Ethene (PCE, TCE) besser unter anaeroben (reduktiven) Bedingungen als Elektronenakzeptor abgebaut werden können. Niedrig chlorierte (cdce, VC) dagegen können unter aeroben (oxidativen) Bedingungen als Elektronendonor besser abgebaut werden (Tiehm und Schmidt 2011). Es konnte gezeigt werden, dass Mikroorganismen nicht nur Quelle einer CKW-Freisetzung sein können, sondern dass sie die wichtigste Senke für CKW in der Umwelt darstellen (Mattes et al. 2010). Anaerob-reduktive Dechlorierung Aerob-oxidative Dechlorierung Auxiliarsubstrate org. C H 2 [H] [H] PCE TCE Cl - Cl - TCE DCE VC Direkter Abbau CO 2 Cl - H 2 O Acetat [H] DCE Cl - Cometabolischer Abbau direkte e - -Donoren Halorespiration [H] VC Ethen Cl - Ethen CH 4 NH 4 + Phenol... Auxiliarsubstrate CO 2 NO 3 - H 2 O Abbildung 2.5: Mikrobieller Abbau der Chlorethene: Derzeit publizierter Stand des Wissens (verändert nach Tiehm et al. 2005). 14

23 In den folgenden Unterkapiteln wird der aktuelle Stand des Wissens bezüglich des biologischen Abbaus chlorierter Ethene aufgeteilt in die drei relevanten Abbauwege (anaerob-reduktiv, aerobcometabolisch und aerob-produktiv) dargestellt. Eine Übersicht gibt Abbildung Anaerober Abbau: Reduktive Dechlorierung Hochchlorierte Substanzen können von obligat anaeroben Bakterienkulturen unter bestimmten Bedingungen durch eine reduktive Spaltung der Chlor-Kohlenstoff-Bindung dechloriert werden. Gleichzeitig mit der Abspaltung des Chlorsubstituenten erfolgt dabei eine Elektronenübertragung. Man spricht von reduktiver Dechlorierung (Abbildung 2.5 links). Ausgehend von PCE wird sukzessive ein Chloratom abgespalten und durch ein Wasserstoffatom ersetzt. Der vollständige reduktive Abbau von PCE verläuft also über die Zwischenprodukte TCE, cdce und VC bis zum dehalogenierten Endprodukt Ethen, bzw. Ethan oder Methan (Bradley 2003, Field und Sierra- Alvarez 2004). Die Bildung der Dichlorethene tdce und 1,1DCE innerhalb der reduktiven Dechlorierungskette ist möglich, wird aber nur selten beobachtet (Tiehm und Schmidt 2011). Der reduktiven Dechlorierung können zwei Prozesse zugrunde liegen (Middeldorp et al. 1999): Cometabolische Dechlorierung: Unter der cometabolischen Umsetzung einer Substanz versteht man deren zufällige Umsetzung durch Enzymsysteme oder Co-Faktoren, die ein Organismus mit dem Ziel eine andere Substanz (Hauptsubstrat bzw. aus Sicht des Chlorethenabbaus: Auxiliarsubstrat) umzusetzen, gebildet hat. Der Organismus hat keinen Energie- oder Kohlenstoffgewinn aus diesem Prozess. Halorespiration (Dehalorespiration): Dienen die Chlorethene für den beteiligten Organismus als terminale Elektronenakzeptoren und werden reduziert, dann spricht man von Halorespiration oder auch Dehalorespiration (Holliger et al. 1999). Der Organismus gewinnt dabei Energie für Stoffwechselprozesse mittels Elektronentransportphosphorylierung. Bei der reduktiven Dechlorierung dient Wasserstoff als Elektronendonor. Dieser stammt aus der fermentativen Umsetzung organischer Auxiliarsubstrate, die wiederum den fermentierenden Mikroorganismen als Energie- und Kohlenstoffquelle dienen (Tiehm und Schmidt 2011). Eine Stimulierung des Chlorethenabbaus kann also auch durch die direkte Dosierung von Wasserstoff erreicht werden (Ballapragada et al. 1997, Lohner und Tiehm 2009, Lohner et al. 2011). Die Reduktion von PCE und TCE läuft aufgrund günstiger Thermodynamik relativ schnell ab, während die reduktive Dechlorierung von cdce und VC langsamer verläuft. Der Umsatz von VC zu Ethen läuft am langsamsten (Norris et al. 1994, Tiehm und Schmidt 2011). In Tabelle 2.3 sind bekannte Bakterien aufgelistet, die Chlorethene via Halorespiration reduktiv dechlorieren können. 15

