1. No category

Användning av mikroorganismer vid
rengöring av oljespill under svenska
förhållanden – en litteraturstudie
David Hill
Uppsats för avläggande av kandidatexamen i naturvetenskap
15 hp
Institutionen för biologi och miljövetenskap
Göteborgs universitet
Användning av mikroorganismer vid rengöring av oljespill under svenska förhållanden - en litteraturstudie
Sammanfattning Bioremediering är ett kostnadseffektivt och miljövänligt alternativ på frammarsch för in situ remediering av tungmetaller och/eller organiska föroreningar. Addering av specialiserade mikroorganismer till den kontaminerade platsen (bioaugmentation) och/eller tillförsel av näringsämnen till de lokala mikroberna för att öka degraderingshastigheten (biostimulering) är globalt de två vanligaste in situ metoderna för att remediera oljespill eller kroniskt förorenade platser. Före ett oljekontaminerat område skall bioremedieras bör prover inhämtas på plats för att undersöka vilka mikroorganismer som kan användas (till exempel den lokala populationen eller ett tillfört konsortium), vilken mängd av näringsämnen som kan behöva tillföras (exempelvis kväve, fosfor och/eller syre) och vilka miljöförhållandena är (temperatur, vattenförhållanden, pH, oljans koncentration etc.). Med sådan kunskap kan områden manipuleras så att bioremediering fungerar effektivt. I Sverige lär temperatur vara det allvarligaste hindret för bioremediering, dock endast på vintern. I övrigt bör dock en kombination av bioaugmentation i bärmaterial, biostimulering och biotensider i en miljö som så långt det är möjligt anpassats för mikrobernas överlevnad oftast kunna bryta ner kolvätesföroreningarna till en tillfredsställande grad. Med ökad kunskap och erfarenhet av bioremediering i fält bör specialiserade mikrobformler och rutiner för olika typer av kontaminerade områden kunna tas fram. Studierna som refereras till i denna litteraturstudie visar tydligt att bioremediering är en lovande in situ remedieringsteknik för kolväten under svenska förhållanden. Nyckelord: bioremediering, mikroorganismer, mikrobprodukter, in situ remediering, olja, kolväten Abstract Bioremediation is a cost effective and environmentally friendly alternative gaining recognition for in situ remediation of heavy metals and/or organic pollutants. Addition of specialized microorganisms to the contaminated site (bioaugmentation) and/or supply of nutrients to the local microbes to increase the rate of degradation (biostimulation) are globally the two most common in situ methods to remediate oil spills or chronically polluted sites. Before an oil-­‐contaminated area is remediated samples should be collected on site to investigate what microorganisms should be used (for example, the local population or a supplied consortium), the amount of nutrients that may need to be added (for example, nitrogen, phosphorus and/or oxygen) and what the environmental conditions are (temperature, water conditions, pH, oil concentration, etc.). With such knowledge, areas may be manipulated so that bioremediation works effectively. In Sweden temperature will probably be the most serious obstacle for bioremediation, but only in winter. Apart from very cold situations a combination of bioaugmentation in carrier materials, biostimulation and biosurfactants, in an environment that has been pre-­‐adapted for microbial survival, should be able to break down the hydrocarbons to a satisfactory degree. With increased knowledge and experience of bioremediation from field trials specialize microbe formulas and procedures for different types of contaminated areas could be developed. The studies referenced in this review clearly show that bioremediation is a promising in situ remediation technique for hydrocarbons in Swedish conditions. Innehållsförteckning
Sammanfattning ................................................................................................................ 1 Abstract ............................................................................................................................. 1 1 Introduktion................................................................................................................. 5 1.1 Syfte...................................................................................................................................5 1.2 Frågeställningar..................................................................................................................5 1.3 Avgränsningar ....................................................................................................................6 2 Metod .......................................................................................................................... 6 2.1 Val av metod ......................................................................................................................6 2.2 Kritisk granskning av metod ...............................................................................................6 3 Bioremediering ............................................................................................................ 7 3.1 Konventionella rengöringsmetoder av oljespill...................................................................7 3.1.1 På land ................................................................................................................................7 3.1.2 I vatten................................................................................................................................7 3.2 Bioremediering av oljespill .................................................................................................8 3.3 Bioremedieringsmetoder....................................................................................................8 3.3.1 In situ ..................................................................................................................................8 3.3.2 Ex situ................................................................................................................................11 3.4 Fördelar och nackdelar med bioremediering ....................................................................12 3.4.1 Fördelar ............................................................................................................................12 3.4.2 Nackdelar..........................................................................................................................13 4 Mikrobprodukter ....................................................................................................... 13 4.1 Mikrobiella konsortier......................................................................................................14 4.2 Labbmiljö mot naturlig miljö ............................................................................................15 4.3 Bärmaterial ......................................................................................................................16 4.4 Biostimulation..................................................................................................................17 4.5 Biotensider.......................................................................................................................18 4.6 Bedömningskategorier för mikrobprodukter ....................................................................19 4.6.1 Kemisk sammansättningen av oljan .................................................................................19 4.6.2 Koncentration av oljan......................................................................................................20 4.6.3 Temperatur.......................................................................................................................20 4.6.4 Vattenförhållanden (mängd, salt/sötvatten)....................................................................21 4.6.5 Tillgång till näringsämnen.................................................................................................21 4.6.6 Syretillgång .......................................................................................................................22 4.6.7 Tryck .................................................................................................................................22 4.6.8 pH .....................................................................................................................................22 4.6.9 Biotiska förhållanden ........................................................................................................22 5 Diskussion .................................................................................................................. 