Titel
Bioremediering : Rensning af PAH-forurenet jord med svampe
Indhold
Forord
Sammenfatning
1. Indledning
2. Baggrund
 | 2.1 Bioremediering |
| 2.2 PAH |
| 2.3 Svampe |
| 2.4 Sammenfatning |
3. Materialer og metoder
| 3.1 Anvendte svampe og deres dyrkning |
| 3.2 Inokulering af PAH forurenet jord |
| 3.3 PAH analyser |
4. Resultater
5. Referencer
Bilag 1
Forord
Formålet med dette projekt er at undersøge forskellige trænedbrydende svampes evne til at nedbryde polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH) i jord under naturlige forhold.
DTI/Bioteknik er ansvarlig for tilrettelæggelsen, udførelsen og rapportering af arbejdet med Ole Frederiksen som projektleder. Lars Toft var tidligere projektleder, men er nu stoppet på DTI. Dyrkning af svampe i større skala udføres af DTI på KVL's faciliteter på forsøgsgården Højbakkegård, Taastrup, samt på et svampegartneri "Skyttegårdens Østershatte" i Borup. Det praktiske arbejde mht. rensning af PAH forurenet jord udføres på Bioteknisk Jordrens A/S, Kalundborg. De kemiske analyser foretages af Bioteknisk Jordrens A/S.
Projektet følges af en styregruppe bestående af:
Holger Pedersen (formand), Landbrugs- og Bioteknologikontoret
Morten Pedersen, Depot- og Grundvandskontoret
Linda Bagge, Kemikaliekontoret
Bjørn Jensen, VKI
Ulrich Karlson, DMU
Susanne Hansen, Bioteknisk Jordrens A/S
Projektet strækker sig fra 1.11.95-31.12.97, således at vækstsæsonen 1996 og 1997 udnyttes til jordrensningen.
Sammenfatning
Biologisk nedbrydning af polyaromatiske hydrocarboner (PAH) er et stort problem i de etablerede jordrenseanlæg på grund af deres resistens overfor bakteriel nedbrydning. Dette forhold indebærer, at et højt indhold af PAH medfører høje opholdstider på jordrenseanlæggene, eller at jorden må viderebehandles ved termisk destruktion, ekstraktion eller deponeres. Da der i Danmark håndteres store mængder - i 1993 ca. 300.000 tons - forurenet jord er der overordentlig god grund til at undersøge mulighederne for at optimere den biologiske nedbrydning af PAH. Der er i laboratorier opnået gode resultater med at nedbryde PAH ved hjælp at hvidmuldsdannende svampe. Disse svampe udskiller enzymer, der i svampenes naturlige miljø, træ, nedbryder lignin. Lignin er en samling af meget komplekse stoffer, og enzymerne der nedbryder dem er da også relativt uspecifikke, hvilket også medfører, at de kan nedbryde PAH. I dette projekt undersøges det, om de lovende resultater, der i laboratorier er opnået med hvidmuldsdannende svampes nedbrydning af PAH, kan overføres til anvendelse på de biologiske jordrensanlæg, og hvad det måtte medføre af ændringer i PAH-nedbrydningsraterne her. Projektet har omfattet undersøgelse af mulighederne for opformering af potentielle PAH nedbrydende svampe til stor skala, podning af PAH-forurenet jord med PAH-nedbrydende svampe/halm på A/S Bioteknisk Jordrens, Kalundborg og undersøgelse af svampenes indflydelse på PAH-nedbrydningen i de podede jordmiler og kontrolmiler uden svamp. Undersøgelserne viste, at det er overordentlig vanskeligt at overføre resultaterne fra laboratoriet til stor skala. Det har vist sig meget vanskeligt at opnå tilstrækkelig vækst af de fleste hvidmuldsdannende svampe på halm, dels fordi de er relativt langsomt voksende dels fordi der uundgåeligt i denne skala kommer vækst at skimmelsvampe i halmen, hvad der medfører yderligere forringelse af vækst af de hvidmuldsdannende svampe. Yderligere har undersøgelserne vist, at fordelingen af PAH i de aktuelle miler er særdeles heterogen. Dette betyder, at vi i forsøg med en varighed fra august 1996 til november 1997 ikke har kunnet se signifikante ændringer i PAH-indholdet i milerne podet med svamp og halm. Heller ikke i kontrolmilerne uden svamp/halm, eller i milerne med uinficeret halm kunne der konstateres signifikante ændringer i PAH-indholdet. Prøveudtagningen er foretaget ca. hver 6. uge med A/S Bioteknisk Jordrens standardmetoder med udstikning af fem prøver i en meters dybde med efterfølgende pooling. Prøverne er analyseret for PAH ved GC/FID metoden af A/S Bioteknisk Jordrens. Konklusionen er, at 1) der må udvikles metoder til mere sikker opformering af potentielle PAH-nedbrydende svampe til stor skala 2) Potentielle PAH-nedbrydende svampes vækst i jord og på forskelligt bæremateriale må undersøges under praktiske forhold og 3) Undersøgelse af faktisk PAH-nedbrydning i praktiske forhold, og hvor PAH-forureningen er mere jævnt fordelt i jordmilerne end i de aktuelle tilfælde.
1. Indledning
Biologisk nedbrydning af PAH (polyaromatisk hydrocarbon) er et stort problem for de etablerede jordrenseanlæg pga. deres resistens overfor bakteriel nedbrydning. Høje koncentrationer af disse medfører ofte meget lange opholdstider, viderebehandling med termisk destruktion eller ekstraktion eller deponering.
Trænedbrydende svampe udgør et stort potentiale for bioremediering af svært nedbrydelige stoffer. Det skyldes dels deres større enzymatiske potentiale, og dels at de udskiller extracellulære enzymer. Positive resultater er opnået i laboratorieforsøg, men der er endnu ikke lavet forsøg under naturlige forhold, og nogle svampe er kendt for at kunne nedbryde creosot (PAH, phenol) imprægneret træ.
Projektet omhandler massefremstilling af udvalgte trænedbrydende svampe ved faststoffermentering på halm, som derefter benyttes til inokulering af PAH-forurenet jord. Endvidere søges det belyst, hvilke nedbrydningsprodukter der dannes ved nedbrydning med svampe.