24 Bislang ist der komplette anaerob-reduktive Abbau von Chlorethenen bis zum Ethen nur für Bakterien der Gattung Dehalococcoides bekannt. Für die sogenannten reduktiven Dechlorierer wurde in den letzten Jahren eine Reihe molekularbiologischer Nachweismethoden (FISH, PCR, qpcr) entwickelt (Smits et al. 2004, Cupples 2008). Diese Methoden ermöglichen es, diese Bakterien die bevorzugt im Konsortium mit weiteren anaeroben z. T. fermentierenden Bakterien vorkommen und in Reinkultur sehr schwer zu kultivieren sind zu untersuchen (Cupples 2008). Der Nachweis dieser Organismen sowie der beteiligten Enzyme (reduktive Dehalogenasen (RDasen), siehe Tabelle 2.3) wird in der Altlastenbearbeitung bei der Standortcharakterisierung zur Beurteilung eines möglichen anaeroben Abbaupotentials eingesetzt (Hendrickson et al. 2002, Schmidt et al. 2006, Tiehm und Schmidt 2007). Tabelle 2.3: Reduktiv dechlorierende Isolate (Auswahl; D. mccartyi: früher D. ethenogenes). Isolat Desulfomonile tiedjei Desulfitobacterium dehalogenans Dehalobacter spp. Desulfuromonas spp. Dehalococcoides mccartyi Stamm 195 Stamm CBDB1 Stamm BAV1 Stamm VS Stamm GT Stamm FL2 Abbaureaktion [RDase-Gen mit zugeordneter Funktion] PCE TCE cdce PCE TCE cdce PCE TCE cdce PCE TCE cdce PCE TCE cdce [pcea : PCE TCE tcea : TCE VC] PCE TCE tdce (cdce) VC Ethen PCE TCE cdce VC Ethen [bvca : DCEs, VC Ethen] PCE TCE cdce VC Ethen [vcra : DCEs, VC Ethen] PCE TCE cdce VC Ethen [vcra : DCEs, VC Ethen] PCE TCE cdce [tcea : TCE VC] VC Ethen Quellen Townsend und Suflita 1996 El Fantoussi et al El Fantoussi et al Smits et al Nijenhuis et al Smits et al Nijenhuis et al Löffler et al Nijenhuis et al Maymo-Gatell et al Löffler et al Hendrickson et al Smits et al Löffler et al Um in einem PCE-kontaminierten Grundwasser eine vollständige Dechlorierungskette von PCE bis zum Ethen zu erreichen, müssen also folgende Bedingungen erfüllt sein: 1) Anaerobe, stark reduzierende Milieubedingungen 16

25 2) Anwesenheit und Aktivität von Dehalococcoides sp. 3) Verfügbarkeit von den direkten Elektronendonoren Wasserstoff und/oder Acetat bzw. Auxiliarsubstraten Nach dem aktuellen Stand der Literatur kommt es ohne die Anwesenheit von Dehalococcoides sp. bzw. bei für Dehalococcoides sp. ungünstigen Bedingungen zu unvollständig ablaufender reduktiver Dechlorierung mit der Akkumulation von cdce und VC in anaeroben Aquiferen (Tiehm und Schmidt 2011). Auch, dass höher chlorierte Ethene aus thermodynamischen Gründen vor cdce und VC reduktiv dechloriert werden, begünstigt die Akkumulation der niedrig chlorierten cdce und VC. Diese beiden Chlorethene weisen deutlich toxischere und kanzerogene Eigenschaften auf als das Ausgangsprodukt PCE bzw. TCE. Hinzu kommt, dass auch Ethen, das angestrebte, unchlorierte Endprodukt der reduktiven Dechlorierungsreihe, ein schwach kanzerogenes Potential aufweist (Bolt 1998, GESTIS 2012). Eine vollständige reduktive Dechlorierung führt also nicht zu einem völlig unschädlichen Endprodukt. Des Weiteren können stark reduzierende Milieubedingungen im Grundwasser zur Bildung von Stoffwechselprodukten wie Schwefelwasserstoff oder Methan führen (Aulenta et al. 2008). Hinzu kommt, dass reduzierende Bedingungen das Lösen von toxischen Metallen (reduzierte Form) verursachen können (Aulenta et al. 2007, Hazen et al. 2009). Diese Nebenprodukte können der Grundwasserqualität schaden und die Ökotoxizität eines Grundwassers erhöhen (Aulenta et al. 2007). Die anaerobe reduktive Dechlorierung wird häufig bei der Sanierung von Altlastenstandorten eingesetzt. Bei der biologischen, stimulierten Standortsanierung werden Auxiliarsubstrate (organischer Kohlenstoff) und/oder anorganische Nährstoffe zugegeben, die im Feld von autochthonen Bakterien umgesetzt und genutzt werden (Song et al. 2002, Conrad et al. 2010). Dies führt dazu, dass der entstehende Wasserstoff der reduktiven Dechlorierung zur Verfügung steht (Biostimulation). Des Weiteren führt das im Überschuss zugegebene Auxiliarsubstrat dazu, dass eventuell vorhandener Sauerstoff gezehrt wird und so anaerobe Bedingungen sicher gestellt werden. Eine weitere Möglichkeit bietet die Bioaugmentation (Major et al. 2002). Darunter versteht man das gezielte Einbringen von spezifischen Mikroorganismen Aerob-oxidativer Chlorethenabbau Beim aeroben Abbau von Chlorethenen werden zwei prinzipielle Stoffwechselarten unterschieden: Der cometabolische und der metabolische (produktive) Abbau. Beim cometabolischen Abbau nutzen die Bakterien ein Substrat als Energie- bzw. Kohlenstoffquelle, wobei Enzyme gebildet werden, die zufällig aufgrund geringerer Substratspezifitäten auch 17

26 Schadstoffe wie Chlorethene umsetzen können. Es entstehen dabei instabile Metabolite, die schnell zerfallen (Mattes et al. 2010). Durch den cometabolischen Abbau der Chlorethene entsteht dem Organismus kein Nutzen. Das Wachstumssubstrat dieser Organismen wird als Auxiliarsubstrat bezeichnet, da sie helfen, die Chlorethene abzubauen (Abbildung 2.5 rechte Seite unten). Der cometabolische Abbau wurde vor allem für VC, cdce und TCE berichtet. Der cometabolische Abbau von PCE wird in der Literatur nur vereinzelt erwähnt und ist daher auch nicht in Abbildung 2.5 dargestellt (siehe folgende Kapitel). Beim metabolischen Abbau dagegen dienen die Chlorethene selbst als Energie- und Kohlenstoffquelle. Sie tragen zum Bau- und Energiestoffwechsel bei, weswegen dieser Prozess auch als produktiv bezeichnet wird. Bei beiden Abbauformen werden als mineralisierte Endprodukte aus den Chlorethenen Chlorid, Kohlenstoffdioxid und Wasser freigesetzt. Die Chlorethene werden somit vollständig mineralisiert und es kommt nicht zu einer Akkumulation stabiler toxischer Metabolite (Tiehm und Schmidt 2011). Die Abbaubarkeit der Chlorethene nimmt beim aeroben Abbau mit zunehmender Zahl an Chloratomen ab (Tiehm und Schmidt 2011). Dies spiegelt sich in den thermodynamischen Energieausbeuten wieder, die aus dem aeroben Abbau der Chlorethene bei vollständiger Mineralisierung gewonnen werden können. VC besitzt das höchste aerobe Abbaupotential unter den Chlorethenen (Dolfing et al. 1993, Bradley 2003, Field und Sierra-Alvarez 2004). Der aerobe Abbau von VC liefert eine freie Energie von ΔG = -1236,5 kj/mol. Die theoretische mögliche Energieausbeute nimmt über cdce (-1142,7 kj/mol) und TCE (-1071,8 kj/mol) bis zum PCE (-1006,0 kj/mol) ab (Dolfing et al. 1993). Als Vergleichssubstanz sei an dieser Stelle Glukose genannt, die kj/mol liefert (Antranikian 2006). Aus theoretischer Sicht ist somit Wachstum mit allen Chlorethenen