22 5.1 Bioaugmentation eller biostimulering ..............................................................................23 5.2 Framtida utsikter..............................................................................................................23 6 Slutsatser ................................................................................................................... 23 6.1 Fördelar och nackdelar med mikrobprodukter..................................................................24 6.1.1 Argument mot mikrobprodukter......................................................................................24 6.1.2 Argument för mikrobprodukter........................................................................................24 Tack ................................................................................................................................. 25 Referenser ....................................................................................................................... 25 1 Introduktion De flesta organiska och många oorganiska kemikalier utsätts för nedbrytning av enzymer genom levande organismers aktivitet. De flesta av det moderna samhällets föroreningar inkluderas i dessa kemikalier, och enzymernas påverkan på dem benämns gemensamt för biodegradering. Metoden att använda de biodegraderande egenskaperna hos mikroorganismer för att avlägsna eller avgifta föroreningar som hämnat i miljön kallas bioremediering. Ett exempel på en organisk förorening som är biologiskt nedbrytbart är olja. Mark som är förorenad med oljespill är i dagsläget ett stort problem runt om i världen. Petroleumförorenad mark kan ha allvarliga effekter på människors hälsa, kan förgifta grundvattnet vilket minskar dess användning, skapar ekonomiska förluster och minska markens odlingsförmåga. Användningen av mikroorganismer vid rengöring av bland annat kolväten har ökat stadigt sedan 1960-­‐talet, speciellt i USA. Denna metod nyttjar mikroorganismers förmåga att använda kolväten som energikälla, då de vid utvinning av energi även bryter ner kolvätet. Företaget Navic tillhandahåller mikrobprodukter under det egna varumärket Eco Qlean™. Produktsegmentet är på frammarsch då produkterna ersätter farliga och skadliga kemikalier, lösningsmedel etc. Produkter och behandlingsmetoder innebär potentiellt ekonomiska fördelar. För Eco Qlean™ produkter gäller bland annat; 100% naturliga ingredienser, vattenlösliga, biologiskt nedbrytbara och inget farligt avfall/restprodukter. För att förstärka produkternas miljöimage och uppvisa produkternas miljövänlighet önskade företaget att miljögodkänna sin produktserie under EU Ecolabel. Efter detta arbete påbörjats insågs att det inte på långa vägar skulle hinnas med att få ett godkännande från EU Ecolabel. Därför omformulerades syftet till att främst bli en litteraturstudie. Detta arbete skall kunna användas som ett komplement för beslut om mikrobprodukter skall användas för rengöring av ett oljespill i Sverige eller som en del i ett underlag för att bestämma om mikrobprodukter skall tillverkas i Sverige. Allmänheten i Europa och framför allt EU har börjat uppmärksamma bioremediering och mikrobprodukter och mer resurser läggs på forskning i området. I USA har bakterier och svampar använts länge för remediering, men i Europa har vi varit mer återhållsamma. Denna studie ämnar ge klarhet i vad den aktuella forskningen i området säger. 1.1 Syfte Syftet var att undersöka och belysa aktuell forskning beträffande användning av mikrober och mikrobprodukter. Då mikrober kan användas till mycket har fokus valts att ligga på hur de kan användas vid rengöring av kemiskt spill, närmare bestämt kolväten, under svenska förhållanden. Fördelar och nackdelar med användning av mikrober och mikrobprodukter för rengöring av oljespill i svenska förhållanden kommer att presenteras ur ekologiska, ekonomiska och effektivitetsmässiga perspektiv. 1.2 Frågeställningar •
Vilka fördelar och nackdelar finns med användning av mikroorganismer vid rengöring av kolväten? •
Är mikrobprodukter bättre och/eller miljövänligare än konventionella lösningsmedel och andra produkter vid rengöring av kolväten? 5
•
Hur fungerar mikrobprodukter under svenska förhållanden för rengöring av kolväten? 1.3 Avgränsningar Litteraturstudien är avgränsad till att undersöka hur effektiv bioremediering av kolväten skulle kunna vara under svenska förhållanden. Fokus har legat på mikrobiella produkters potential, men det finns inte mycket forskning om just detta. Däremot finns det mycket forskning om mikroorganismers förmåga att bryta ner kolväten så detta undersöktes med antagandet att en ”produkt” skulle kunna ha samma potential. Initialt så var en avgränsning att inte studera för gammal litteratur då poängen var att det skulle vara aktuell forskning. Men efter hand upptäcktes att en hel del grundläggande forskning gjordes redan på 1970 och 80-­‐talet om mikroorganismers förmågor, och därmed behövdes sådan litteratur också innefattas. 2
Metod Metoden är en vetenskaplig litteraturstudie. Främst har sökmotorn www.scopus.com använts för att hitta artiklar, men även www.sciencedirect.com, www.webofknowledge.com och scholar.google.se har använts. Sökord som bioremeddiation, microorganisms, in situ remediation, oil, hydrocarbons, petroleum och spill har använts i olika kombinationer. I www.scopus.com har artiklarna sorterats efter antal citeringar i sökandet, eftersom många citeringar ofta visar på att artikeln är relativt vedertagen. Åldern på artikeln var också relevant, där nyare artiklar var att föredra, även om äldre också använts. 2.1 Val av metod Metoden för litteraturstudien var att söka efter för ämnet relevanta vetenskapliga artiklar, att sedan läsa deras sammanfattningar och därefter välja ut de artiklar som verkar kunna fördjupa förståelsen för mikroorganismers egenskaper att remediera kolväten under svenska förhållanden. Alla artiklar som är refererade till är inte lästa i sin helhet, då detta hade tagit för lång tid, utan ofta har enbart sammanfattningen och slutsatsen lästs. Dem artiklar som verkat kunna ge djupare förståelse i ett relevant område studerades närmare. Ofta tar en artikel upp en undersökning där endast en eller ett fåtal parametrar studerats under relativt specifika omständigheter. Därför behöver många artiklar gås igenom för att få en bra helhetsbild. 2.2 Kritisk granskning av metod Denna typ av uppsats ger ingen ny kunskap i området, eftersom ingen ny forskning har gjorts. Däremot sammanställer och sammanfattar uppsatsen den aktuella forskningen på området, och denna uppsats tittar också närmare på just svenska betingelser, vilket kan ge en djupare kunskap i området och därmed hjälpa till att driva acceptansen framåt i Sverige. Under arbetets gång konstaterades att det var svårt att hålla sig till vetenskapliga artiklar från endast de senaste åren, vilket vanligtvis är att föredra. Eftersom en hel del grundläggande forskning i området gjordes för länge sedan, redan på 1970 och 80-­‐talet, så behövde även äldre studier användas som referenser. Grundforskning som till exempel visade att de flesta mikroorganismer behöver syre eller att temperaturen spelar roll behöver inte bevisas igen eftersom detta är allmänt känt. 6