2. Baggrund
| 2.1 Bioremediering |
| 2.2 PAH |
| 2.3 Svampe |
| 2.4 Sammenfatning |
2.1 Bioremediering
Bioremediering er betegnelsen for tiltag til oprensning af forurenet jord med mikroorganismer (bakterier og svampe). De fleste organiske stoffer kan under de rette forhold nedbrydes og udnyttes af mikroorganismer som kulstof- og energikilde. Nedbrydningsraten kan dog være så langsom, at stoffet må betegnes som persistent. Miljøfremmede stoffer (xenobioter; menneskefremstillede kemikalier der kun har været i biosfæren i kort tid) er ofte svært nedbrydelige eller persistente som fx. chlorerede alifater (opløsningsmidler), pentachlorphenol (PCP), polychlorerede biphenyler (PCB) m.fl. men også naturlige organiske stoffer kan under normale forhold være svært nedbrydelige/persistente. Blandt mikroorganismerne er det hovedsageligt bakterier, der er årsag til nedbrydning af organiske stoffer i dybere jordlag, idet svampe hovedsageligt forekommer i de allerøverste jordlag, hvor der er rigeligt med ilt. I selv meget dybe boringer findes bakterier omend i mindsket antal med dybden [Albrechtsen (1988) og Sinclair & Ghiorse (1989)]. Forholdene i jorden er under uforurenede omstændigheder normalt oligotrophe, dvs. lav substratkoncentration og -flux, hvilket bakterierne her har tilpasset sig. For at bioremediering kan lykkes må stoffet være tilgængeligt og nedbrydeligt, og reaktionsprodukterne skal ligeledes være nedbrydelige, så slutprodukterne er uskadelige. Endvidere skal nedbrydningsraten være så høj, at nedbrydningen sker indenfor en overskuelig tid.
Bioremediering i Danmark er idag hovedsageligt begrænset til behandling af forurenet jord på særligt indrettede anlæg. Her er undergrunden sikret mod nedsivning med en membran, perkolat opsamles og recirkuleres, og der føres tilsyn med processen. Det er hovedsageligt benzin-, olie- og tjæreforurenet jord, der behandles på disse anlæg.
I 1993 blev der håndteret ca. 300.000 tons forurenet jord, svarende til oprydning af 183 depoter, hvor hovedparten (ca. 200.000 tons) blev behandlet biologisk på specielt indrettede anlæg før en endelig slutdeponering eller genanvendelse; resten blev behandlet ved forbrænding eller ekstraktion [Miljøstyrelsen (1993 & 1995)].
Grænseværdier
Økonomien og kapaciteten i jordrenseanlæggene er stærkt afhængige af opholdstiden. For at bringe opholdstiden ned, optimeres nedbrydningsprocesserne ved beluftning (vending eller indblæsning af luft), næringsstoftilførsel (gødskning) og recirkulation af perkolat (vanding og podning).
Før den rensede jord frigives, skal PAH koncentrationen være under 5 mg/kg, BTEX (benzen, toluen, ethylbenzen, xylen)< 0,5 mg/kg og total kulbrinter < 25 mg/kg [Miljøstyrelsen (1992)]. Analyserne foretages af et uvildigt laboratorium. Afhængigt af restkoncentrationen frigives jorden til forskelligt formål/depot. For en svær forurening med PAH'er er det ofte disse stoffer, der sætter grænsen, da alifater og BTEX (mono aromaterne benzen, toluen, ethylbenzen og xylen) er relativt let nedbrydelige.
I dag foretages analyserne efter ekstraktion af jordprøver med organiske opløsningsmidler. Indeholder jorden væsentlige mængder humus vil en væsentlig del af PAH'erne kunne bindes hertil og ikke blive ekstraheret ved den vanlige procedure, men kræve en delvis basisk hydrolyse af humusstofferne først [Mahro et al (1994)]. Tilsætning af humus vil derfor give en "kunstig" sænkning af indholdet, men eventuelt immobilisere forureningskomponenterne. Det er idag ikke tilladt at fortynde sig ud af en forureningsproblematik, men problematikken kan blive aktuel at undersøge, i forbindelse med fastsættelse af analyse procedurer og acceptkriterier for jord inokuleret og oprenset med svampe.
Kulbrinte sammensætningen af benzin, olie og tjære er meget komplex og varierer meget, men kan angives ved følgende kemiske grupper [Miljøstyrelsen (1993)]:
| % (v/v) | Benzin | Olie | Tjære |
| alkaner | 30-90% | 65-95% | |
| alkener | 0-30% | 0-10% | |
| aromater PAH | 10-50% 0,01% | 5-30% 5% | 12% 85% |
| heterocyklisk | 3% |
Jord hidrørende fra nedlagte gasværker, asfalt- og tjærevirksomheder har et højt indhold af polyaromatiske hydrocarboner (PAH).
Nedbrydelighed
Alle disse naturlige kulbrinter er biologisk nedbrydelige under aerobe forhold - dog i forskellig grad. Generelt er nedbrydeligheden (nedbrydningsraten) mindre jo større og jo mere komplekst molekylet er (dog med undtagelser). Nedbrydningsraten stiger: n-alkaner > isoalkaner > cykliske alifater > aromater > PAH. Mikroorganismerne vil endvidere nedbryde de lettest nedbrydelige stoffer først.
