| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Fytoremediering af forurening med olie- og  tjæreprodukter

2. Generelle aspekter: Planter, mikroorganismer og fytoremediering

2.1 Vegetationens effekt på forurenet jord

2.1.1 Transpiration

Udplantning af træer og andre planter har flere forskellige effekter på jorden og de kemiske forbindelser, der er her i. Lukket vegetation med træer har en større transpiration end blandinger af urter, græsser og buske, som vil udvikle sig i de første år af den naturlige succession (Larcher 1995). Større transpiration betyder reduceret infiltration (vandring af stof til grundvandet). Det medfører også et sænket grundvandsspejl og en mere gennemluftet jord. Evapotranspirations-delen af vandbalancen er omkring 2/3 for en løvskov i den tempererede zone og omtrent det samme for en nåleskov (Larcher 1995). Pil groet i det sydlige Sverige evapotranspirerede mellem 365 og 495 mm vand per år, hvilket svarede til mellem 60% og 85% af den gennemsnitlige årlige nedbør (Perrson 1995). I vinterhalvåret sker der dog ingen evapotranspiration, da der er tale om løvfældende træer.

2.1.2 Afdampning

Afdampning fra jord til luft er en væsentlig proces for flygtige forbindelser (Jury et al. 1983, 1987, 1990, Sanders & Stern 1994). Afdampningen kan reduceres med vegetation pga. den yderligere modstand, som planter og deres nedfaldne blade og løv giver mellem jordoverfladen og atmosfæren (Trapp & Matthies 1997). Planteoptag og translokering efterfulgt af afdampning er dog en potentiel rute til at fjerne visse forbindelser fra jord (se afsnit 2.3.6 om fytoafdampning).

2.1.3 Iltforsyning til jorden

Iltforsyning til jorden anses for at være den vigtigste begrænsende faktor for biologisk nedbrydning af størstedelen af organiske kontaminanter. Nogle planter ændrer jordmiljøet ved at skabe mulighed for ilttransport nedad (Grosse et al. 1996). Biologisk forstærket transport af ilt ned i iltfrie zoner kan være ganske effektiv: Tagrør, Phragmites australis, transporterer op til 11 L O₂ m^-2 h^-1 til sediment (Brix et al. 1996). Båndpil, Salix viminalis, er kendt for at kunne gro under forhold med periodisk eller permanent oversvømmelse (Ellenberg 1979, Jackson & Attwood 1996). Grunden til, at båndpil kan gro under disse forhold, er, at piletræer generelt er tilpasset til iltmangel i jorden ved hjælp af et ventilerende væv (aerenchyma), som har store intercellulære hulrum (op til 60%). Disse porer gør det muligt for ilten at diffundere nedad. Iltforsyning til rødderne via diffusion gennem jorden virker kun over korte afstande. Nogle arter, der kan gro i sumpområder (herunder pil, Salix), er i stand til effektivt at pumpe luft til aerenchyma porene ved at udnytte trykforskelle, der er forårsaget af solopvarmning (Grosse et al. 1996). Bævreasp, Populus tremula, har ligeledes evnen til at tilføre ilt til sine rødder (Grosse et al. 1992). Denne træart kan øge ilttilførslen med 44% (sammenlignet med ilttilførsel via diffusion om natten). Nåletræet Taxodium distichum, som vokser i sumpområder, kan øge ilttilførslen med 77%, hvorimod lind (Tilia), birk (Betula), ask (Fraxinus) og løn (Acer) kun kan øge tilførslen med mindre end 20%.

2.1.4  Rodudsondringer

Udsondring fra planterødder er defineret som frigivelse af substanser fra roden til den omgivende jord, rhizosfæren. Denne frigivelse sker via diffusion langs en elektrokemisk gradient. Det er en almindeligt forekommende proces i alle levende planter (Curl & Truelove 1986).

Der er ikke helt overensstemmelse mellem jord-mikrobiologer og botanikere angående den præcise definition af rhizosfære. Rhizo- kommer fra det græske ord for rod, men "sfære" kan fortolkes på flere forskellige måder. En måde at definere rhizosfæren på er: Det volumen af jord, der sidder fast på rødderne. Mere specifikt kan den defineres som det lille område af jorden, der påvirkes af tilstedeværelsen af levende rødder; en påvirkning, der sker via lækage eller udsondring af substanser, som påvirker den mikrobielle aktivitet (Curl & Truelove 1986).

Udsondringen kan være gavnlig for planten af mange forskellige årsager, heriblandt tiltrækning af insekter, frastødning af herbivorer og forsvar mod infektion (Larcher 1995). Udsondringer kan både virke hæmmende og fremmende på mikrobiel vækst (Curl & Truelove 1986). Den gavnlige effekt opnås, f.eks. hvis udsondringen kan stimulere væksten af de bakterier, som kan nedbryde forurening i rhizosfærejorden. Dette menes at være tilfældet ved frigivelse af fenol-forbindelser, som fremmer væksten af PCB-nedbrydende bakterier (Fletcher & Hegde 1995).