Metoderna som de studerade studierna har använt har inte analyserats närmare. För att kunna analysera dessa metoder bör man själv ha en djupare förståelse för hur deras experiment och metodik fungerar. 3 Bioremediering 3.1 Konventionella rengöringsmetoder av oljespill Jordens befolkning ökar och med den ökar även konsumtionen av olja. Oljespill har många negativa effekter för miljön och rengöring av ett spill är ett måste (Hernandez et al. 1998; Gupta och Mahapatra 2003; Strong och Burgess 2008). Generellt är konventionella metoder vid rengöring av oljespill, som fysisk och kemisk rengöring, dyra och kan lämna giftiga ämnen efter sig. 3.1.1 På land Fysisk rengöring – Både manuell och mekanisk rengöring kräver mycket arbete. Mekanisk exkavering kräver stora maskiner som traktorer och grävmaskiner, medan manuell rengöring görs med spadar, krattor och händer. Ibland kombineras det med bioremediering (Strong och Burgess 2008). Luftning – Vid luftning pumpas luft ner i den förorenade marken, men den kan leda till utsläpp av luftföroreningar. Termisk sanering -­‐ Jordens temperatur höjs så att flyktiga kemiska föroreningar förångas för att sedan fångas upp eller förstöras. Stabilisering – Den förorenade jorden kan också innerslutas, till exempel genom att asfaltera över marken, men då löser man inte problemet, utan snarare sopar det under mattan . Pumpning och behandling – En metod som kan användas för att rengöra förorenat grundvatten. Grundvattnet pumpas då upp med en vakuumpump, för att sedan behandlas i en serie av filter som absorberar föroreningarna. För petroleumkontaminering används oftast aktivt kol i granulatform. Fytoremediering – En annan metod det talas mycket om, men denna metod är för tungmetaller (Matsumiya och Kubo 2007). Högtrycksvarmvatten – Vanlig teknik för att göra rent stränder. Oljan sprutas tillbaka till vattnet där länsar och skimmers är på plats för att samla upp. Lämnar strandlinjen kal och dödar många växter och djur, men används ändå då skadan från varmt vatten är mindre än skadan från olja (The Athos I 2004). 3.1.2 I vatten Oljeläns – Flytande barriär som används för att innesluta och styra oljan som flyter på vattnet. Används som en första respons för sedan använda oljeskimmers och vakuumpumpar. Materialet hänger ner 45 till 120 cm under ytan. Det klarar inte för instabila väderförhållanden eller för strömt vatten och kräver mycket arbetskraft (The Athos I 2004). Bränna – Väldigt snabbt och effektivt sätt att ta bort oljan (≈99%). Tjärliknande rest produceras, som är lätt att ta bort. Dock förlorar man resursen och växthusgaser släpps ut. Kan inte alltid användas, beroende på plats, väder och tid (The Athos I 2004). Dispergeringsmedel – Kemikalier som används för att öka fluiditeten av ett material. Det förhindrar att oljan sedimenterar eller klumpar sig utan i ställer sprider sig genom hela 7
vattenpelaren vilket leder till lägre koncentrationer och därmed bland annat förhindrar att stränder kontamineras. Påverkar fauna som lever i området negativt (The Athos I 2004). Skimming – Samlar upp olja från vattenytan. Används tillsammans med länsar och höga koncentrationer av olja. Effektivast i lugna väderförhållanden (The Athos I 2004). Solidifierande – Torra hydrofoba polymerer sprids över oljan som gör att oljan blir ett semi-­‐
fast gummiliknande material som flyter på vattenytan. Detta förhindrar att farliga ämnen förångas (The Athos I 2004). Vakuumpump – Enkel dammsugare som används för att suga upp oljan från vattenytan. Inte så effektiv då mycket vatten också sugs upp. Kan använda andra tekniker som centrifug, gravitationsseparation och uttorkning för att separera oljan och vattnet (The Athos I 2004). 3.2 Bioremediering av oljespill Bioremediering är en lovande metod, eftersom den är effektiv, billig och miljövänlig (Bidoia et al. 2010; Bhupathiraju et al. 2002). Bioremediering, som utnyttjar de biodegraderande egenskaperna hos organismer, är en effektiv teknologi för både detoxifiering och för volymminskning av petroleumkolväten. Den är användbar på platser kontaminerade med olja och miljöfarligt avfall (Caplan 1993). Dessutom antas de organismer som används vid bioremediering inte vara invasiva (April et al. 2000). Under optimala förhållanden kan bioremediering av oljespill ta endast några veckor, men under usla förhållanden kan det ta flera år eller inte fungera alls (Alisi et al. 2009). Det har vart känt sedan närmare 80 år att vissa typer av mikroorganismer har förmågan att bryta ner olja och använda oljan som kol-­‐ och energikälla. Sedan 1960-­‐talet har användningen av mikroorganismer vid rengöring av bland annat kolväten ökat stadigt, speciellt i USA. Det som gör dessa mikroorganismer speciella är förmågan att introducera en syreatom i kolvätet och därmed skapa en intermediär som kan utnyttjas vidare i den generella energiskapande metabolismen i cellen. Vissa bakterier är mobila och uppvisar ett kemotaktiskt svar, de känner av föroreningen i omgivningen och förflyttar sig mot det. Andra mikrober, som svampar, växer på ett trådformigt sätt nära föroreningen. Mikroorganismerna producerar enzymer då de är nära en kolkälla och det är dessa som attackerar kolvätesmolekylerna. Många olika enzymer och metaboliska vägar är involverade i nedbrytningen av kolvätena i olja. Brist på lämpliga enzymer kan förhindra att fullständig nedbrytning kan uppnås eller någon nedbrytning sker alls. 3.3 Bioremedieringsmetoder Råolja är en sammansatt blandning bestående av tusentals olika kemiska föreningar. Eftersom varje sammansättning av olja är unik så finns det olika metoder att behandla spill av dessa med mikrober. Det finns flera olika metoder för bioremediering, och ofta kan dessa metoder kombineras för att uppnå ett så bra resultat som möjligt. Valet av metod beror på flera saker, bland annat graden av mättnad och luftning i det förorenade området. Metoderna brukar delas in i två huvudgrupper, remediering på föroreningsplatsen (in situ) och remediering på annan plats (ex situ). 3.3.1 In situ Vid in situ bioremediering behandlas det förorenade området på plats med minimal störning. Det innebär att man slipper exkavera och förflytta allt kontaminerat material, vilket resulterar i att dessa metoder är billigare och stör området mindre än om det måste 8
exkaveras. Därför är dessa metoder generellt att föredra. Som man kan se i fig. 1 används in situ bioremediering i ungefär vart fjärde fall av remediering av mark och grundvatten. In situ remediering leder till färre utsläpp av flyktiga kemiska föroreningar från angränsande icke förorenade platser än ex situ remediering. En annan viktig aspekt är att in situ bioremediering kan appliceras på så många olika typer av miljöer, allt ifrån industriområden, grundvatten och akviferer till arktisk mark. In situ behandling är begränsat av djupet som effektivt kan behandlas. I många marktyper når syret som behövs för önskad grad av rening endast ned några centimeter till 3 decimeter djupt, även om effektiv rening skett på 60 centimeters djup i vissa fall. Fig. 1. Cirkeldiagram av generella procentandelen av vanliga remedieringsmetoder som används vid förorenad mark och grundvatten (Pandey et al. 2009). I artikeln står det ej för vilket geografisk område detta gäller. 3.3.1.1 Biostimulering Biostimulering kan användas när man sett att det redan finns mikroorganismer där utsläppet skett som kan bryta ner föroreningen, de behöver bara lite hjälp på traven. Därför stimuleras dessa mikrober genom att man tillsätter antingen näringsämnen, elektronmottagare eller syre, eller någon kombination av dessa, för att öka deras nedbrytningskapacitet. Ofta tillsätts stimulanterna genom att pumpas ner i injektionsbrunnar, se figur 2. Underjordskaraktäristiken, som grundvattenströmmar och markens vattengenomsläpplighet, påverkar hur väl biostimuleringssystemet fungerar. 9
Fig 2. Förenklad bild av hur bioremediering kan gå till. Specialiserade mikrober kan också pumpas ned. (http://bioremediationmadesimple.weebly.com/) 3.3.1.2 Bioaugmentation När det inte finns tillräckligt med lokala mikroorganismer för att bryta ner en förorening, eller om de är för ineffektiva, så kan man tillsätta högkoncentrerade specialiserade mikrobpopulationer som är effektiva nedbrytare av föroreningen (Gentry et al. 2004). Detta kallas bioaugmentation, och det är på detta vis som mikrobprodukter fungerar. Det kan antingen vara en ensam stam av mikrober eller ett konsortium av många olika stammar av mikroorganismer. Bioaugmentation kommer diskuteras djupare längre fram i uppsatsen. 3.3.1.3 Biotensider Mikrober i marken känner först igen olja och dess innehåll genom biotensider och emulgeringsmedel och sätter sig sedan fast på oljans yta för att använda kolvätet som en kol-­‐ och energikälla. Den låga lösligheten och absorptionen av långa kolväteskedjor begränsar deras tillgänglighet för mikroberna. Adderandet av biotensider gynnar lösligheten och avlägsnandet av kontamineringen då biotensider sänker ytspänningen mellan två icke blandbara vätskor som olja och vatten. 3.3.1.4 Anaerob nedbrytning Den mesta biodegradering bygger på tillförsel av syre eftersom den primära mekanismen för kolvätenedbrytning är aerob respiration. Men urea och ammoniakbaserade gödselmedel som ibland används vid oljespillsbioremediering kan potentiellt utöva syreupptag på grund av biologisk ammoniakoxidering. Vid vissa bioremedieringar räcker det inte med en stor tillsatts av syre för att ersätta det syret som den mikrobiella metabolismen konsumerar. Under sådana förhållanden kan anaerob kolvätesdegradering vara relevant. 10