Mikrobiologisk nedbrydning af aromater foregår kun aerobt og nedbrydningsraten mindskes med større kompleksitet. PAH med 2-3 ringe nedbrydes relativt hurtigt af bakterier og kan udnyttes som substrat, mens PAH med flere ringe regnes for svært nedbrydelige og kun nedbrydes ved cometabolisme; sidekæder på ringstrukturerne mindsker yderligere nedbrydeligheden [Elmendorf et al 1994]. Endvidere sorberes PAH humusstoffer hvilket gør dem utilgængelige for bakteriel nedbrydning og opløseligheden mindskes med stigende antal ringe. Nedbrydningsmekanismerne kan opsummeres til følgende [Mahro et al 1994]:
Nedbrydningsmekanismer
| Mineralisering: Fuldstændig mineralisering, der kun er påvist for prokaryoter (bakterier) for PAH med op til 4-ringe, katalyseres af dioxygenase og muliggør bakteriers vækst på PAH som eneste kulstof- og energikilde eks. nedbrydning af naphtalen. |
| Delvis nedbrydning: eukariote celler (svampe og mammale celler) nedbryder PAH delvist som led i en detoxificering. Under denne nedbrydning dannes som mellemprodukt epoxid som er meget reaktivt overfor nukleinsyrer og dermed carcinogent. Epoxidet kan hydroxyleres eller reagere med andre stoffer til flere forskellige mindre toxiske nedbrydningsprodukter. |
| Cometabolsk nedbrydning: Ved cometabolisme udnyttes PAH ikke som substrat, men nedbrydes delvist som sidereaktion ved nedbrydning af andet substrat. Nedbrydningsprodukter i form af phenol, catechol- eller chinon derivater ophobes ofte. |
| Uspecifik radikal oxidation: Denne mekanisme er beskrevet for hvidmulds dannende svampe og skyldes disse trænedbrydende svampes evne til at nedbryde lignin. Nedbrydningen af lignin foregår ved uspecifikke extracellulære enzymer der virker i stil med peroxidase. Oxidationen initieres af frie radikaler der dannes ved reaktion med hydrogenperoxid. Da nedbrydningen er extracellulær kan selv sorberede stoffer nedbrydes. Nedbrydningen medfører en stor variation af nedbrydningsprodukter. |
Sorption
PAH sorberes kraftigt til jord. Fordelingskoefficienterne (Kd), som afhænger af jordens indhold af organisk kulstof (med større C-indhold sorberes mere), stiger med stigende antal aromatiske ringe og er i størrelssesordenen 1000 til 15000 g/cm3, hvilket betyder at den største andel er sorberet til partikler, og deres mobilitet ved nedsivning eller i en grundvandsstrømning er ringe [Walter et al 1995]. Samtidig tilstedeværelse af olie medfører et drastisk fald i sorptionen (til hhv. 38% og 43% for naphtalen og chrysen ved tilstedeværelse af 0,1% olie) og dermed en øgning af mobiliteten [ibid.].
Opløselighed
Opløseligheden i vand er endvidere meget lav og falder drastisk med øget antal ringe (fx benzen (1 ring) 1780 mg/l, naphtalen (2 ringe) 31 mg/l, anthracen (3 ringe) 0,08 mg/l, chrysen (4 ringe) 0,002 mg/l), og mindskes yderligere ved tilstedeværelse af sidekæder på ringstrukturerne. Dette betyder, at der er meget lave koncentrationer tilgængelige for bakteriel nedbrydning, da disse fortrinsvis optager stoffer i opløsning for derefter at nedbryde dem med intracellulære enzymer. Svampene udskiller extracellulære enzymer og vil derfor have større potentiale for nedbrydning af sorberet stof.
Binding til humus
McFarland og Qiu (1991) viste at for radioaktivt mærket PAH-forurenet jord inokuleret med Phanerochaete chrysosporium var nedbrydningsraten 1,1 mg PAH/g·jord/dag mod 0,24 mg/g/dag uden svamp, men at nedbrydningsprodukterne blev bundet til humus. Mahro et al (1994) har vist, at sandblandet leret muldjord, der tilsættes PAH, i løbet af 25 dage binder 50% af PAH, så det ikke ekstraheres med organiske opløsningsmidler, mens basisk hydrolyse (0,2M NaOH i methanol) ekstraherede resten. Gængse EPA forskrifter benytter kun organiske opløsningsmidler til ekstraktion forud for analyse, hvilket derfor giver relativt lavere målte værdier. Forsøg med radioaktivt mærket PAH tilsat jord med PAH nedbrydende organismer viste at næsten 100% af radioaktiviteten kunne genfindes i jorden, hvoraf de ca. 90% kunne ekstraheres (organisk ektraktion og basisk hydrolyse), og ca. 10% derfor var covalent bundet [ibid]. Tilsvarende forsøg med jord/kompost blanding (mere humusrigt) gav ca. 50% mineralisering (helt nedbrudte PAH), ca. 50% kunne genfindes i jorden, hvoraf kun ca. 10% kunne ekstraheres (organisk ektraktion og basisk hydrolyse) [ibid]. Af den ekstraherbare fraktion var ca halvdelen den oprindelige PAH (5%) og halvdelen nedbrydningsprodukter (5%) [ibid]. Dette betyder at 40% af den oprindelige mængde PAH blev inkorporeret i humus ved covalent binding af nedbrydningsprodukter eller PAH.
Tilsvarende mængder af bundet PAH er fundet af Eschenbach et al (1995) og Zarht (1995), hvor sidstnævnte endvidere undersøgte toxiciteten (den anvendte biotest var ikke nærmere beskrevet) af jorden, som viste at toxiciteten mindskedes med tiden, og at stofferne ikke længere var biotilgængelige efter 2_ år.
Nedbrydning vs tilgængelighed
Schaefer et al (1995) viste ved laboratorieforsøg at i "naturligt" forurenet jord med >200 mg PAH/kg blev 70-90% nedbrudt inden for 6 måneder (mindre mængder gav mindre nedbrydningsgrad), mens der ved kunstigt forurenet jord med mindre mængder kunne opnås endda højere nedbrydningsprocenter. Dette indikerer at biotilgængeligheden mindskes med tiden som følge af sorption.
Barclay et al (1995) har i flydende kulturer vist at op til 40% PAH/nedbrydningsprodukt bindes til biomassen (ca 60% af nedbrydningsprodukterne er i mediet) for senere at blive frigivet til mediet som nedbrudt PAH.
Sammenfatning af reviews
Med ovenstående beskrevne undersøgelser foretaget af Mahro et al (1994) m.fl. bør publikationer med dokumenteret nedbrydning af PAH i jord alle vurderes kritisk, idet en stor del af postuleret nedbrudt stof formentlig er bundet til jordens organiske fraktion - om det så har en toxikologisk effekt bør undersøges nøjere. Ekstraktion af PAH fra jord bør foretages ved en to-trins ekstraktion ved organisk ekstraktion efterfulgt af en forsæbning (methanol hydrolyse) som beskrevet af Eschenbach et al (1994).