Rodudsondringer fra planter kan også ændre opløseligheden af forbindelser, der ellers ville være uopløselige i jorden og fast bundne til partikler i jorden eller til planterødder. Kompleksbindende molekyler i udsondringen kan danne opløselige komplekser f.eks. med metalioner (Larcher 1995). Courgetter (Cucurbita pepo) og græskar (Cucurbita maxima), begge græskararter, kan opløse og optage lipofile stoffer som f.eks. polyklorerede dibenzodioxiner og -furaner (Huelster et al. 1994). Årsagen til dette er sandsynligvis et kompleksdannende protein, som findes i rod- og xylem-udsondring og også i plantesaft fra courgetter (Huelster & Marschner 1995, Neumann et al. 1996). I vedplanter er der fundet glykosid og glukuron konjugater af 1-hydroxypyren (Nakajima et al. 1996). Konjugater er det normale produkt af fase II reaktioner i planter (Komossa et al. 1995), og mange af dem er opløselige i jorden. Den ændrede opløselighed kan påvirke optag og transport ind i planter, men også nedbrydning i jord og transport til grundvand (Se også afsnit 2.2.1 om biotilgængelighed).

2.2 Begreberne omkring fytoremediering

Fytoremediering er blevet defineret som: „Anvendelsen af grønne planter og disses mikrobiota, jordtilsætninger, og agronomiske teknikker til at fjerne, indeholde eller uskadeliggøre uønskede kemiske stoffer i miljøet " (Cunningham et al. 1996). Det vides, at planter kan optage mange forurenende forbindelser, især dem med middel lipofilicitet og/eller svage elektrolytter (Briggs et al. 1982, Briggs et al. 1987, Trapp & Pussemier 1991, Burken & Schnoor 1998, Hsu et al. 1991, Trapp 2000). Fytoremediering kan virke i kraft af mange faktorer, heriblandt vegetationens påvirkning af fysiske (vandbalance, transportprocesser), kemiske (redox potentiale, pH, kompleksdannende stoffer) og biologiske (enzymer, rødder, bakterier og svampe) parametre i jorden.

2.2.1 Biotilgængelighed

En stor udfordring, der må overkommes i fytoremedieringsprojekter, er at sikre forureningens tilgængelighed for planter (især rødder) og bakterier (Alexander 1994).

2.2.1.1 Biotilgængelighed for mikroorganismer

En forudsætning for succesfuld nedbrydning i rhizosfæren er et godt rodnet, da roddybden bestemmer den jorddybde, hvori fytoremedieringen kan ske. Sædvanligvis befinder rødder sig mest i de øverste jordlag. Det er sjældent at finde rødder under 3 meters dybde. Ifølge Dobson & Moffat (1995) er den gennemsnitlige roddybde for træer 1–2 m (poppeltræer 0,8–2,43 m), hvilket er meget mindre end det almindeligvis forventes, og næsten 90% af antallet af alle trærødder befinder sig i de øverste 60 cm af jorden. Ringe gennemluftning af jorden vil medføre en mindre roddensitet. Selvom piletræer kan overleve permanent oversvømmelse og vandmættet jord, vil rødderne ikke gro dybere ned i grundvandet (Larcher 1995), og over 60% af de tyndeste rødder vil ikke ligge dybere end 20 cm (Rytter & Hansson 1996). Der findes dog teknikker, hvormed man kan tvinge rødderne til at vokse dybere ned i jorden, f.eks. gennem en tildækning af jorden, hvilket medfører udtørring i de øvre jordlag, eller ved at vikle plastictape omkring stiklinger, før de plantes ud (Lars C. Larsen, Hedeselskabet, personlig meddelelse).

'Effektiv roddybde' defineres som dybden med en rodtæthed større end 0,1 cm rod/cm³. For pil blev den målt på grovsandet jord og lerblandet sandjord til henholdsvis 65–95 cm og 115–125 cm (Mortensen et al 1998, Jørgensen & Schelde 2001). Der er dog enkelte rødder, som går dybere. Iritz (1996) angiver roddybden af pil (ikke nærmere defineret) til 50 cm i begyndelsen af vækstsæsonen stigende til 1,3 m per 1. juli.

Det er oplagt, at planter med dybtvoksende rødder ville være at foretrække til in situ fytoremediering af organisk kontaminering, fordi denne oftest findes flere meter under overfladen. Derudover ville det være at foretrække at benytte flerårige planter. Almindelige træer, buske eller afgrøde planter ville være fordelagtige m.h.t. tilgængelighed af frø eller stiklinger.

Udover roddybden kan rodens struktur være en bestemmende faktor for resultatet af en remedieringsproces. I et studie af PAH nedbrydning i rhizosfærejord blev det konkluderet, at et meget forgrenet rodnet med tynde rødder tilsyneladende var mere effektivt end pælerødder til at øge nedbrydningen (Schwab et al. 1995). Det er muligt at få planter til at øge deres antal af tynde rødder. Dette er vist med polejmynte (Mentha pulegium). Disse planter blev inokulerede med Agrobacterium rhizogenes (Kalidas Shetty, personlig meddelelse). Det samme er blevet observeret for johannesbrød træ Robinia pseudoacacia L. (Han et al. 1993). Hårfine rødder blev dannet udfra segmenter inokuleret med Agrobacterium rhizogenes R1601 på under en uge.