3.3.2 Ex situ Vid Ex situ bioremediering exkaveras (jord) eller pumpas (vatten) det förorenade materialet upp för remediering. Ofta transporteras det till en annan mer lämplig plats för behandling, men ibland kan ex situ behandlingen ske på plats. Ex situ används t.ex. då föroreningsområdet inte har lämpliga miljöförhållanden för bioremediering eller föroreningen trängt för långt ner i jorden så att mikroberna inte kan nå dit (Kuyukina et al. 2003). 3.3.2.1 Land farmning Land farmning är en metod där förorenad jord sprids i ett 10-­‐35 cm tjockt lager över ett förberett område tillsammans med gödselmedel, se figur 3. Lagret omblandas ibland för att hålla det syresatt. Det stimulerar aktiviteten hos bakterierna och ökar degraderingen av olja. Kriterierna för en lämplig plats är bland annat att det skall vara minst en meter mellan grundytan och den högsta grundvattennivån och lutningen får inte vara mer än 8% (Kuyukina et al. 2003). Fig 3. Landfarmning. (http://www.etecllc.com/landfarming-­‐bioremediation.asp) 3.3.2.2 Kompostering Vid kompistering lägger man förorenad mark tillsammans med organiska substanser, som gödsel eller jordbruksavfall, i högar, se figur 4. Det adderade organiska materialet hjälper till att utveckla ett rikt mikrobiellt liv och höjer temperaturen i högen. Stimuleringen av den mikrobiella tillväxten resulterar i en effektiv biodegration på relativt kort tid (Namkoong et al. 2002). 11
Fig 4. Komposteringshögar av förorenad mark tillsammans med organiskt material. Presenningarna hjälper till att bevara värmen för en snabbare biodegradering. (http://www.tipner.co.uk/proposals.htm) 3.3.2.3 Bioreaktorer Slamreaktorer eller vattenreaktorer används för ex situ behandling av förorenad mark och vatten som pumpats upp från en förorenad plym. Bioremediering i reaktorer involverar processandet av kontaminerad mark och vatten genom ett konstruerat innerslutningssystem. En bioslamreaktor kan definieras som ett innerslutet system som skapar en trefasblandning (fast, flytande, gas) som påskyndar bioremedieringshastigheten av markbundna och vattenlösliga föroreningar. Generellt är hastigheten och graden av biologisk nedbrytning bättre i en bioreaktor än in situ eller i fastfas-­‐system, eftersom den inneslutna miljön är mer hanterbar och därmed mer kontrollerbar och förutsägbar. Dock finns ju samma problem som med de andra ex situ metoderna, att det är kostsamt att exkavera eller spola jorden för att få lös föroreningen innan de kan placeras i bioreaktorn (Robles-­‐González et al. 2008). 3.4 Fördelar och nackdelar med bioremediering 3.4.1 Fördelar •
Bioremediering är en naturlig process och ses därför av allmänheten som ett acceptabelt sätt att behandla förorenade områden. •
Mikrober som kan degradera föroreningen växer i antal när föroreningen är närvarande och minskar sedan i antal när föroreningen är bortrensad. 12
•
Resterna efter behandlingen är oftast relativt harmlösa produkter som koldioxid, vatten och cellmassa. •
Teoretiskt sett kan bioremediering användas för att helt förstöra en stor mångfald av föroreningar. Många ämnen som lagmässigt är miljöfarliga kan omvandlas till harmlösa restprodukter. •
I stället för att en förorening går från ett medium till ett annat, till exempel från mark till luft eller vatten, så är det möjligt att fullständigt förstöra föroreningen. •
Bioremediering kan ofta utföras på plats, in situ, ofta utan att de normala aktiviteterna störs allt för mycket. Detta eliminerar också behovet av att transportera den förorenade massan och de risker som transporten innebär för hälsa och miljö. •
Bioremediering kan vara billigare än andra metoder för att rena spill av farligt avfall. 3.4.2 Nackdelar •
Bioremediering är begränsad till de föroreningar som mikroorganismer kan bryta ned. Sen kan inte alla föroreningar brytas ned tillräkligt snabbt eller tillräckligt fullständigt. Till exempel har mikroorganismer svårt att bryta ned riktigt tjock olja med långa kolvätesmolekyler. •
Det finns en viss oro för att nedbrytningsprodukterna är mer resistenta eller toxiska än moderssubstansen. •
Biologiska processer är ofta väldigt specifika. Viktiga platsfaktorer som behövs för framgång är till exempel att det finns metaboliskt kapabla mikroorganismer, lämpliga miljöförhållanden för tillväxt och lagom nivåer av näringsämnen och föroreningen. •
Det är svårt att extrapolera från labb-­‐ och pilotskalsstudier till fullskalig fältverksamhet. •
Bioremediering tar oftast längre tid än andra behandlingstyper som bortforsling av jord eller förbränning. 4 Mikrobprodukter Användningen av mikrobprodukter är en bioaugmentationsremediering. De vanligaste typerna av bioaugmentation är addering av en för-­‐adapterad ren bakteriestam, addering av ett för-­‐adapterat konsortium, introduktion av genetiskt modifierade bakterier och addering av viktiga gener för biologisk nedbrytning packade i en vektor som ska överföras genom konjugering till inhemska mikroorganismer. Denna uppsats kommer endast diskutera bioaugmentationsmetoderna att addera en bakteriestam och ett konsortium. Förstudier är en förutsättning för alla planerade ingrepp, följt av att skräddarsy en kompetent mikrobiell sammansättning för en viss plats. Det inledande valet bör vara baserat på den metaboliska potentialen hos mikroorganismerna och på hur funktionella och persistenta de är under de rådande miljöförhållandena. Den bästa metoden att få fram data för att kunna välja kompetenta mikrober är att titta på de mikrobiella samhällena som redan finns på den kontaminerade platsen (Thompson et al. 2005). I de fall där det är kontaminerat med två föroreningar, som olja och metaller, så kan mikrobernas nedbrytningsförmåga minska (Roane et al. 2001). Den föreslagna strategin för sådana fall är att använda flerkomponentsystem som mikrobiella konsortier, vilket bättre representerar den naturliga miljön än vad ett enkomponentsystem gör. 13
4.1 Mikrobiella konsortier Att använda mikrobiella konsortier är generellt bättre än en ensam bakteriestam i fältapplikationer då det ger metabolisk diversitet och robusthet (Rahman et al. 2002). De olika delarna i olja varierar i flyktighet, löslighet och känslighet för biologisk nedbrytning. Vissa delar bryts enkelt ned, andra är mer resistenta och en del är inte biologiskt nedbrytbara. Biodegradering av olika delar i oljan sker simultant men med olika hastigheter då olika arter av mikrober ger sig på olika komponenter av oljan. Detta leder till gradvis degradering av komponenterna i oljan. Alisi et al. (2009) lyckades få fullständig nedbrytning av dieselolja och fenantren, en minskning med 60% av isoprenoider (klass av naturligt förekommande organiska kemikalier) och en total minskning på cirka 75% av de totala kolvätena efter 42 dagar, med hjälp av en mikrobiell formel med utvalda inhemska stammar (Alisi et al. 2009). Se figur 5. Med inhemska stammar menas stammar från den kontaminerade platsen som skall behandlas. Fig 5. Effektivitet i avlägsnandet av olika komponenter av dieselolja. Vita staplar: abiotisk kontroll efter 42 dagar. Grå staplar: spetsad jord efter 15 dagar. Svarta staplar: spetsad jord efter 42 dagar (Alisi et al. 2009). På liknande sätt visade Li et al. (2009) att inhemska arter kunde bryta ned polycykliska aromatiska kolväten (PAH) i gammal kontaminerad jord, men om mikrobiella konsortier tillsattes förbättrades nedbrytningshastigheten med 43% (Li et al. 2009), se figur 6. 14
Fig 6. Koncentrationer av PAHer under biodegradering i gammal PAH-­‐kontaminerad jord. BM: steril jord med tillsatt mikrobiellt konsortium. BMN: icke-­‐steril jord med tillsatt mikrobiellt konsortium. BNN: icke-­‐steril jord (Li et al. 2009). Shankar et al. (2014) lyckades få nära 100% nedbrytning av en blandning med bensin, diesel och motorolja efter 30 dagar med ett konsortium av mikrober som tagits från tre oljekontaminerade platser, se figur 7 (Shankar et al. 2014). Fig 7. Effektivitet av ett mikrobiellt konsortium i att behandla tre oljekontaminerade prover (Shankar et al. 2014). 4.2 Labbmiljö mot naturlig miljö Biomassan som används för bioaugmentation produceras i bioreaktorer under optimala förhållanden, men överförandet till föroreningsplatsen är ofta kritiskt. Mikroberna är homogena cellsuspensioner som ofta stressas när de kommer i kontakt med den mycket mer komplexa naturliga miljön. I verkliga fall så börjar den introducerade populationen minska strax efter överförandet på grund av flera abiotiska och biotiska faktorer. Stressen som hämmar mikrobiell tillväxt kan bero på fluktuationer eller extremiteter i temperatur, vattenhalt, pH, utarmning av näringsämnen och dessutom de potentiellt toxiska halterna i den förorenade jorden (Gentry et al. 2004). Flera av dessa parametrar kommer att diskuteras närmare senare i arbetet. Goldstein et al. (1985) upptäckte att mikrober som har potential att bryta ner organiska föroreningar i labbmiljö misslyckades med detta i naturliga system. De föreslagna anledningarna till detta var; de införda mikroorganismerna har problem att anpassa sig, för lite av substratet, konkurrens mellan introducerade och 15