Svampe er blevet dyrket "industrielt" siden det 6.århundrede i Kina til spiseformål, og produktionen af spisesvampe idag udgør flere 100.000 tons årligt fordelt på flere forskellige arter. Dyrkningen foregår på et celluloseholdigt substrat der eventuelt er beriget med næringsstoffer. De mest almindelige substrater/ (svampe) er hestegødning/(champignon, Agaricus bisporus), halm/(Østershat, Pleurotus ostreatus) og træ/(Shiitake, Lentinus edodes). Idag udnyttes svampe i stor udstrækning industrielt til fremstilling af mange forskellige slags organiske forbindelser fx. antibiotika, industrielle enzymer, citronsyre m.m.
Dyrkning
Fremgangsmåden ved dyrkning af svampe til konsum varierer kun lidt [Bech (1990); Chang & Miles (1989); MacCanna (1984); Groos (1989); Raaska (1993); Singer & Harris (1987)]. De fleste svampedyrkere køber deres inokulom der oftest er baseret på korn som substrat. Inokulom fremstilles ved at pode et flydende medium med en agarkultur. Når den flydende kultur er udvokset, homogeniseres den i kort tid for at fragmentere myceliet, der herefter får lov at hvile i et par dage. Det homogeniserede mycelium benyttes så til at pode et fast substrat som kan være hakket halm, savsmuld, ris, hirse eller anden kornsort. Det faste substrat er opfugtet/kogt til et fugtindhold på 50-70%, autoklaveret og eventuelt tilsat kalk (for at øge pH) og gips (for at hindre klumpning). Efter gennemvoksning af det faste substrat er det klar til podning af produktionssubstratet. I tilfælde hvor produktionssubstratet er halm, gennemblødes det først, hvorefter det pasteuriseres 1-2 døgn ved 60-65°
C. Podemængden angives ofte til 2% (w/w).
Svampe har et stort potentiale til nedbrydning af organiske stoffer. Selv xenobiotiske stoffer som syntetiske polymere (plastik) kan nedbrydes af svampe, og svampe forefindes i de fleste biotoper. Deres potentiale som nedbrydere ses også tydeligt ved nedbrydning af træ, hvor nogle arter har specialiseret sig i nedbrydningen af lignin, der ellers har en uhyre kompliceret struktur og kun nedbrydes mikrobielt af svampe; bakterierne kan først udnytte cellulosen fra træ, efter at det er delvist nedbrudt af svampe eller højere organismer.
Svampene udskiller extracellulære enzymer til nedbrydning af komplekse organiske strukturer. De trænedbrydende svampe, der vokser i et relativt kvælstoffattigt substrat, har et ydre slimlag, som man mener tilbageholder enzymer og dermed er økonomiserende. Udskillelsen af enzymer udnyttes industrielt fx. til produktion af lipase vha. genmanipulerede gærsvampe.
Svampe er med få undtagelser strikt aerobe mikroorganismer og forekommer derfor ikke naturligt i større jorddybder. I de øvre jordlag koloniserer svampe deres vækstmedium effektivt: Hyfelængden i skovjord er bestemt til hhv. 307, 57 og 11 m/g jord i dybderne 0-10, 10-20 og 20-40 cm [Dissing et al (1985)].
Svampe transporterer næringsstoffer fra kilden til vækstzonen, således at de er istand til at kolonisere eller overvokse eventuelle næringsfattige eller tørre områder fx. den trænedbrydende svamp Ægte Hussvamp (Serpula lacrymans) der kan vokse flere meter over eller gennem murværk.
Flere svampearter er velkendte nedbrydere af olieprodukter:
| Lentinus lepideus (creosot (PAH og phenoler) behandlede master, [Glancy et al (1989)], |
| Phanerochaete chrysosporium (PAH, phenol, DDT, PCB, HCH, PCP, dioxin)[Bumpus (1987), Kennes (1994), Barclay (1995), Aust (1993), Gold (1993), Tien (1993), Hüttermann (1993) og Shiahpush ], |
| Trametes versicolor (PAH, phenol) [Summerwill (1993)], |
| Amorphoteca resinae (creosot, PAH), |
| Candida sp (diesel) [Okpokwasili (1988)], |
| Bjerkandera adusta (PAH)[Field (1993)], |
| Pleurotus ostreatus (PCB, PAH) [Hüttermann (1993), Zeddes (1993), Anderson, (1996)]. |
Fordelen ved at anvende svampe er, at de:
| kan dyrkes industrielt |
| har et større enzymatisk potentiale end bakterier |
| udskiller extracellulære enzymer |
| kan vokse/sprede sig i jord |
| selv transporterer næringsstoffer til vækst-/nedbrydningszonen. |
| kan nedbryde ellers svært nedbrydelige stoffer |
Bakterier og svampe har hver sin PAH nedbrydningsmekanisme [Cerniglia (1984)]. Bakterierne dihydroxylerer aromatiske forbindelser med dioxygenase og dehydrogenase forud for ringåbning, og er i stand til at udnytte forbindelserne i metabolismen. Nedbrydningen hos svampe sker enzymatisk (ved tilsvarende mekanisme som hos mammale celler) ved dannelse af et epoxid, der kan dihydroxyleres enzymatisk. Epoxider er meget reaktive og kan derfor bindes til forskellige stoffer (proteiner, humus, nukleinsyrer) eller spontant omdannes til phenoler. Det er ikke påvist om svampe kan udnytte PAH i metabolismen.
Fuldstændig nedbrydning (mineralisering) er påvist for PAH'er med op til 6 ringe af Martens (1982). Her blev det endvidere påvist ved forsøg med kompostering (der er meget mikrobielt aktivt/diverst), at adaptionstiden var i størrelsesordenen 3 måneder, før nedbrydningen gik igang, men at der derefter kunne nedbrydes 10-20% i løbet af 10 uger.
Field et al (1993) har med cellefrit vækstmedium vist, at de initielle nedbrydningstrin sker med extracellulære enzymer og, at dette system initieres af næringsmangel. Bumpus et al (1985 & 1987) har vist, at Phanerochaete chrysosporium er i stand til at nedbryde de vigtigste xenobiotiske stoffer i flydende medium (chlorerede alifater, PCB, DDT, dioxin, PAH, hexachlorohexan) med samme enzymsystem, der benyttes ved nedbrydning af lignin samt eventuelt andre enzymsystemer (de trænedbrydende svampe har flere u-specifikke extracellulære enzymsystemer beregnet til nedbrydning af lignin [Buswell & Odier (1987)]). Kennes et al (1994) har vist, at der ved nedbrydning af PAH med Phanerochaete chrysosporium dannes quinoner som nedbrydningsprodukter.