möglich, sofern entsprechende Enzyme für deren Umsetzung vorhanden sind (Hylckama Vlieg und Janssen 2001). Vom produktiven Abbau von VC wurde bereits 1985 berichtet (Hartmans et al. 1985). Vor etwa zehn Jahren wurde vom ersten Isolat berichtet, dass cdce produktiv umsetzen kann (Coleman et al. 2002b). Dieses ist das erste Forschungsvorhaben, das den aeroben, produktiven bakteriellen Abbau von TCE belegt (Mungenast et al. 2011, Tiehm et al. 2011). Bislang ist kein eindeutiger Nachweis dieses Prozesses in der Literatur zu finden. In der Altlastensanierung wird der aerobe Abbau von Chlorethenen nicht so häufig angewandt wie die reduktive Dechlorierung. Der cometabolische Abbau von TCE, cdce, 1,1DCE, tdce und VC fand im Feld Verwendung (Hopkins und McCarty 1995, Goltz et al. 2005, Hazen et al. 2009, Pooley et al. 2009, Conrad et al. 2010) wohingegen die Anwendung aerob-produktiver Prozesse bei der biologischen Sanierung von VC und cdce eher selten beschrieben werden (Schmidt und Tiehm 2008, Davis et al. 2009). 18

27 Für die Anwendung in der Altlastensanierung verfügt der metabolische Abbau gegenüber dem cometabolischen Abbau über eine Reihe an Vorteilen: 1) Der metabolische Abbau benötigt keine Auxiliarsubstrate, sodass der verfügbare Sauerstoff vollständig für den Chlorethenabbau zur Verfügung stehen kann (Giddings et al. 2010b) und es keine Konkurrenz zwischen Auxiliarsubstrat und Chlorethen um das abbauende Enzym gibt (Frascari et al. 2008, Mattes et al. 2010, Sayavedra-Soto et al. 2010, Wendtland et al. 2010). 2) Die Grundwasserqualität wird beim metabolischen Abbau weder durch überschüssige Auxiliarsubstrate noch durch Stoffwechselprodukte aus den Auxiliarsubstraten - wie zum Beispiel Nitrat aus der Nitrifikation - beeinträchtigt (Sayavedra-Soto et al. 2010). 3) Der metabolische Abbau verläuft mit höheren Abbauraten (Sayavedra-Soto et al. 2010) und kann bei höheren Konzentrationen ablaufen als der cometabolische Abbau (Goltz et al. 2005). 4) Beim metabolischen Abbau wurde bislang von einem Abbau ohne die Bildung toxischer Intermediate, wie sie beim cometabolischen Abbau entstehen und den Abbau inhibieren können, berichtet, (Mattes et al. 2010). In den folgenden Kapiteln werden die genannten Prozesse im Detail dargestellt Aerober VC-Abbau Ein cometabolischer Abbau von VC konnte mit den Auxiliarsubstraten Propen (Ensign et al. 1992), Propan (Phelps et al. 1991, Frascari et al. 2008), Ammonium (Vannelli et al. 1990), Ethan (Verce und Freedman 2001), Ethen (Koziollek et al. 1999), Propen (Ensign et al. 1992), Isopren (Ewers et al. 1990) und Methan (Castro et al. 1992, Nelson und Jewell 1993, Anderson und McCarty 1997,) sowie Phenol und Toluol (Hopkins und McCarty 1995) nachgewiesen werden. Neben Studien in Labormikrokosmen wurde auch in Felduntersuchungen der cometabolische in-situ-abbau (Hopkins und McCarty 1995, Semprini et al. 1991) gezeigt. Die erste Reinkultur, die VC metabolisch umsetzen kann, wurde aus einer Bodenprobe angereichert (Hartmans et al. 1985). Neben diesem Mycobacterium aurum L1 (Hartmans und de Bont 1992) sind mittlerweile eine Reihe weiterer Mycobakterien (Coleman et al. 2002a) und einige weitere Bakterienspezies aus kontaminiertem Grundwasser, Boden und Sediment aber auch aus unkontaminiertem Belebtschlamm (Verce et al. 2000, Coleman et al. 2002a, Fathepure et al. 2005, Danko et al. 2004) isoliert worden (Tabelle 2.4). 19