inhemska mikrober, de införda mikroberna använde andra organiska substrat i stället för föroreningen och predation i form av bete av protozoer (Goldstein et al. 1985). Därför är endast bioaugmentering oftast inte tillräckligt, utan bör ackompanjeras av lämpliga fysiska och miljömässiga förändringar. 4.3 Bärmaterial Bärmaterial är ämnen som mikroorganismerna kan kapslas in i. Användning av bärarmaterial erbjuder ofta ett fysiskt stöd för de tillsatta mikroberna, tillsammans med bättre tillgång till näring, fukt och luft, vilket förlänger överlevnaden av mikroberna (Mishra et al. 2001). Om de mikrobiella cellerna kapslas in eller immobiliseras så kan detta ge en bättre överlevnadsgrad då cellerna skyddas mot de hårda miljöförhållandena, vilket oftast leder till snabbare och effektivare biodegradering jämfört med fritt levande celler (Obuekwe och Al-­‐
Muttawa 2001). Inkapsling kontrollerar flödet av näring, skyddar mot predation och konkurrens och sänker koncentrationen av gifter i mikromiljön för cellerna vilket minimerar skador på cellmembranen, alltså blir det som en minibioreaktor i miljön. Ett flertal material såsom agar, agaros, alginat, gelatin, gellangummi, kappa-­‐karrageenan, akrylatsampolymerer, polyuretan och polyvinylalkohol gel har studerats och testats för att inkapsla eller immobilisera celler. Moslemy et al. (2002) inkapslade ett berikat bakteriellt konsortium som isolerats från en bensinförorenad plats i mikropärlor av gellangummi. De inkapslade cellerna hade en kortare fördröjningsfas och därmed en högre nedbrytningshastighet av bensinen jämfört med de fria cellerna på samma mikrobkoncentrationer, se figur 8 (Moslemy et al. 2002). Fördröjningsfasen är den tid det tar för bakterierna att anpassa sig till den nya miljön innan bakterierna börjar dela sig. Fig 8. Biodegradering av bensin (Total Petroleum Hydrocarbons) i vätskemedium av fria bakterier (vita symboler) och inkapslade bakterier (svarta symboler) för initial koncentration på 400 mg/L (pyramidtriangel och diamant) och 600 mg/L (upp och nedvänd triangel). De svarta diamanterna representerar deaktiverade inkapslade bakterier (Moslemy et al. 2002). 16
Liu et al. (2009) jämförde i en studie nedbrytningsförmågan av fenol mellan fria celler och immobiliserade celler av två typer av bakterier som tagits från aktivt slam och jord som förorenats men fenol. De upptäckte att en blandning mellan de två bakterierna var bättre än om bara en av arterna användes, se figur 9, och att immobiliserade celler var bättre på fenolkoncentrationer över 500 mg/l, se figur 10, och kunde återanvändas 20 gånger (Liu et al. 2009). Fig 9. Nedbrytning av fenol för två enskilda bakterier (diamant och kvadrat) och för en blandning av dem (triangel och cirkel) (Liu et al. 2009). Fig 10. Effekten av den initiala fenolkoncentrationen på den specifika degraderingshastigheten av immobiliserade och fria celler (Liu et al. 2009). 4.4 Biostimulation Spilld olja utgör en stor kolkälla för inhemska mikroorganismer, men i de flesta fall är tillgången på kväve (N) och fosfor (P) begränsad. Därför kan biostimulation, tillsatsen av de begränsande näringsämnena, öka dekontamineringshastigheten då mikroberna på platsen kan jobba effektivare (Nikolopoulou och Kalogerakis 2008). Miljöförhållandena kan också förändras för att uppnå optimal nedbrytning, till exempel kan pH och vattenhalt anpassas. Addering av N och P har studerats av många forskare. Sarkar et al. (2005) ökade 17
biodegraderingsgraden i labbmiljö av petroleumkolväten från 93,8 % till 96 % efter addition av biosolider (näringsrikt organiskt material som kommer från behandlat hushållsavloppsvatten) och oorganiskt gödselmedel (rikt på N och P) till dieselkontaminerad jord (Sarkar et al. 2005). Se figur 11. Fig 11. Total petroleumkolvätesdegradering av låg och höggradsfertiliserad jord i jämförelse med icke fertiliserad kontrolljord (Sarkar et al. 2005). Liknande resultat erhölls av Delille et al. (2009) för remediering av dieselolja i det Arktiska kustvattnet av biostimulering när de använde kommersiellt konstgödsel (Delille et al. 2009). Vid remediering i marin miljö är biostimulering mer komplicerat då näringsämnena för det första måste hamna hos mikroberna nära oljedropparna i vattnet och för det andra får näringsämnena inte bli för utspädda i av vågrörelserna. Dessutom kan för höga koncentrationer av N och P orsaka eutrofiering, vilket gynnar algtillväxt vilket sänker syrehalten i vattnet (Nikolopoulou och Kalogerakis 2009). Utöver näringstillgången finns det flera andra faktorer som avgör degraderingshastigheten av kolväten under naturliga förhållanden. Exempel på faktorer som man efter Exxon Valdez oljespill såg påverkar är intensiteten av det fysiska mixandet, förbehandlingen (till exempel strandtvättning, manuellt avlägsnande, manuell räfsning, mekanisk bearbetning och mekanisk omlokalisering) och tillgången till alternativa kolkällor (NOAA Technical Memorandum 1997). 4.5 Biotensider Att biotillgängligheten av kolväten för mikroorganismerna inte är tillräcklig på grund av låg vattenlösligheten har framkommit som en begränsande faktor för bioremediering. Användningen av biotensider för att öka biodegraderingen har studerats mycket (Bordoloi och Konwar 2009). Biotensider är ämnen som sänker ytspänningen mellan två vätskor eller mellan en vätska och ett fast ämne. Nikolopoulou och Kalogerakis (2008) visade att biostimulation av N och P tillsammans med biotensider gjorde att naturliga mikrober lättare och snabbare kunde adaptera till oljespillet, vilket gav kortare fördröjningsfas på nästan 80 % första veckan och snabbare nedbrytningshastighet (Nikolopoulou och Kalogerakis 2008). Se figur 12. 18
Fig 12. Biodegradering av C19-­‐C34 n-­‐alkaner efter 7 dagar och 18 dagar av behandling i ULR (urinsyra-­‐lecitin-­‐rhamnolipids) och ULRM (urinsyra-­‐lecitin-­‐rhamnolipids-­‐melass) lösningar i jämförelse med kontroll, S200 och UL (urinsyra-­‐lecitin) lösningar. Urinsyra och lecitin är lipofila gödselmedel med naturligt ursprung. Rhamnolipids är biotensider och melass är källa för C och vitaminer (Nikolopoulou och Kalogerakis 2008). Beroende på förutsättningarna på en specifik kontamineringsplats så verkar kombinationen utav bioaugmentation, biostimulation och biotensider vara en lovande metod för att påskynda bioremediering (Baek et al. 2007). En sådan typ av behandling måste alltid övervakas i form av ekotoxicitets och aktivitetsstudier av den kontaminerade platsen, både under behandling för att få bättre beslutsunderlag, och efter behandling för att säkerställa att platsen har återfått sin naturliga biologiska aktivitet (Liu et al. 2010). 4.6 Bedömningskategorier för mikrobprodukter För att kunna bedöma effektiviteten av mikrobprodukter vid rengöring av kolväten behöver ett antal parametrar tas i beaktande. Parametrarna har tagits fram för att spegla om mikrobprodukterna skulle kunna fungera under svenska förhållanden. Olika vetenskapliga artiklar har studerats för att bedöma dessa parametrar. De parametrar som har studerats är: •
•
•
•
•
•
•
•
•
Kemisk sammansättning av oljan Koncentration av oljan Temperatur Vattenförhållanden (mängd, salt/sötvatten) Tillgång till näringsämnen Syretillgång Tryck pH Biotiska förhållanden 4.6.1 Kemisk sammansättningen av oljan Petroleumkolväten kan generellt bli indelade i fyra klasser: alkaner, cykloalkaner, aromatiska kolväten och omättade kolväten. Biodegraderingshastigheten har visats vara snabbast för 19