Opsamlende kan det påpeges, at der er en mangel på viden om planters roddybde. Det er mest agronomer, der beskæftiger sig med afgrøde planter som korn og kartofler, der har undersøgt emnet. For træer peger de få undersøgelser, der findes, på, at de fleste træers roddybde er yderst ringe for størsteparten af roden. Dette udelukker dog ikke, at nogle træarter har rødder i dybereliggende jordlag. Indtil dette er blevet nøjere undersøgt, må det dog antages, at omkring 2 m dybde er grænsen for rhizo- og fytonedbrydning.

Hydraulisk kontrol er dog mulig til større dybder, eftersom flere forskere har påpeget, at de har fundet pælerødder fra forskellige planter i forbavsende dybder, f.eks. lucernerødder ned til 18 m (G. Gissel-Nielsen, personlig meddelelse) og tilsvarende dybder for individuelle tilfælde for andre planter (tabel 1).

Tabel 1:
Maksimal roddybde for forskellige plantearter (EPA, 2000). Må ikke forveksles med den generelle rodudbredelse.

* freatofytisk betyder, at rødderne kan nå grundvandet (Jordahl et al., 1997)

Det ser ud til, at planterodens morfologi er kraftigt påvirket af miljømæssige forhold. Nogle af disse faktorer kan favorisere at bringe rødderne i nærheden af kontaminering, mens andre faktorer kan have den modsatte effekt. Størstedelen af de hårfine rødder forventes at være i den jordzone, som er fugtig og næringsrig. Dette er sædvanligvis de øverste jordlag af landbrugsjord, men ikke nødvendigvis på forurenet jord. Enkelte pælerødder til at sikre vandforsyning må nødvendigvis nå ned til overfladen af grundvandsspejlet, hvilket vil sige ca. 2–20 m, men disse rødder vil ikke sprede sig så meget ud i jorden. Eftersom det meste forurening forekommer ujævnt fordelt i jorden, er det muligt, at planterødderne vil prøve at undgå den kontaminerede jord, hvis denne er toksisk for planten. Pælerødder vokser dog overvejende i revner og sprækker pga. den mindre mekaniske modstand. Hovedparten af de i moræneler udsivende stoffer på olie- og tjæreforurenede lokaliteter befinder sig ligeledes i sprækkerne (Klint & Fredericia 1995, Jakobsen & Klint 1999). Dette bør medføre, at de dybe rødder vokser i umiddelbar nærhed af de dybtliggende jordforureninger.

2.2.2 Rhizosfære mikrobiota

Rhizosfæren er en zone med høj mikrobiel aktivitet (Cunningham et al. 1996). Bakterier vokser i kolonier, der dækker 4 til 10% af rodens overflade (Shimp et al. 1993). I rhizosfæren er antallet, diversiteten og størrelsen af bakterierne større end i den øvrige jord, hvilket formodentlig afspejler deres bedre ernæring (Campbell & Greaves 1990). Per vægtenhed af jord indeholder rhizosfæren af de fleste planter typisk 10 til 20 gange så mange bakterier som den omgivende jord, men der kan være helt op til 100 gange så mange (Bazin et al. 1990). Som eksempel på dette er det vist, at mikrobielle koncentrationer af denitrificerende bakterier, pseudomonader og monoaromatiske kulbrinte-nedbrydere var signifikant højere i jordprøver fra rhizosfæren af poppeltræer end i den nærliggende landbrugsjord (Jordahl et al. 1997). Dette formodes at være forårsaget af bakteriel vækst på rodudsondringer (Boyle & Shann 1995), som dannes af unge rødder. Estimater for den årlige produktion af rhizoaflejring (substanser, der kommer fra henfald af dødt plantevæv) og rodudsondringer varierer fra 7 til 27% af den totale producerede plantemasse (Moser & Haselwandter 1983). Da rodudsondringer primært ikke dannes som respons på stimuli men nærmere er et resultat af rodcellelækage, er udsondringernes kemiske sammensætning udefinerbar og mangfoldig, hvilket afspejler planternes primære og sekundære metabolisme. Primære metabolitter (kulhydrater, aminosyrer) kan forstærke den uspecifikke heterotrofe mikrobiota (Newman 1985), hvorimod de sekundære metabolitter (fenoler, terpenoider, steroider) tilsyneladende er i stand til specifikt at stimulere aktiviteten af bakterielle nedbrydere. F.eks. er det vist, at fenoler er i stand til at stimulere aktiviteten af PCB-nedbrydende bakterier (Fletcher & Hegde 1995), og planteafledte terpenoider som l-carvon (der dannes af grøn mynte, Mentha spicata) kan være gavnlige for at øge nedbrydning af PCB ved hjælp af Arthrobacter. Stimuleringen formodes at være baseret på strukturel analogi mellem plantens metabolitter og kontaminanter (Gilbert & Crowley 1997, Boyle & Shann 1995, Siciliano & Germida, 1998). Man kunne forestille sig, at bakterielle nedbrydere kunne blive hæmmet af katabolitter i et miljø med god forsyning af kulstof (Yuste et al. 1998). Selvom højt bakterietal i rhizosfæren er blevet beskrevet mange gange i litteraturen, står det mindre klart, om den metaboliske aktivitet er højere i rhizosfærejord end i den omgivende jord. Nogle undersøgelser af den cellulære aktivitet af P. fluorescens har indikeret, at den metaboliske aktivitet hos rodkoloniserende bakterier er lav (sammenlignelig med aktiviteten hos sultede celler) (Normander et al. 1999). I jord vil bakterielle nedbrydere, specielt i sultet tilstand, ikke omsætte en enkelt kulstofkilde ad gangen, men er derimod i stand til samtidigt at nedbryde sukkerstoffer og miljøfremmede stoffer (Bally et al. 1994, Egli 1995, Kovarova et al. 1997).