Barclay et al (1995) har i flydende kulturer vist, at kun omkring 3% PAH mineraliseres fuldstændigt af Phanerochaete chrysosporium. For PAH i jord har Eschenbach et al (1995) vist, at i løbet af 6 måneder var mineralisering af størrelsesordenen 5-70% nedbrudt med den naturlige bakterieflora (yderlighederne var for hhv. benz(a)pyren og naphtalen).
Flere forskere har påvist PAH nedbrydningspotentiale for forskellige trænedbrydende svampe i flydende medium samt i jord.
PAH sorberes kraftigt til jordpartikler, så mobiliteten og den bakterielle tilgængelighed er lav. PAH sorberer så kraftigt til jordens organiske fraktion, at det ikke ekstraheres med organiske opløsningsmidler.
Mekanismen for svampes nedbrydning af PAH er hovedsageligt en uspecifik oxidation med frie radikaler katalyseret af svampenes extracellulære peroxidase system.
Kun en lille del af den nedbrudte PAH er fuldstændigt mineraliseret i jord, mens hovedparten består af diverse nedbrydningsprodukter; i husholdningskompost mineraliseres en større del pga. større biologisk aktivitet/diversitet.
Nedbrydningsprodukterne inkorporeres for en stor dels vedkommende i humus med covalente bindinger og er derfor ikke ekstraherbare eller biologisk tilgængelige.
3. Materialer og metoder
| 3.1 Anvendte svampe og deres dyrkning |
| 3.2 Inokulering af PAH forurenet jord |
| 3.3 PAH analyser |
Anvendte svampe og deres dyrkning
Følgende svampe benyttes:
Trametes versicolor (L.ex Fr.)Pil t CTB 863A
Lentinus lepideus (Fr.ex Fr.)Fr. BAM Ebw.20
Shizophyllum commune Fr.ex Fr. TI 66
Bjerkandera adusta (Willd.ex Fr.)P.Karst. CBS 214.68
Cladosporium resinae (Lindau)von Arx & de Vries TI 70
Phanerochaete chrysosporium CBS 671.71
Pleurotus ostreatus (Jacq.ex Fr.)P.Karst. ATCC 4448
Kulturerne dyrkes på 3% maltagarplader ved 25° C.
Opformering
Fra maltagar pladerne podes over på maltagar på "stående E.N.113" dyrkningsglas. Når svampen har bredt sig til hele agaroverfladen fyldes glassene med savsmulds/rismedium. Dette medium består af 2 kg ris kogt i 1 liter vand og tilsat 500 gram savsmuld. Blandingen er autoklaveret ved 121° C i en halv time.
Podemateriale
Fra ris-savsmuldsblandingen podes svampen videre til autoklaveposer med samme ris-savsmuldsblanding. Efter 3 - 4 ugers vækst er de klar til viderepodning på halm.
Behandling af halm
Pasteurisering af halm og dyrkning af svampene på halmballer foregik på på KVL's faciliteter på forsøgsgården Højbakkegård, Taastrup i 1996 og på Skyttegårdens Østershatte, Borup i 1997.
Halmballer af 50 % byghalm/50 % rødsvingelhalm snittes og opblødes med vand i 24 timer i pasteuriseringskammeret. Efter afdræning tilledes damp og substratet opvarmes til 65° C i 24 timer hvorefter det afkøles.
Den pasteuriserede halm podes i portioner á 50 l og pakkes i sorte plastsække. Sækkene lukkes, perforeres og placeres ved 25° C og 100% RH.
Væksten følges, og når halmen er genneminficeret med svampemycelie (ca. 45 døgn) overføres den til A/S Bioteknisk Jordrens, Kalundborg.
3.2 Inokulering af PAH forurenet jord
Forsøgene udføres i fuld skala i udendørsanlæg på Bioteknisk Jordrens A/S, i Kalundborg. Jord forurenet med PAH'er i portioner á 5 m3 podes med halm inficeret med diverse svampe. Halmen vil udover at give næring til svampen øge beluftningen af jorden. En portion jord podes med ikke inficeret halm til kontrol af nedbrydning/sorption.
Biologisk jordrens
Jorden behandles efter virksomhedens normale procedure:
| Jorden vendes maskinelt hver 6 uge eller efter behov (ilttensionen moniteres). |
| Nedbrydningen følges ved jævnlige prøveudtagninger hver 6.-12 uge, der foretages 1 m inde i bunken med et jordbor (5 poolede enkeltstik). For hver prøveudtagning nedfryses en portion til eventuel senere analyse for nedbrydningsprodukter. |
| Prøverne opslemmes i vand og ekstraheres med di-chlormethan. Ekstraktet analyseres med GC/FID for 7 forskellige PAH'er heriblandt pyren, chrysen, benz-(a)-anthracen og benz-(a)-pyren. |
Umiddelbart efter inokuleringen udtages prøver af jorden (jord/halm/svamp blandingen) til analyse på Bioteknisk Jordrens, hvor de analyseres efter Bioteknisk Jordrens's standardprocedure (GC/FID metoden).
4. Resultater
Der er udført forsøg med brug af submerse kulturer til direkte podning af halm. Dette viste sig at medføre en høj grad af forurening fra diverse skimmelsvampe med deraf følgende manglende vækst af de ønskede svampe.
Brug af faststof kulturer (substrat af rissavsmuld) er et mere besværligt, men nødvendigt podemateriale for dyrkning af svamp på halm.