alkaner och cykloalkaner, följt av lätta aromatiska kolväten medan tunga aromatiska kolväten och polära föreningar är svårast att degradera. Detta mönster är dock inte universellt utan kan bero på faktorer som vilka mikroorganismer som används (Leahy och Colwell 1990). Denna parameter behöver tas i beaktande när man skall bestämma om mikrobprodukter skall användas. Kan mikrobprodukter användas är det sedan relevant att veta vilken sammansättning kolvätena har för val av strategi och mikrobiellt konsortium. 4.6.2 Koncentration av oljan Upptags-­‐ och mineraliseringshastigheten av många organiska material hos mikroorganismer i akvatiska system är proportionerliga mot koncentrationen av materialet. Detta har visats exempelvis för toluen, ett lätt kolväte med relativt hög vattenlöslighet (Button och Robertson 1986). Men detta verkar ofta inte stämma för större, mindre vattenlösliga kolväten, eftersom vattenlösligheten och ytarean börjar spela en mer avgörande roll än koncentrationen. Den mikrobiella nedbrytningen av långa alkaner, som har låg löslighet, sker vid hastigheter som överstiger hastigheterna för andra kolväten vid samma koncentration, och är en funktion av kolvätets ytarea som är tillgängligt för emulgering (Leahy och Colwell 1990). Koncentrationer över vissa tröskelvärden förhindrar biodegradering. Höga koncentrationer av kolväten, som vid ett sammanhängande oljespill i vatten, kan hämma biodegraderingen då brist på näringsämnen och syre kan bli begränsande faktorer eller genom toxiska effekter från flyktiga kolväten. Skyddade platser med låga energiflöden, som ständer med lite vågor och vind, har visat sig ha extra låg degraderinghastighet då kolvätena inte sprids ut (Leahy och Colwell 1990). Vid situationer med höga koncentrationer av kolväten som vid oljetankerspill skulle en grovsanering antagligen vara bra, då de stora mängderna sammanhängande olja tas upp, för att sedan använda mikrobprodukter för finsanering. 4.6.3 Temperatur Temperatur har en stor påverkan på biodegration, då den påverkar viskositeten, vattenlöslighet och den kemiska sammansättningen av oljan. Temperaturen påverkar också mikrobernas nedbrytning av kolväten och det mikrobiella samhällets sammansättning (Atlas 1981). Vid låga temperaturer är viskositeten i oljan högre och flyktigheten av små toxiska alkaner minskar och deras vattenlöslighet minskar, vilket försenar starten av biodegradering. Nedbrytningen minskar också med sjunkande temperatur troligtvis i huvudsak beroende på minskad enzymatisk aktivitet, beroende på den så kallade ”Q10 effekten” som säger att biologisk aktivitet dubblas om temperaturen ökar med 10°C, och tvärt om. Högre temperaturer ökar degraderingen till ett maximum, vanligtvis mellan 30-­‐40°C, varefter toxiciteten vid cellmembranen från kolvätena ökar. Mulkins-­‐Phillips och Stewart (1974) studerade hur temperaturer mellan 5 och 28°C påverkade degrationen av bunkerolja efter ett spill i Chedabucto Bay, Kanada. De använde berikade mixade mikrobiella kulturer. Efter inkubation i 7 dagar vid 15°C så var 41-­‐85 % av de bensenlösliga komponenterna försvunna, medan 21-­‐52 % degration uppnåddes efter 14 dagar vid 5°C (Mulkins-­‐Phillips och Stewart 1974). Horel och Schiewer (2009) studerade effekterna av temperatur och fuktighet på syntetisk dieselolja med gödselmedel som stimulant. Nedbrytningsprocessen startade mycket tidigare vid högre temperaturer kring 20°C än vid lägre temperaturer kring 6°C vid kortare inkubationstider på 4-­‐6 veckor, se figur 13. Men mikroberna anpassade sig vid de låga temperaturerna vid längre inkubationstider på 12-­‐17 veckor och degraderade upp emot 50 % av den syntetiska dieseloljan (Horel och Schiewer 2009). 20
Fig 13. Kumulativ CO2 produktion från respiration vid biodegradering av syntetisk dieselolja vid 20°C (ifyllda blå trianglar) och 6°C (tomma gröna trianglar). Mycket kortare laggfas vid 20°C (Horel och Schiewer 2009). Däremot upptäckte man att temperatur inte spelade så stor roll på degraderingen av prover med havsvatten från Antarktis där handelsgödsel användes (Delille et al. 2009). 4.6.4 Vattenförhållanden (mängd, salt/sötvatten) Vattenpotentialen eller vattenaktiviteten i jord kan variera mellan 0,0 och 0,99 till skillnad från akvatiska miljöer där vattenaktiviteten ligger stabilt på ca 0,98 (Bartha och Bossert 1984). Därför kan biodegradering av kolväten i terrestra miljöer vara begränsad av tillgången till vatten, då vatten behövs för mikrobiell tillväxt och metabolism. I en studie av nedbrytningen av oljeslam i jord kom Dibble och Bartha (1979) fram till att optimal biodegradering skedde i vattenmättnadshalter mellan 30 och 90% (Dibble och Bartha 1979). Det finns få studier som tittar på hur salthalten påverkar biodegraderingen av kolväten. Generellt kan man anta att degraderingshastigheten beror på om mikroberna är anpassade för salta förhållanden eller ej. Om mikroberna är vana vid marin miljö så är degraderingshastigheten normal om salthalten inte överstiger havets salthalt (Leahy och Colwell 1990). 4.6.5 Tillgång till näringsämnen Det är väl känt att tillgång till kväve och fosfor begränsar biodegraderingen av kolväten. Utsläpp av kolväten i miljö med låg koncentration av oorganiska näringsämnen producerar ofta väldigt höga kol/kväve eller kol/fosfor förhållanden, eller båda, vilket missgynnar den mikrobiella tillväxten (Leahy och Colwell 1990). Horel och Schiewer (2009) som undersökte hur temperatur påverkade biodegrationen undersökte också hur näringstillgången påverkade under olika temperaturer. Resultatet var att näringstillgång var essentiellt under 21
alla förhållanden i marken. Degradering av föroreningen i näringsrika förhållanden var efter 17 veckor ungefär 3 gånger högre vid 20°C och 8 gånger högre vid 6°C i jämförelse med näringsfattig sand (Horel och Schiewer 2009). 4.6.6 Syretillgång De initiala stegen i katabolismen av alifatiska, cykliska och aromatiska kolvätena av bakterier och fungi involverar oxidation av substratet med oxygenaser, där molekylärt syre krävs. Oxygenaser är enzymer som oxiderar ett substrat genom att överföra syre från molekylärt syre i till exempel luften till substratet. Aeroba förhållanden är därför ett måste för denna typ av mikrobiell oxidering av kolväten i naturen. I de övre lagren av vattenkolumnen i både söt och saltvatten är syretillgången sällan en begränsande faktor. Sediment är däremot oftast anoxiskt förutom ett tunt skikt vid ytan av sedimentet. Tillgänglighet av syre under markförhållanden beror på hastigheten av mikrobers syreförbrukning, typ av jord, om jorden är vattenmättad och om det finns användbara ämnen som kan leda till att syret tar slut. Koncentrationen av syre har identifierats som en av de största begränsande faktorerna vid biodegradering av petroleum i jord och bensin i grundvatten (Leahy och Colwell 1990). 4.6.7 Tryck Att tryck skulle vara en relevant faktor för biodegradering gäller antagligen endast i ett fåtal förhållanden, som exempelvis i djuphavsmiljöer. Därför verkar det inte finnas mycket forskning på detta område, då det inte är så relevant i de flesta situationer. 4.6.8 pH Till skillnad från akvatiska förhållanden så kan pH variera mycket i terrestra miljöer, från så lågt som 2,5 i gruvor till 11 i alkaliska öknar (Bartha och Bossert 1984). De flesta heterotrofa bakterier och svampar föredrar ett nära neutralt pH där svampar kan klara lite surare miljöer (Atlas 1988). Extrema pH kan man därför förvänta sig ha en negativ påverkan på mikrobers förmåga att bryta ner kolväten. Verstraete et al. (1976) visade att degraderingshastigheten av bensin i jord nästan fördubblades när pH justerades från 4,5 till 7,4 (Verstraete et al. 1976). Degraderingshastigheten minskade snabbt igen när pH höjdes ytterligare, till pH 8,5. 4.6.9 Biotiska förhållanden Biotiska förhållanden handlar om hur det befintliga mikrobiella livet ser ut på den kontaminerade platsen. Biotiska förhållanden kan reducera överlevnaden, aktiviteten och migrationen. Dessa effekter uppstår på grund av predation av protister, konkurrens med de lokala mikroorganismerna, betande av protozoer och andra eukaryota interaktioner. Denna kategori kan ha en avgörande roll för om mikrobprodukter kommer vara framgångsrika vid en in situ remediering (Rentz et al. 2005). Alltså bör detta tas med i beaktande vid beslut om mikrobprodukter skall användas och vilken typ av strategi som i så fall bör användas. Exempelvis bärmaterial kan vara viktigt. 5 Diskussion Inga artiklar diskuterar specifikt biodegradering av kolväten med mikrobprodukter under svenska förhållanden, utan man får titta på det som är relevant för svenska betingelser. Ibland fanns det lite forskning på ett visst område, som hur salthalten påverkade biodegradering. Detta kan vara relevant att veta för till exempel brackvattenområden som Östersjön. Det verkade också vara relativt sparsamt med fältstudier. De flesta studier var gjorda i labbmiljö. Förhoppningsvis och förmodligen så kommer fler fältstudier göras i 22