Matematisk modellering af kulstofstrømning i en typisk forurenet jord viser, at nedbrydning af forurening alene (pga. den ringe masseoverførselshastighed) ikke er nok til at understøtte vækst og vedligeholdelse af en stor biomasse af mikrobielle nedbrydere (Harms 1999).

2.2.3 Optag af organiske stoffer i planter

2.2.3.1 Rodkoncentrationsfaktor, RCF

Optag af organiske forbindelser i rødder afhænger af egenskaberne for stoffet og planten. Generelt sker optaget hurtigt, indtil ligevægt er opnået. Ligevægten er blevet beskrevet med rodkoncentrationsfaktoren (RCF) (Shone & Wood 1974):

Enheden for RCF er udfra denne definition: mL opløsning optaget per g rod. Når optaget sker fra en vandig opløsning (f.eks. i forsøg med hydroponiske opløsninger som vækstmedie), vil RCF for ikke-elektrolytter stige med værdien af log K_OW. Ved kemisk ligevægt vil koncentrationerne af lipofile forbindelser i rødderne være tusind gange højere end i det omgivende vand. K_OW er fordelingskoefficienten mellem n-oktanol og vand (koncentration i oktanol divideret med koncentration i vand). Afhængigheden af log K_OW kan forklares med lipofil adsorption af stoffet til plantens lipider i røddernes endodermis-celler. Begrebsmæssigt er rodoptag forskellig fra translokering til ledningsvævet (xylemet) (Shone & Wood 1974). Når optag sker fra jord, vil koncentrationerne i rødderne sjældent overstige koncentrationerne i jorden, fordi adsorption til rodlipider konkurrerer med adsorption til humuspartikler. Disse har en adsorptionskapacitet, der ligner røddernes, hvilket ikke er overraskende, eftersom de er udviklet primært af plantepolymere. Ved kemisk ligevægt vil koncentrationerne i rod og jord derfor være ens. Kemisk ligevægt opnås dog kun for de tynde rødder, ikke for de tykke rødder eller for rodfrugter som f.eks. gulerod (se figur 5 i afsnit 3.5), idet stofferne ikke trænger ind igennem de yderste cellelag (Trapp 1995).

2.2.3.2 Transpirations-strømnings-koncentrations-faktor, TSCF

Translokering ind i plantens skud kan beskrives med transpirations-strømnings-koncentrations-faktoren, TSCF:

Denne faktor er uden enhed, da den beskriver et volumen opløsning per volumen af xylem-saft. TSCF repræsenterer ideelt set koncentrationsforholdet mellem xylem-saften og den eksterne opløsning. Eftersom dette er vanskeligt at måle direkte, bestemmes TSCF ofte eksperimentelt ud fra den stofmasse, der translokeres til plantens skud (Shone & Wood 1974):

I denne model er det antaget, at der ikke sker hverken nedbrydning eller andre tab fra skuddene i løbet af måleperioden, og at transporten tilbage til rødderne er ubetydelig. Hvis dette alligevel foregår, er det nødvendigt at korrigere de eksperimentelle data.

Translokeringen af ikke-dissocierbare kemikalier er mest effektiv for forbindelser med middel lipofilicitet (Briggs et al. 1982). En regressionsformel for TSCF for poppeltræer er udarbejdet af Burken og Schnoor (1998) (vær opmærksom på en fejl i originalartiklen):

For at få udtrykt koncentrationsforholdet mellem xylem og jord, må man dividere TSCF med fordelingskoefficienten mellem jord og vand, her kaldet K_B. Lipofile forbindelser med en høj log K_ow adsorberes til jord og vil ikke opløses i vand. Derved vil optimum på figur 1 flyttes mod venstre (figur 1).

Figur 1:
TSCF og TSCF/K_B (xylem i forhold til jord) relateret til log K_ow; regressioner udført af Burken & Schnoor (1998) og Karickhoff (1981).

RCF og TSCF for elektrolytter afhænger af pH i den eksterne opløsning (Shone & Wood 1974, Briggs et al. 1987, Rigitano et al. 1987, Inoue et al. 1998). Dette skyldes pH-forskelle mellem den eksterne opløsning og planteceller. Hvis et molekyle dissocierer i det fysiologisk relevante interval, vil det påvirke både optagelseshastigheden og -niveauet. Generelt vil optag af svage baser øges med den eksterne pH, mens optag af svage syrer vil sænkes. Modellen bør derfor ikke benyttes til dissocierede forbindelser. En model, der kan benyttes for elektrolytter, er blevet publiceret for nyligt (Trapp 2000).