De første i litteraturen beskrevne metoder til podning/opformering af svampe viste sig at give meget ringe vækst i dette tilfælde. Forskellige muligheder for at få bedre vækst blev undersøgt, og den bedste metode har vist sig at være metoden beskrevet i metodeafsnittet. Denne metode blev i 1996 benyttet til vækst af to svampe, nemlig Østershat (Pleurotus ostreatus) og Sveden Sodporesvamp (Bjerkandera adusta). For at kunne udnytte vækstsæsonen 1996 besluttedes det, at fortsætte med de to svampe der var i god vækst, og ikke vente på, at de øvrige kunne bringes med. Den videre opformering skete på Højbakkegård. I 1997 blev metoden benyttet til opformering af alle de nævnte svampe samt Rigidoporus vitreus (Pælesvamp) der er medtaget i denne omgang fordi den 1) er hvidmuldsdanner, og dermed bør have de nødvendige enzymer til PAH-nedbrydning og 2) den findes "naturligt" i meget iltfattige miljøer, hvor den nedbryder pælefunderinger under bygninger, eksempelvis i København. Den burde hermed have gode muligheder for at udvikle sig i PAH-forurenede jordmiler.
Væksten af Østershat var noget hurtigere end væksten af Sveden Sodporesvamp. Det besluttes derfor, at sækkene med Østershat bringes til Bioteknisk Jordrens A/S inden sækkene med Sveden Sodporesvamp. Grunden til at denne beslutning blev truffet var, at vi ikke ønskede, at Østershatten skulle være vokset fuldstændig ud, og dermed nedsætte sin enzymudskillelse, inden PAH-jorden blev podet. Ulempen er naturligvis, at temperaturforløbet i bunkerne med de to svampe ikke er helt identisk. Podningen af PAH-jorden skete på dag 39 (Den 9. august). hhv. dag 52. (Dag 0: halmen podes). Referancehalmen uden svamp blev opblandet i jorden samtidig med opblandingen med halm inficeret med Sveden Sodporesvamp (dag 52). Opblandingen i jorden skete maskinelt, og der blev udtaget prøver dels af den podede jord, dels af en upodet referancejordbunke fra samme oprindelige bunke. Prøver udtages og analyseres herefter jævnligt efter de normale procedurer (ca. hver 6. uge) på Bioteknisk Jordrens.
Ovenstående procedure blev også i 1997 benyttet til opformering af svampene. Dog blev varmebehandling og inokulering af halmen i 1997 foretaget på "Skyttegårdens Østershatte", Borup. Efter varmebehandlingen blev halmen (jvf. ovenstående procedure) inokuleret med følgende svampe: Pleurotus osteatus, Trametes versicolor, Schizophyllum commune, Bjerkandera adusta, Phaenerochaete chrysosporium, Lentinus lepideus og Rigidoporus vitreus.
Kun to svampearter, nemlig P. ostreatus og S. commune, viste sig at vokse kraftigt nok til at kunne udkonkurrere skimmelsvampe i væksten på halm. Vi vurderer, at 1) varmebehandlingen af halmen har sandsynligvis ikke været tilstrækkelig til at skimmelsvampesporer i halmen er uskadeliggjort og 2) at de aktuelle PAH-nedbrydere trods alt er for langt fra deres naturlige miljøer til at kunne vokse kraftigt nok til at udkonkurrere skimmelsvampe, der naturligt vokser på fugtigt halm. Det er umuligt at undgå forurening med skimmelsvampe ved opformering på halm, når der er tale om så store mængder som det er tilfældet her. Udviklingen på dette punkt er særdeles vanskelig, idet det i dette tilfælde er relativt langvarige opformeringer der ligger forud for de trin i opformeringen der har vist sig at være vanskelige. Det er endvidere vigtigt at podningen ude i jordmilerne sker om sommeren, hvis vi skal se nogen vækst her. Det er hermed særdeles vanskeligt at optimere på opformeringsprocedurene uden at tidsrammerne der er beregnet er sprængt.
Vi må herefter konkludere, at det kun er lykkedes at få podet PAH-forurenede jordmiler med tre svampearter, nemlig P. ostreatus, B. adusta og S. commune. P.osteatus er dog benyttet i to tilfælde.
Resultaterne af PAH-nedbrydningen er vedlagt som bilag. Det fremgår heraf, at det, selvom A/S Bioteknisk Jordrens procedurer for prøveudtagning følges, og at det er A/S Bioteknisk Jordrens der gennemfører analyserne er så stor inhomogenitet i fordelingen af PAH i milerne, at der ikke kan konstateres nogen signifikant nedgang i PAH i målingerne. Dette gælder for såvel referance miler uden halm eller svamp, for miler med uinficeret halm opblandet i jorden, som for miler opblandet med halm med kraftig vækst af svampe. Jorden i disse miler er meget lerholdig med heraf følgende klumpdannelser, hvad der også gør det vanskeligt for svampene at fordele sig homogent i milen.
De PAH-nedbrydninger der i laboratorier opnås med hvidmuldsdannende svampe kan altså ikke, på baggrund af dette projekt, ses at kunne overføres til praktisk brug.
Vi må herefter konkludere, at der forestår et betydeligt udviklingsarbejde før de teoretiske muligheder, der ses for PAH-nedbrydning i hvidmuldsdannende svampes enzymsystem kan anvendes i praksis. Der kræves hermed 1) udvikling af mere sikre metoder til opformering de mest potentielle PAH-nedbrydende svampe til stor skala. 2) Undersøgelse af potentielle PAH-nedbryderes vækst i jord af forskellig type og på forskelligt bæremateriale. 3) Undersøgelse af faktisk PAH-nedbrydning i praktiske forhold, og hvor PAH-forureningen er mere jævnt fordelt i jorden end i de aktuelle tilfælde.
5. Referencer
Achhammer,A. (1992), "Bibliotheca Mycologica Band 141: Pleurotus unter Stress", J.Cramer, Berlin.
Albrechtsen,H-J., (1988), Rapport p6-1, Lossepladsprojektet.
Anderson, B. E., Henrysson (1996), "Accumulation and degradation of dead-end metabolites during treatment of soil contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons with five strains of white-rot fungi" Appl. Microbiol. Biotechnol 46: 647-652.
Aust,D.A., Shah,M.M., Barr,D.P. og Chung,N.,
(1993), "Degradation of environmental pollutants by white rot fungi", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Barclay,C.D., Farquhar,G.F. og Legge,R.L., (1995), "Biodegradation and sorption of polyaromatic hydrocarbons by Phanerochaete chrysosporium", Applied Microbiology Biotechnology, 42, 958-963.