framtiden, så man kan förbättra bioremedieringsmetoderna. Några jämförande studier där man studerat bioremediering i jämförelse med andra metoder för att åtgärda föroreningar av kolväten hittades inte heller, så att göra en korrekt jämförelse mellan olika remedieringsmetoder blev därför svår. Däremot lät i princip alla artiklar övervägande positiva till bioremediering och verkade se det som metoden som kommer ta över behandlingen av oljeförorenade områden. Jämförelser mellan olika studier som studerats blir inte så relevant, då de flesta studier är relativt specifika. De tittar på en situation med vissa miljöbetingelser som behandlas med vissa mikrober. Att jämföra två studier blir därför svårt. Studierna har dessutom valts för att täcka upp så många aspekter av svenska förhållanden som möjligt, så att hitta två studier som kan jämföras har inte vart en del av syftet. 5.1 Bioaugmentation eller biostimulering I litteraturen verkade det finnas en debatt om vilken metod som är bäst för bioremediation, bioaugmentation eller biostimulering. Generellt kan man säga att det beror på hur situationen ser ut på kontamineringsplatsen. Vissa undersökningar visade att det främst var selektivitet och specialisering av de tillsatta mikroberna som avgjorde bioremedieringens effektivitet. Bento et al. (2005) jämförde bioremediering av dieselolja med den naturlika mikrobiella floran, biostimulation och bioaugmentation. De kom fram till att de bästa resultaten uppnåddes med bioaugmentation med mikroorganismer som tagits från den förorenade platsen. Mikrober som redan är anpassade till miljön överlever bättre när de reintroduceras än främmande stammar för ett sådant habitat (Bento et al. 2005). I motsatts till detta finns det rapporter från fältstudier där bioaugmentation med mikroorganismer på plats inte hade någon effekt på nedbrytningen medan biostimulering var effektivt (Thomassin-­‐Lacroix et al. 2002). På platser som har varit kontaminerade under en längre tid hinner den inhemska mikrobpopulationen acklimatisera sig, och där blir biostimulering en effektiv metod då mikroberna redan är bra nedbrytare. Går det tillräckligt lång tid blir de inhemska mikroberna till och med effektivare än de som kan tillsättas vid bioaugmentering. På grund av begränsningarna med att använda bioaugmentering och biostimulering separat så kombineras ofta dessa metoder. Hamdi et al. (2007) renade gammal PAH-­‐förorenad jord genom att kombinera metoderna och uppnådde högre reningsgrad (Hamid et al. 2007). 5.2 Framtida utsikter Bioaugmentation och biostimulering kan tillsamman bidra till att övervinna en kritisk flaskhals för bioremedieringstekniken. Intresset för bioremediering som förstaval vid in situ remediering har börjat attrahera kommersiellt intresse och nya mikrobformuleringar och produkter får större uppmärksamhet och applikationsområden. Till dess att det finns tillräckligt bra produkter så att man slipper så bör den kontaminerade platsen undersökas ordentligt för att kunna optimera bioremedieringens förhållanden. Detta kan också bidra till att bygga upp en kunskapsbank kring bioremediering. 6 Slutsatser Bioremediering är ett mer miljövänligt, billigare och effektivare alternativ vid rening av miljön i jämförelse med kemisk rening eller att fysiskt forsla bort det kontaminerade materialet, åtminstone under rätt förhållanden. Innan ett kontaminerat område skall bioremedieras bör det undersökas i både laboratorium och i fält om mikroorganismerna på plats kan användas eller om ett specialiserat konsortium bör tillföras, vilken mängd av 23
näringsämnen som kan behövas (exempelvis kväve, fosfor, syre eller en alternativ elektronacceptor) och vilka miljöförhållandena är (temperatur, vattenförhållanden, salinitet, pH, biotiska förhållanden, oljans sammansättning och koncentration). Sådan kunskap skulle göra att man kan manipulera området så att bioremediering fungerar optimalt. I Sverige bör det vara sällan förhållandena är så dåliga att bioremediering inte alls skulle fungera. Under riktigt kalla perioder skulle remedieringen gå så långsamt att det inte skulle vara lönt, men i övrigt bör en kombination av bioaugmentation i bärmaterial, biostimulering och biotensider i en miljö som så långt det går anpassats för mikrobernas trevnad oftast kunna bryta ner kolvätesföroreningarna till en tillfredsställande grad. Med mer kunskap och erfarenhet av bioremediering i fält bör specialiserade mikrobformler och rutiner för olika typer av kontaminerade platser kunna tas fram. Jämförelser mellan bioremediering och andra metoder för att åtgärda oljespill bör också utföras. Studierna som refereras till i denna litteraturstudie visar tydligt att bioremediering är en lovande in situ remedieringsteknik för kolväten under svenska förhållanden. 6.1 Fördelar och nackdelar med mikrobprodukter Sammanställning av de generella fördelarna och nackdelarna med mikrobprodukter. 6.1.1 Argument mot mikrobprodukter •
Krävs expertis för att avgöra vilken/vilka remedieringsmetoder som skall användas på ett visst föroreningsområde; mikrobiellt konsortium, biostimulation, biotensider. •
Kan ta tid att undersöka vilken mikrobkultur som bör användas på en viss plats, alternativt att odla fram en tillräckligt stor mängd lokala mikrober. •
Kan vara svårt eller kostsamt att uppnå optimala biodegraderingsförhållanden på föroreningsplatsen. Temperatur, vattenförhållanden, näringsämnen, syretillgång, pH och biotiska förhållanden behöver tas i beaktande. •
Den kemisk sammansättning och koncentrationen av föroreningen behöver också tas i hänsyn. •
Under svenska förhållanden kan temperaturen bli ett problem, speciellt under vinterhalvåret, då optimal nedbrytning sker vid ca 30°C. •
Många områden i Sverige där oljespill kan ske, till exempel på den svenska västkusten, kan vara näringsfattiga. Där kan stora tillsatser av näringsämnen komma att behövas. •
Biostimulering kan leda till övergödning. •
Industriområden och bensinstationer är områden där marken ofta är förorenad med kolväten. På sådana ställen är marken många gånger hårt packad, så syretillgången och penetreringen av mikrober och näringsämnen ner i marken kan bli ett problem. 6.1.2 Argument för mikrobprodukter •
När det fungerar som det ska har mikrobprodukter goda chanser att vara det billigaste och miljövänligaste alternativet. •
Man slipper gräva upp det förorenade området och flytta det någon annan stans. Det renas upp på plats med minimerade hälsorisker. •
Behöver inte använda några giftiga kemikalier. 24
•
Restprodukterna vid bioremediering av kolväten är i stort sett endast koldioxid, vatten och cellmassa. •
Under svenska sommarhalvåret bör temperaturen inte vara ett problem. Dessutom sker nedbrytning även vid relativt låga temperaturer, men i en långsammare takt. Tack Uppsatsen hade inte kunnat skrivas utan hjälp från följande personer: Lennart Bornmalm – Föreläsare på Göteborgs Universitet, kursledare för examenskursen och handledare Inge Barregren – VD på Navic och handledare Göran Dave – Professor emeritus på Göteborgs Universitet och examinator Referenser Vetenskapliga artiklar Alisi C., Musella R., Tasso F., Ubaldi C., Manzo S., Cremisini C., Sprocati A.R. (2009) Bioremediation of diesel oil in a contaminated soil by bioaugmentation with a microbial formula tailored with native strains selected for heavy metals resistance. Sci Total Environ 407:3024–3032 April T.M., Foght J.M., Currah R.S. (2000) Hydrocarbon-­‐degrading filamentous fungi isolated from flare pit soils in northern and western Canada. Can J Microbiol 46:38–49 Atlas R.M. (1981) Microbial-­‐degradation of petroleum-­‐hydro-­‐carbons — an environmental perspective. Microbiol Rev 45:180–209 Atlas R.M. (1988) Microbiology-­‐fundamentals and applications, 2nd edn. Macmillan Publishing Co, New York, 352–354 Baek K.H., Yoon B.D., Kim B.H., Cho D.H., Lee I.S., Oh H.M., Kim H.S. (2007) Monitoring of microbial diversity and activity during bioremediation of crude OH-­‐contaminated soil with different treatments. J Microbiol Biotechnol 17:67–73 Bartha R., Bossert I. (1984) The treatment and disposal of petroleum wastes. Petroleum microbiology. Macmillan, New York, 553–578 Bento F.M., Camargo F.A.O., Okeke B.C., Frankenberger W.T. (2005) Comparative bioremediation of soils contaminated with diesel oil by natural attenuation, biostimulation and bioaugmentation. Bioresour Technol 96:1049–1055 Bhupathiraju V.K., Krauter P., Holman H-­‐Y.N., Conrad M.E., Daley P.F., Templeton A.S. Hunt J.R., Hernandez M., Alvarez-­‐Cohen L. (2002) Assessment of in-­‐situ bioremediation at a refinery waste-­‐contaminated site and an aviation gasoline contaminated site. Biodegradation 13:79–90 Bidoia E.D., Montagnolli R.N., and Lopes P.R.M (2010) Microbial biodegradation potential of hydrocarbons evaluated by colorimetric technique: a case study. Appl Microbiol Microb Biotechnol A. Mendas-­‐Vilas (ed) Bordoloi N.K., Konwar B.K. (2009) Bacterial biosurfactant in enhancing solubility and metabolism of petroleum hydrocarbons. J Hazard Mater 170:495–505 25