2.2.3.3 Overførselsfaktor, (transfer factor) TF

Overførselsfaktoren, TF, er defineret som koncentrationsforholdet mellem plantevæv på høsttidspunktet divideret med koncentrationen i vækstmediet. Ofte er koncentrationen i planter på høsttidspunktet relateret til den initielle eller den nominelle koncentration i jord eller opløsning. I så fald kan den reelle overførselsfaktor blive underestimeret. Desuden er TF ofte givet for tørvægt, som er større end for våd vægt af planterne. I almindelighed har overførselsfaktoren ikke noget at gøre med kemisk ligevægt, men refererer sædvanligvis til steady-state situationer (balance mellem optag og frigivelsesprocesser).

Udfra fysisk-kemiske data kan der drages nogle konklusioner angående hvilke kemiske forbindelser, der vil blive påvirket mest af planters tilstedeværelse i en forurenet jord. De relativt vandopløselige forbindelser, som har en relativt høj TSCF/K_B (figur 1), vil forholdsmæssigt hurtigt blive optaget med transspirations-strømningen, og vil blive ført opad mod stænglen/stammen og bladene. Der kan de enten blive akkumuleret, omdannet, nedbrudt, eller afdampet fra bladene. Sidstnævnte proces afhænger af damptrykket.

Planter kan også påvirke de mere lipofile forbindelser, som ikke føres op i planten. Disse forbindelser kan i stedet blive adsorberet til eller optaget i rødderne, forudsat at forbindelsen er biotilgængelig. I så fald vil plantens metabolisme konkurrere med mikroorganismernes. Hvis man antager, at biomassen af rødder og mikroorganismer er omtrent ens, bliver det et spørgsmål om nedbrydningshastigheder, hvilken organisme, der vil dominere nedbrydningsprocesserne. Hvis nedbrydningen inden i planten er hurtigere end den mikrobielle nedbrydning i jorden, vil der være en konstant koncentrationsgradient mellem inder- og ydersiden af rodcellerne. De forurenende molekyler vil diffundere langs denne gradient, enten i vandfasen eller i gasfasen. Diffusion i gasfasen er ca. 10000 gange hurtigere end i vandfasen. Derfor, hvis fordelingskoefficienten mellem luft og vand, K_AW, er større end 10^-4, vil diffusion i gasfasen normalt dominere transporten.

Der kan kun siges lidt om nedbrydningshastigheden i planterødder sammenlignet med hastigheden for mikrobiel omsætning. Årsagen til dette er, at de rent eksperimentelt er så godt som umulige at skelne.

Under reduceret ilttryk (anoxiske forhold) vil plantens metabolisme ikke spille nogen rolle. Planter kan overleve under sådanne forhold i en hviletilstand, men de er ikke metabolsk aktive (Jackson & Attwood 1996).

Tabel 2 viser nogle tilfælde, hvor det kunne dokumenteres, at enten planter eller bakterier forårsagede nedbrydningen.

Tabel 2:
Dokumenterede tilfælde hvor enten planter eller bakterier er blevet identificeret som nedbrydere af forurening i et fytoremedieringsprojekt.

2.2.4 Erfaringer med fytoremediering

Den lange tabel, der udgør bilag C viser udvalgte resultater fra fytoremedieringsprojekter med organisk forurening, især med vægt på PAH’er, olie-kulbrinte og forbindelser i bilbrændstof. Den angivne mekanisme, hvis der er angivet en, kan godt være én ud af flere.

2.3 Forskellige fytoremedieringsteknikker

Adskillige fytoremedieringsteknikker er blevet beskrevet (EPA 2000, Lombi & Wenzel 1999, Flathman & Lanza 1998): Fytoekstraktion, rhizofiltrering, fytostabilisering, rhizonedbrydning, fytonedbrydning, fytoafdampning, hydraulisk kontrol, vegetativt dække og bufferstriber. Alle disse teknikker er baseret på ekstraktion, tilbageholdelse i planten, nedbrydning eller en kombination af disse. Beskrivelserne af de forskellige teknikker bør ikke opfattes som fuldstændigt forskellige, da der kan forekomme overlap af betydninger.

2.3.1 Fytoekstraktion

Betegnelsen for optag (translokering) og akkumulering af forurenende forbindelser er fytoekstraktion. Denne teknik anvendes mest til oprensning af tungmetal. Kontaminanterne fjernes fra en forurenet lokalitet, når planterne, som har groet i den forurenede jord, høstes (EPA, 2000).

2.3.2 Rhizofiltrering

Rhizofiltrering involverer adsorption af kontaminanter til rødder, eller deres udfældning i rodzonen. F.eks. kan tungmetaller eller lipofile forbindelser ekstraheres fra vand med denne teknik (EPA, 2000).

2.3.3 Fytostabilisering

Fytostabilisering beskriver immobilisering af forbindelser i jorden, eller stabilisering af jorden i sig selv for at hindre jorderosion. Immobilisering kan gøres ved at fjerne transportvejene: vand eller vind. Immobilisering kan også opnås ved, at kontaminanterne kemisk ændres fra en opløselig form til en uopløselig (udfældning i rodzonen). Kontaminanterne kan også blive bundet til jordens humuspartikler eller til lignin i plantecellevæggen. Endelig kan immobiliseringen skyldes en adsorption til planterødder (EPA 2000, Cunningham et al. 1996).