Baud-Grasset,F. et al, (1993), "Demonstration of soil bioremediation and toxicity reduction by fungal treatment", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Bech,K., (1990), "Dyrkning af Østershat-Svampe på halmsubstrat", Landbrugsrådet.
Bumpus,J.A., Tien,M., Wright,D. og Aust,S.D. (1985), "Oxidation of persistent environmental pollutants by a white rot fungus", Science, 228, 1434-1436.
Bumpus,J.A. og Aust,S.D., (1987), "Biodegradation of chlorinated organic compounds by Phanerochaete chrysosporium a white-rotting fungi", p.340-349 in "Solving Harzardous Waste Problems", American Chemical Society.
Buswell,J.A. og Odier,E. (1987), "Lignin biodegradation", Critical Reviews in Biotechnology, 6, 1-60.
Cerniglia,C.E. (1984), "Microbial metabolism of polycyclic aromatic hydrocarbons", Advances in Applied Microbiology, 30, 31-71.
Chang, S.-H. og Miles,P.G., (1989), "Edible Mushrooms and Their Cultivation", CRC Press.
Dissing,H., Hansen,L. og Søchting,U., (1985), "Introduktion til Svampe". Forlaget Nucleus, Århus.
Elmendorf,D.L., Haith,C.E., Douglas,G.S. og Prince,R.C., (1994), "Relative rates of biodegradation of substituted polycyclic aromatic hydrocarbons", p.188-202 i "Bioremediation of Chlorinated and Polyaromatic Hydrocarbon Compounds", Eds.Hinchee,R.E. et al, Lewis Publishers.
Escenbach,A., Kästner,M., Bierl,R., Schaefer,G. og Mahro,B. (1994), "Evaluation of a new, effective method to extract polycyclic aromatic hydrocarbons from soil samples", Chemosphere, 28, 683-692.
Escenbach,A., Kästner,M., Wienberg,R. og Mahro,B. (1995), "Microbial PAH degradation in soil material from a contaminated site" p.377-378 i "Contaminated Soil '95", eds. van den Brink,W.J., Bosman,R. og Arendt, F., Kluwer Academic Publishers.
Field,J.A. et al, (1993),"Bjerkandera sp. strain BOS55: A promising white-rot fungal isolate for bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbon polluted soil", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Glancy,H. et al, (1989), "Application of immunological methods to the analysis and detection of Lentinus lepideus", IRG/WP/1422.
Gold,M.H., Joshi,D., Valli,K. og Wariishi,H., (1993),"Degradation of polychlorinated phenols and polychlorinated dibenzo-p-dioxinsby the Basidiomycete Phanerochaete chrysosporium", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Hayes,W.A.: "Solid state fermentation and the cultivation of edible fungus", p175-202 i "Fungal Biotechnology". Eds.Smith,J.E., Berry,D.R. og Kristiansen,B., Academic Press, 1980.
Hüttermann,A., Majcherczyk,A. og Zeddel,A. (1993), "A process for the bioremediation of soils by white-rot fungi", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Kennes,C. og Lema,J.M., (1994), Degradation of major compounds of creosotes (PAH and phenols) by Phanerochaete chrysosporium", Biotechnology Letters, 16, 759-764.
MacCanna,C. (1984), "Commercial Mushroom Production", An Foras Taluntais, Dublin.
Mahro,B., Schaefer,G & Kästner,M. (1994), "Pathways of microbial degradation of PAH's in soil", p203-217 in: Bioremediation of Chlorinated and Polyaromatic Hydrocarbon Compounds, Eds.Hinchee,R.E. et al, Lewis Publishers.
McFarland,F.J. og Qiu,X. (1991), "Bound residue formation in PAH contaminated soil composting using Phanerochaete chrysosporium", Hazardous Waste & Hazardous Materials, 8, 115-126.
Martens,R, (1982), "Concentrations and microbial mineralization of four to six ring PAH in composted municipal waste", Chemosphere, 11, 761-770.
Miljøstyrelsen (1992), "Acceptkriterier for mikrobiologisk renset jord", Vejledning nr.8.
Miljøstyrelsen (1993), "Benzin- og dieselforurenede grunde", Miljøprojekt nr.223.
Miljøstyrelsen (1993), Rapport fra arbejdsgruppe vedrørende organisering af arbejdet med oprydning af affaldsdepoter.
Miljøstyrelsen (1995), "Bioremediation of contaminated soil", Arbejdsrapport nr.4.
Okpokwasili,G.C. og Amanchukwu,S.C., (1988), "Petroleum hydrocarbon degradation by Candida sp.", Environment International, 14, 243-247.
Raaska,L., (1993), "Cultivation and spawn production of the wood-decaying fungus shiitake (Pleurotus edodes)", Technical Research Centre of Finland.
Schaefer,G., Hattwig,S., Unterste-Wilms,M., Hupe,K., Heernklage,J., Lüth,J.C., Kästner,M., Eschenbach,A., Stegman,R. og Mahro,B.(1995), s.415-416 i "Contaminated Soil '95", eds. van den Brink,W.J., Bosman,R. og Arendt,F., Kluwer Academic Publishers.
Sinclair,J.L. og Ghiorse,W.C., (1989), Geomicrobiology Journal, 7, 15-23.
Singer,R. og Harris,B. (1987), "Mushrooms and Truffles - Botany, Cultivation and Utilization", Koeltz Scientific Books, Koenigstein.
Shiahpush,A.R., Wang,H.Y. og Hickey,R.F., (1993), "Surfactant mediated biodegradation of benzo(a)pyrene by Phanerochaete chrysosporium", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Summerwill,M. og Burns,R.G., (1993), "Continous biotreatment of a phenolic industrial effluent using Coriolus versicolor", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Tien,M. og Myer,S.B., (1993),"Degradation of pollutants by superior strains of Phanerochaete crhysosporium", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Walter,T., Först,C. og Stieglitz,L. (1995), "The influence of oil on the sorption of PAH on different soils", s.539-540 i "Contaminated Soil '95", eds. van den Brink,W.J., Bosman,R. og Arendt, F., Kluwer Academic Publishers.
Zeddes,A., Majcherczyk,A. og Hüttermann,A., (1993), "Degradation of PCB's in solid phase systems by white-rot fungi", The 2nd International Symposium on in situ and on-site Bioremediation, San Diego.