Button D.K., Robertson B.R. (1986) Dissolved hydrocarbon metabolism: the concentration-­‐
dependent kinetics of toluene oxidation in some North American estuaries. Limnol. Oceanogr. 31:101-­‐111. Caplan J.A. (1993) The world-­‐wide bioremediation industry: prospects for profit. Trends Biotech 11:320–323 Chandra S., Sharma R., Singh K., Sharma A. (2012) Application of bioremediation technology in the environment contaminated with petroleum hydrocarbon, Review Article. Ann Microbial 63:417–431 Delille D., Pelletier E., Rodriguez-­‐Blanco A., Ghiglione J.F. (2009) Effects of nutrient and temperature on degradation of petroleum hydrocarbons in sub-­‐Antarctic coastal seawater. Polar Biol 32:1521–1528 Dibble J.T., Bartha R. (1979) Effect of environmental parameters on the biodegradation of oil sludge. Appl Environ Microbiol 37:729–739 Gentry T.J., Rensing C., Pepper I.L. (2004) New approaches for bioaugmentation as a remediation technology. Crit Rev Environ Sci Technol 34:447–494 Goldstein R.M., Mallory L.M., Alexander M. (1985) Reasons for possible failure of inoculation to enhance biodegradation. Appl Environ Microbiol 50:977–983 Gupta R., Mahapatra H. (2003) Microbial biomass: an economical alternative for removal of heavy metals from waste water. Indian J Experiment Biol 41:945–966 Hamdi H., Benzarti S., Manusadzianas L., Aoyama I., Jedidi N. (2007) Bioaugmentation and biostimulation effects on PAH dissipation and soil ecotoxicity under controlled conditions. Soil Biol Biochem 39:1926–1935 Hernandez A., Mellado R.P., Martinez J.L. (1998) Metal accumulation and vanadiuminduced multidrug resistance by environmental isolates of Escherichia herdmann and Enterobacter cloacae. Appl Environ Microbiol 64:4317–4320 Horel A., Schiewer S. (2009) Investigation of the physical and chemical parameters affecting biodegradation of diesel and synthetic diesel fuel contaminating Alaskan soils. Cold Reg Sci Technol 58:113–119 Kuyukina M. S., Ivshina I. B., Ritchova M. I., Philp J. C., Cunningham C. J., Christofi N. (2003) Bioremediation of crude oil contaminated soil using slurry-­‐phase biological treatment and landfarming techniques. Soil Sediment Contamination 12: 85–89 Leahy J.G., Colwell R.R. (1990) Microbial Degrdation of Hydrocarbons in the Environment. Microbiological Reviews Sep:305-­‐315 Li X.J., Lin X., Li P.J., Liu W., Wang L., Ma F., Chukwuka KS (2009) Biodegradation of the low concentration of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil by microbial consortium during incubation. J Hazard Mater 172:601–605 Liu Y.J., Zhang A.N., Wang X.C. (2009) Biodegradation of phenol by using free and immobilized cells of Acinetobacter sp XA05 and Sphingomonas sp FG03. Biochem Eng J 44:187–192. Liu W.X., Luo Y.M., Teng Y., Li Z.G., Ma L.Q. (2010) Bioremediation of oily sludge-­‐
contaminated soil by stimulating indigenous microbes. Environ Geochem Health 32:23–29 26
Matsumiya Y., Kubo M. (2007) Bioprocess handbook, 1st edn. NTS Publishing, Tokyo Mishra S., Jyot J., Kuhad R.C., Lal B. (2001) In situ bioremediation potential of an oily sludge-­‐
degrading bacterial consortium. Curr Microbiol 43:328–335 Moslemy P., Neufeld R.J., Guiot S.R. (2002) Biodegradation of gasoline by gellan gum-­‐
encapsulated bacterial cells. Biotechnol Bioeng 80:175–184 Mulkins-­‐Phillips G.J., Stewart J.E. (1974) Effect of environmental parameters on bacterial-­‐
degradation of bunker-­‐C oil, crude oils, and hydrocarbons. Appl Microbiol 28:915–922 Namkoong W, Hwang E-­‐Y, Park J-­‐S, Choi J-­‐Y (2002) Bioremediation of diesel-­‐contaminated soil with composting. Environmental Pollution 119:23-­‐31 Nikolopoulou M., Kalogerakis N. (2008) Enhanced bioremediation of crude oil utilizing lipophilic fertilizers combined with biosurfactants and molasses. Mar Pollut Bull 56:1855–
1861 Nikolopoulou M., Kalogerakis N. (2009) Biostimulation strategies for fresh and chronically polluted marine environments with petroleum hydrocarbons. J Chem Technol Biotechnol 84:802–807 NOAA Technical Memorandum (1997) Integrating physical and biological studies of recovery from the Exxon Valdez Oil Spill. Office of Ocean Resources Conservation and Assessment National Ocean Service National Oceanic and Atmospheric Administration U.S. Department of Commerce. pp 238 Obuekwe C.O., Al-­‐Muttawa E.M. (2001) Self-­‐immobilized bacterial cultures with potential for application as ready-­‐touse seeds for petroleum bioremediation. Biotechnol Lett 23:1025–
1032 Pandey J., Chauhan A., Jain R. (2009) Integrative approaches for assessing the ecological sustainabilityof in situ bioremediation. FEMS Microbiol Rev 33:324–375 Rahman K.S.M., Thahira-­‐Rahman J., Lakshmanaperumalsamy P., Banat I.M. (2002) Towards efficient crude oil degradation by a mixed bacterial consortium. Bioresour Technol 85:257–
261 Roane T.M., Josephson K.L., Pepper I.L. (2001) Dual-­‐bioaugmentation strategy to enhance remediation of cocontaminated soil. Appl Environ Microbiol 67:3208–3215 Robles-­‐González I.V., Fava F., Poggi-­‐Varaldo H.M. (2008) A review on slurry bioreactors for bioremediation of soils and sediments. Microbial Cell Factories (Open access online journal) http://www.microbialcellfactories.com/content/7/1/5 Sarkar D., Ferguson M., Datta R., Birnbaum S. (2005) Bioremediation of petroleum hydrocarbons in contaminated soils: comparison of biosolids addition, carbon supplementation, and monitored natural attenuation. Environ Pollut 136:187–195 Shankar S., Kansrajh C., Dinesh M.G., Satyan R.S., Kiruthika S., Tharanipriya A. (2014) Application of indigenous microbial consortia in bioremediation of oil-­‐contaminated soils. Int. J. Environ. Sci. Technol. 11:367–376 Strong P.J., Burgess J.E. (2008) Treatment methods for wine-­‐related ad distillery wastewaters: a review. Biorem J 12:70–87 27
Thomassin-­‐Lacroix E.J.M., Eriksson M., Reimer K.J., Mohn W.W. (2002) Biostimulation and bioaugmentation for on-­‐site treatment of weathered diesel fuel in Arctic soil. Appl Microbiol Biotechnol 59:551–556 Thompson I.P., van der Gast C.J., Ciric L., Singer A.C. (2005) Bioaugmentation for bioremediation: the challenge of strain selection. Environ Microbiol 7:909–915 Tyagi M., Fonesca M., Carvalho C. (2010) Bioaugmentation and biostimulation strategies to improve the effectiveness of bioremediation processes. Biodegradetion 22:231-­‐241 Verstraete W., Vanloocke R., De Borger R., Verlinde A. (1976) Modelling of the breakdown and the mobilization of hydrocarbons in unsaturated soil layers. Applied Science Publishers Ltd., London, 99-­‐112. Webbsidor European Commission (2013) Bio-­‐Based Industries Initiative: using renewable natural resources and innovative technologies for greener everyday products http://ec.europa.eu/research/press/2013/pdf/jti/bbi_factsheet.pdf (Hämtad 2013-­‐09-­‐12) BRIDGE (2013) About ”Biobased and Renewable Industries for Development and Growth in Europe" http://bridge2020.eu/about/ (Hämtad 2013-­‐09-­‐12) The Athos I – Oil Spill on the Delaware River (2004) How do you clean up an oil spill?
http://www.ceoe.udel.edu/oilspill/cleanup.html (Hämtad 2015-03-30) Figurer Fig 1. Pandey J., Chauhan A., Jain R. (2009) Integrative approaches for assessing the ecological sustainabilityof in situ bioremediation. FEMS Microbiol Rev 33:324–375 Fig 2. http://bioremediationmadesimple.weebly.com/ Hämtad 2015-­‐01-­‐13 Fig 3. http://www.etecllc.com/landfarming-­‐bioremediation.asp Hämtad 2015-­‐01-­‐13 Fig 4. http://www.tipner.co.uk/proposals.htm Hämtad 2015-­‐01-­‐13. Fig 5. Alisi et al. 2009 Fig 6. Li et al. 2009 Fig 7. Shankar et al. 2014 Fig 8. Moslemy et al. 2002 Fig 9. Liu et al. 2009 Fig 10. Liu et al. 2009 Fig 11. Sarkar et al. 2005 Fig 12. Nikolopoulou och Kalogerakis 2008 Fig 13. Horel och Schiewer 2009 28