2.3.4 Hydraulisk kontrol

En særlig slags fytostabilisering, som ikke inkluderer ekstraktion af forurenende forbindelser fra jorden, er hydraulisk kontrol. Denne teknik bruges til at påvirke niveauet eller bevægelsen af grundvand, overfladevand eller vand i jorden. Hydraulisk kontrol er fjernelse af vand via plantens normale optag, for at hindre udsivning, vandring og dermed spredning af kontaminering (EPA 2000).

2.3.5 "Pump and tree"

En af de almindeligt anvendte remedieringsteknikker til grundvand er "pump og rens" (pump and treat): Oppumpning af vand med efterfølgende teknisk rensning (stripning, adsorption, bioreaktor osv.). En ny idé er at bruge det oppumpede vand på tidspunkter med negativ vandbalance (sommer) til vanding f.eks. af et skovområde. Teknikken er også blevet benævnt "Træmediering" (Gatliff 1994). En hektar piletræer kan transpirere op til 3000 m³ vand gennem juli måned (Larcher 1995). Skovjord har en høj metabolsk kapacitet og kan måske nedbryde mange forbindelser relativt hurtigt. Derfor kan i det mindste noget af vandet renses ved hjælp af træer. Kemikalier, som kan oprenses fra grundvand på denne måde, er organiske opløsningsmidler (f.eks. triklorethen), MTBE, olieprodukter, næringsstoffer og muligvis flere endnu. Nogle forhold er endnu ikke afklarede. F.eks. kender man ikke den optimale dosering af vand (skovdød forårsaget af toksiske effekter bør undgås).

2.3.6 Fytoafdampning

Efter optag i planter kan kontaminanterne i nogle tilfælde (afhængig af forbindelse og plante) blive transporteret til plantedele over jorden, blive metaboliseret, opbevaret eller fordampe fra bladene (Trapp 1995). Processen har vist sig relevant for m-xylene (Trapp & Christiansen 2001), klorbenzen (Baeder-Bederski et al. 1999), triklorethen (Orchard et al. 2000) og andre flygtige forbindelser (Burken & Schnoor 1998), og selv organisk bundet kviksølv (EPA 2000). Teknikken er relevant for alle forbindelser, som hurtigt translokeres (log K_OW < 3.5), og som har et højt damptryk eller en høj Henrys lov-konstant (enhedsløs K_AW >> 10^-5). Afdampning flytter kun forureningsproblemet fra et sted til et andet, og den kan derfor opfattes som en uønsket sideproces. De resulterende koncentrationer i atmosfæren er dog normalt ikke over baggrundsniveauet i byområder (Trapp et al. 2000a). Translokering gennem planten, og dermed også afdampning, sker hovedsageligt, når solen skinner, hvilket giver mulighed for fotolyse.

2.3.7 Fytonedbrydning

Fytonedbrydning er metabolisme i planter. Omsætningen kan ske internt i planten, efter at forbindelsen er optaget fra jorden. Den kan også ske eksternt, eftersom bl.a. enzymer, der produceres af planten, kan muliggøre nedbrydning ude i jorden (Cunningham et al. 1996). Velegnede kandidater til fytonedbrydning er moderat hydrofobe, organiske forbindelser med log K_ow mellem 0,5 og 3, da disse forbindelser let optages og translokeres i planter (Schnoor et al. 1995, Cunningham et al. 1997). Identificering af metabolitter i planten bekræfter, at omsætning af forureningen er en realitet.

2.3.8 Rhizonedbrydning

Rhizonedbrydning er defineret som nedbrydningen af organiske forbindelser i jorden gennem mikrobiel aktivitet, som er forøget pga. rodzonen (EPA 2000). Rodudsondringer fra planter påvirker (og øger i flere tilfælde) den mikrobielle aktivitet i nærheden af rødderne. De fleste planter lever i symbiose med bakterier og/eller svampe. Mikroorganismetætheden omkring rødderne er meget større end i jord uden rødder (Crowley et al. 1997). Mikroorganismer kan også migrere til dybereliggende jordlag, mens de sidder fast på planterødder. Fyto- og rhizonedbrydning anvendes til oprensningen af organisk kontaminering, heriblandt forurening med olie, PAH, BTEX, TNT, klorerede opløsningsmidler og pesticider (EPA 2000, Newman 2000).

2.3.9 Andre teknikker

En rensningsmetode, der er baseret på nedbrydning i rodzonen, er landfarming med bestemte afgrøder. Denne metode kan f.eks. bruges til olieforurenet slam. Slammet hældes på jorden, marken gødes og lucerne, Medicago sativa, eller græs (som regel rajgræs, Lolium) sås ud. Affaldsdepoter er ofte tilplantet med græs, både fordi det ser bedre ud, men også for at hindre erosion (altså en form for vegetativt dække). Andre gavnlige aspekter af tilplantningen: Forurening af grundvand reduceres, og mindre mængder udslippende gas kan adsorberes af planterne (større mængder gas er toksiske for planter) (EPA 2000). Kun i få tilfælde tillader myndighederne at tilplante med træer, på trods af at træer kan transpirere mere. Det frygtes, at rødderne kan gennemtrænge dækkende membraner under affaldsdepoter og derved skade dem. I følge Dobson og Moffat (1995) er der ingen basis for disse bekymringer.