Resultater af PAH-analyser
| PAH-analyser | ||||||||
| Resultaterne er opgjort i ppm | ||||||||
| Ublandet jord | ||||||||
| 96.08.12 | 96.09.11 | 96.10.07 | 96.11.28 | 97.03.13 | 97.06.05 | 97.09.24 | ||
| Naphtalen | 28 | 2,8 | 0,7 | 0,7 | 6,6 | 1,6 | 0,2 | |
| Phenanthren | 115 | 71 | 22 | 33 | 56 | 22 | 7 | |
| Flouranthen | 96 | 88 | 67 | 186 | 85 | 56 | 25 | |
| Pyren | 59 | 60 | 57 | 136 | 65 | 51 | 25 | |
| Benz(a)antrac. | 23 | 22 | 27 | 50 | 37 | 23 | 14 | |
| Chrysen | 22 | 22 | 21 | 39 | 28 | 18 | 11 | |
| Benz(a)pyren | 14 | 15 | 20 | 27 | 34 | 29 | 12 | |
| Sum | 357 | 280,8 | 214,7 | 471,7 | 311,6 | 200,6 | 94,2 | |
| Kulbr. total | 3325 | 1718 | 2423 | 4286 | 2740 | 2828 | 1528 | |
| Halm uden svamp | ||||||||
| 96:08:12 | 96:09:11 | 96:10:07 | 96:11:28 | 97:03:17 | 97:06:05 | 97:09:24 | ||
| Naphtalen | 24 | 6,3 | 0,3 | 0,5 | 0,6 | 1,3 | 0,3 | |
| Phenanthren | 69 | 29 | 35 | 14 | 17 | 8,9 | 8 | |
| Flouranthen | 66 | 40 | 58 | 43 | 62 | 29 | 36 | |
| Pyren | 44 | 31 | 42 | 34 | 46 | 23 | 35 | |
| Benz(a)antrac. | 21 | 12 | 23 | 14 | 68 | 14 | 17 | |
| Chrysen | 16 | 12 | 18 | 13 | 52 | 11 | 11 | |
| Benz(a)pyren | 13 | 11 | 23 | 13 | 84 | 20 | 13 | |
| Sum | 253 | 141,3 | 199,3 | 131,5 | 329,6 | 107,2 | 120,3 | |
| Kulbr. total | 1708 | 1198 | 2372 | 2071 | 1803 | 1798 | 1131 | |
| Halm/P. ostreatus | ||||||||
| 96:08:12 | 96:09:11 | 96:10:07 | 96:11:28 | 97:03:17 | 97:06:05 | 97:09:24 | ||
| Naphtalen | 27 | 50 | 2,3 | 12 | 2,7 | 1,7 | 0,9 | |
| Phenanthren | 126 | 91 | 31 | 82 | 38 | 15 | 80 | |
| Flouranthen | 122 | 100 | 55 | 103 | 62 | 41 | 101 | |
| Pyren | 71 | 66 | 40 | 70 | 45 | 33 | 72 | |
| Benz(a)antrac. | 27 | 26 | 21 | 27 | 29 | 18 | 116 | |
| Chrysen | 27 | 24 | 16 | 25 | 22 | 14 | 107 | |
| Benz(a)pyren | 18 | 17 | 18 | 19 | 32 | 20 | 107 | |
| Sum | 418 | 374 | 183,3 | 338 | 230,7 | 142,7 | 583,9 | |
| Kulbr. total | 4223 | 2323 | 2227 | 3817 | 1799 | 3682 | 2030 | |
| Halm/B. adusta | ||||||||
| 96:08:12 | 96:09:11 | 96:10:07 | 96:11:28 | 97:03:17 | 97:06:05 | 97:09:24 | ||
| Naphtalen | 2 | 1,2 | 0,2 | 2,3 | 0,6 | 1,2 | 2 | |
| Phenanthren | 38 | 21 | 8,1 | 20 | 38 | 7,8 | 20 | |
| Flouranthen | 76 | 49 | 29 | 57 | 82 | 39 | 64 | |
| Pyren | 58 | 34 | 22 | 38 | 52 | 29 | 58 | |
| Benz(a)antrac. | 26 | 14 | 14 | 18 | 82 | 18 | 26 | |
| Chrysen | 20 | 14 | 12 | 16 | 58 | 14 | 20 | |
| Benz(a)pyren | 21 | 13 | 18 | 14 | 96 | 25 | 27 | |
| Sum | 241 | 146,2 | 103,3 | 165,3 | 408,6 | 134 | 217 | |
| Kulbr. total | 1905 | 1135 | 1782 | 2338 | 2002 | 2147 | 1540 | |
| Halm/P. ostreatus/97 | ||||||||
| 97:07:02 | 97:08:18 | 97:09:24 | 97:10:30 | |||||
| Naphtalen | 7,8 | 2,3 | 0,2 | 2,4 | ||||
| Phenanthren | 127 | 52 | 29 | 45 | ||||
| Flouranthen | 137 | 53 | 57 | 54 | ||||
| Pyren | 103 | 45 | 54 | 45 | ||||
| Benz(a)antrac. | 43 | 22 | 19 | 15 | ||||
| Chrysen | 30 | 23 | 14 | 11 | ||||
| Benz(a)pyren | 24 | 15 | 13 | 11 | ||||
| Sum | 471,8 | 212,3 | 186,2 | 183,4 | ||||
| Kulbr. total | 3285 | 1357 | 1760 | 1723 | ||||
| Halm/P. ostreatus/97 | ||||||||
| 97:07:02 | 97:08:18 | 97:09:24 | 97:10:30 | |||||
| Naphtalen | 7,2 | 6,9 | 1,3 | 1,9 | ||||
| Phenanthren | 114 | 85 | 117 | 52 | ||||
| Flouranthen | 135 | 73 | 171 | 67 | ||||
| Pyren | 103 | 63 | 121 | 57 | ||||
| Benz(a)antrac. | 40 | 32 | 149 | 19 | ||||
| Chrysen | 23 | 32 | 124 | 13 | ||||
| Benz(a)pyren | 22 | 21 | 97 | 13 | ||||
| Sum | 444,2 | 312,9 | 780,3 | 222,9 | ||||
| Kulbr. total | 2998 | 2113 | 2040 | 1876 | ||||