Tilplantning med træer langs med floder som bufferstriber er ikke nogen ny idé. Det vides, at disse striber skaber barrierer for afløb af næringsstoffer fra landbrugsjord (EPA 2000).

2.4 Kriterier for anvendelse af fytoremediering

En af årsagerne til, at fytoremediering ikke er så kendt, kan være, at teknologien er ny. Remedieringen kræver mange år eller måske tiår. Der kan ikke siges at være mange gode resultater, fordi størstedelen af projekterne er startet for relativt kort tid siden. Omkostningerne lader sig heller ikke endeligt evaluere, selvom der eksisterer oplysninger for nogle teknikker, der kan sammenlignes med konventionel behandling (EPA 1998). For tungmetalforurenet jord er omkostningerne ved fytoremediering omkring 1/3 af konventionelle teknikker, for bly under 1/20 og for olie under 1/10 (EPA 1998). Mere end halvdelen af omkostningerne skyldes monitering af jord, grundvand og vegetation.

Til at beslutte, om fytoremediering kan være anvendelig i praksis på en bestemt lokalitet med en bestemt type forurening, er der udviklet en metode til at lette overvejelserne. Resultatet er fytoremedierings-beslutningstræet, se figur 2 (ITRC, 1999).

I mange tilfælde er det nødvendigt at måle på fytotoksicitet, planteoptag og metabolisme, før et feltforsøg igangsættes. Dette kræver forudgående eksperimenter udført i laboratoriet. Der er blevet udviklet en hurtig 4-trins test til dette formål. Testen medtager optag og toksicitetstest for træer (pil og poppel) i forurenet jord eller i opløsning (Trapp et al. 2000), en ¹⁴C-metabolisme-test, samt en model for langtidsprognose (efter Trapp et al. 1994).

Se her!

Figur 2:
Beslutningstræ for fytoremediering. Følg enkeltstreg pil ved JA, følg stiplet pil ved NEJ. Dobbelt-streg pile er fælles ja/nej ruter. (ITRC, 1999, oversat til dansk med tilladelse fra forfatterne Steve Rock og Bob Mueller)

2.5 Risikovurdering

Ved fytoekstraktion kan organisk forurening eller metabolitter heraf akkumulere i forskelligt plantevæv. Der må træffes foranstaltninger for at hindre spredning af forurening gennem fødekæden, hvilket f.eks. kan ske, når dyr spiser af vegetationen, der bruges til fytoremediering. Dette problem er dog kun relevant ved meget store fytoremedieringsprojekter. I et forsøg (Qiu et al. 1997) blev det dog konstateret, at PAH’erne opkoncentreres i planternes rødder og ikke translokeres til plantedele over jorden. Derfor var der i dette tilfælde ingen fare for opkoncentrering af PAH’er eller metabolitter gennem fødekæden (i det mindste med græsser) via græssende dyr.

Et andet problem kunne vise sig ved anvendelsen af træ fra fytoremedieringsprojekter til brændsel. Visse forbindelser kunne tænkes at blive emitteret til luften eller spredt med asken.

Fytoremediering kræver tid. Derfor er det nødvendigt at vurdere, hvad der kan ske på en given lokalitet, indtil planterne er groet tilstrækkeligt til at kunne stoppe spredning af kontamineringen (grundvandet).

Under nedbrydning dannes metabolitter, og ikke alle af disse er uskadelige. Der kan også dannes mere vandopløselige og dermed mere biotilgængelige forbindelser. Dette aspekt bør overvejes, inden feltanvendelse igangsættes.

Når der kan ske afdampning fra plantens blade, kan det tænkes, at giftige forbindelser frigives til atmosfæren i uønskede koncentrationer. Herved ville en forurening blive spredt mere, end den vil blive begrænset.

Toksicitetstest kan hjælpe med at fastslå, om toksiske metabolitter dannes. Test af denne type er udviklet på Berlins Universitet (projektbeskrivelse kan ses på http://dechema.de/biotech/brosch/einleit.htm), men også på Institut for Miljøteknologi på Danmarks Tekniske Universitet (Ole Kusk, Økotoksikologi).

2.6 Ideer til at gøre fytoremediering mere effektiv

2.6.1 Genetiske modifikationer

Anvendelsen af genteknologi afhænger af de naturligt forekommende mikroorganismer og deres evne til at kolonisere planterødder. Rodkolonisering er et kritisk trin i spiringsfasen, hvilket skyldes, at når rodoverfladen én gang er blevet koloniseret med en bestemt type bakterie, kan andre typer blive ekskluderet (David Dowling, personlig meddelelse).

Tilførsel af specifikke bakterier, der kan nedbryde miljøfremmede stoffer, kan være en strategi for at gøre fytoremediering mere effektiv. En udvidet strategi kunne være at isolere, oprense og karakterisere specifikke gener, der er ansvarlige for nedbrydningen. Det pågældende gen kunne herefter indføres i en værtsorganisme, som efterfølgende blev podet på overfladen af steriliserede frø. Dette forudsætter, at nedbrydende mikroorganismer kan identificeres, og at de er lige så gode til at kolonisere rødder som de typiske rodkoloniserende bakterier, der bruges som mikrobiel plantebeskyttelse i landbruget. Til dato er der kun begrænset viden om fytoremediering med anvendelse af kendte rhizosfære mikrobiota.

PCB-nedbrydende gener er blevet indsat i en rodkoloniserende Pseudomonas fluorescens ved at opnå ekspression af genet i rhizosfæren af en sukkerroe, Beta vulgaris (Brazil et al. 1995).

For nyligt er det blevet vist, at det bionedbrydende potentiale af organiske forbindelser er øget for P. putida (pWW0) i rhizosfæren (E. Duque og J.L. Ramos, personlig meddelelse).

Et humant gen, der i leveren koder for et særligt enzym, er blevet indført i tobak, Nicotiana tobacum.Enzymet oxiderer flere forskellige halogenerede, organiske forbindelser, heriblandt TCE, ethylen bromid, tetraklorkulstof, kloroform og vinylklorid. Transgene tobaksplanter var i stand til at nedbryde TCE 640 gange hurtigere end ikke-modificerede planter (Doty et al. 2000).

Macek et al. (2000) peger ligeledes på anvendelsen af genmodificerede planter for at øge effektiviteten ved fytoremediering. Stategier for modifikationer være transformerede planter, der danner specifikke proteiner, der kan binde og transportere xenobiotika. Man kunne også forsøge at øge plantens udsondring af f.eks. enzymer, der i sig selv kan nedbryde xenobiotika; man kunne også forsøge at øge udsondring af forbindelser, der stimulerer bakteriel vækst i rhizosfæren og dermed rhizonedbrydning.

I EU projektet ENDEGRADE (ENdophytic DEGRADEr bacteria for improving phytoremediation of organic xenobiotics: Endofytiske nedbrydende bakterier til at forbedre fytoremediering af organiske miljøfremmede forbindelser), bliver endofytiske bakterier modificeret til at udtrykke gener ansvarlige for nedbrydning af forbindelser, der kan translokeres via xylem. Endofytiske bakterier er dem, som lever inden i planter. For yderligere information om projektet, se websitet: http://www.ENDEGRADE.dmu.dk

Muligvis er det slet ikke nødvendigt med genetiske modifikationer. Kun en meget lille del af alle planter (omkring 400000 karplanter kendes i dag) er blevet undersøgt for deres evner til at omsætte kemiske forbindelser. Planters sekundære metabolisme varierer fra familie til familie, fra art til art og endda mellem varieteter (Frohne & Jensen 1985), og der findes et enormt antal forskellige enzymer. Det må derfor forventes, at når flere planter er blevet undersøgt, vil man finde flere plantearter, som kan være egnede til fytoremediering.

2.6.2 Nedbrydning ved hjælp af svampe

Anvendelse af svampe til at nedbryde forurening er blevet detaljeret studeret. Med svampe udnyttes kapaciteten af uspecifikke ekstracellulære enzymer til at angribe xenobiotika. Indtil videre ser det ud til, at der er mulighed for dannelse af uønskede, toksiske metabolitter, polymeriserede slutprodukter, og desuden ufuldstændig mineralisering af kontaminanter (Aiken & Logan 1996, Dietrich et al. 1995, Öberg et al. 1990, Svenson et al. 1989, Lamar & Dietrich 1990). Dette tyder på, at der er behov for yderligere grundlæggende forskning på nuværende tidspunkt.

Der er ved laboratorieforsøg opnået gode resultater med PAH nedbrydning vha. hvidmuldsdannende svampe fremdyrket på halm. Disse svampe udskiller enzymer, der i svampenes naturlige miljø, træ, nedbryder lignin. Undersøgelserne har vist, at det er svært at overføre resultaterne fra laboratoriet til stor skala, da det var vanskeligt at opnå tilstrækkelig vækst af de fleste hvidmuldsdannende svampe. Dette skyldes dels, at de er relativt langsomt voksende, og dels at der uundgåeligt i denne skala kommer vækst at skimmelsvampe i halmen. Sidstnævnte kan yderligere medføre forringet vækst af de hvidmuldsdannende svampe (Miljøstyrelsen 1998c).

I Tyskland evalueres muligheden for at nedbryde TNT in situ med svampe (Basidiomycetes). De første forsøg viste, at svampene brugte TNT som kulstof- og nitrogenkilde og derefter sultede. Nye forsøg udføres med symbiotiske svampe. De symbiotiske partnere, f.eks. hyld, Sambucus nigra, og skovfyr, Pinus sylvestris, er blevet udplantet (personlig meddelelse, Dr. W. Heyser, se også http://dechema.de/biotech/brosch/einleit.htm). Resultaterne forventes at ligge klar til næste år, og de vil blive publiceret i Umweltwissenschaften und Schadstoff-forschung (UWSF) i fytoremedieringsserien, som redigeres af U. Karlson og S. Trapp.