Deutsch (5.2 MB) - Nagra
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<strong>Nagra</strong><br />
Nationale<br />
Genossenschaft<br />
für die Lagerung<br />
radioaktiver Abfälle<br />
Cedra<br />
Societe cooperative<br />
nationale<br />
pour I'entreposage<br />
de dechets radioactifs<br />
Cisra<br />
Societa cooperativa<br />
nazionale<br />
per I'immagazzinamento<br />
di scorie radioattive<br />
TECHNISCHER<br />
BERICHT 89-14<br />
MIKROBIELLER ABBAU<br />
VON BITUMEN<br />
MARKUS WOLF<br />
APRIL 1989<br />
Institut für Pflanzen biologie der<br />
Universität Zürich<br />
Parkstrasse 23 5401 Baden / Schweiz Telephon 056/205511
Der vorliegende Bericht wurde im Auftrag der <strong>Nagra</strong> erstellt. Die Autoren haben ihre eigenen Ansichten und<br />
Schlussfolgerungen dargestellt. Diese müssen nicht unbedingt mit denjenigen der <strong>Nagra</strong> übereinstimmen.<br />
Le présent rapport a été préparé sur demande de la Cédra. Les opinions et conclusions présentées sont celles<br />
des auteurs et ne correspondent pas nécessairement à celles de la Cédra.<br />
This report was prepared as an account of work sponsored by N agra. The viewpoints presented and<br />
conculusions reached are those of the author(s) and do not necessarily represent those of <strong>Nagra</strong>.<br />
Dieser Bericht erscheint gleichzeitig ais <strong>Nagra</strong> Technischer Bericht und ais Dissertation zur Erlangung der<br />
philosophischen DoktofWÜrde des Autors an der Universitat Zürich.
1<br />
Kune Zusammenfassung<br />
Bitumen wird aIs Matrixmaterial für die Verfestigung bestimmter schwach- und mittelradioaktiver AbfaJ1e<br />
verwendet. Da in einem Endlager die Anwesenheit von Mikroorganismen nicht ausgeschlossen werden kann,<br />
ist es wichtig, den mikrobiellen Abbau von Bitumen ru quantifizieren. Entsprechende Untersuchungen<br />
wurden mit verschiedenen Kulturen sowohl unter aeroben aIs auch unter anaeroben Bedingungen<br />
durchgeführt. Es konnte festgestellt werden, dass Bitumen abbauende Mikroorganismen ubiquitâr sind; sie<br />
bilden einen Biofilm an der Bitumenoberflâche. Die beobachtete Bitumenabbaurate ist im wesentlichen<br />
unabhângig von der am Anfang des Versuches inokulierten Kultur: unter aeroben Bedingungen liegt sie<br />
zwischen 20 und 50 g Bitumen pro m 2 und J ahr; dies entpricht einer CO2-Entwicklung zwischen 15 und 40<br />
Liter (STP) pro m 2 und Jahr. Unter anaeroben Bedingungen sinkt die Abbaurate auf ungefahr ein Prozent<br />
dieser Werte. Durch eine lineare Extrapolation der Ergebnisse unter anaeroben Bedingungen unter der<br />
Anahme eines für Endlagerbedingungen (200 Liter-Fasser) typischen Verhâltnisses von Obeflâche ru<br />
Volumen lâsst sich eine Bitumenabbaurate in der Grôssenordnung 0,3 bis 0,8 Prozent pro 1000 J ahre<br />
ableiten.<br />
Stichworter: Schwach- und mittelaktive AbfaJ1e, CO2<br />
Résumé succinct<br />
On utilise le bitume pour immobiliser certains déchets radioactifs de faible et moyenne activité. Comme l'on<br />
ne saurait exclure la présence de microorganismes dans un dépôt final, il est important de pouvoir quantifier<br />
les effets de la dégradation microbienne du bitume. Des essais ont été menés à bien aussi bien sous conditions<br />
anaérobes qu'aérobes en utilisant plusieurs cultures différentes. On a observé que les microorganismes<br />
capables de dégrader le bitume sond omniprésents et forment des biofùms à la surface du bitume. On a<br />
constaté que le taux de dégradation du bitume est essentiellement indépendant de la culture inoculée au<br />
début de l'essai: sous conditions aérobes, ce taux se situe entre 20 et 50 g de bitume par m 2 et par année; il en<br />
résulte un taux de production de C02 de 15 à 40 litres à STP par m 2 et par année. Sous conditions anaérobes,<br />
le taux de dégradation se monte à environ 1 pour cent des valeurs ci-dessus. En extrapolant les résultats sous<br />
conditions anaérobes et en faisant l'hypothèse que le rapport surface/volume du bitume est d'un ordre de<br />
grandeur typique pour les déchets radioactifs (fûts de 200 litres), on obtient un taux de perte de matrice de<br />
bitume de l'ordre de 0,3 à 0,8 pour cent par 1000 ans.<br />
Mots-clefs: Déchets faiblement et moyennement radioactifs, C02<br />
Abstract<br />
Bitumen is used as a matrix to immobilize low and intermediate level radioactive wastes. Since the presence<br />
of microorganisms in nuclear waste repositories cannot be ruled out, it is important to quantify the microbial<br />
degradation of bitumen. Invstigations were carried out both under aerobic and anaerobic conditions using a<br />
variety of cultures. It was observed that bitumen degrading microorganisms are ubiquitous and form biofùms<br />
on bitumen surfaces. In the long term bitumen degradation rates were found to be essentially independent of<br />
the culture initially inoculated. Unter aerobic conditions this rate lies between 20 and 50 g of bitumen per m 2<br />
and year, leading to the production of 15 to 40 litres m- 2 a- 1 of CO2 at STP. Under anaerobic conditions the<br />
degradation rate is only about 1 percent of that under aerobic conditions. A linear extrapolation for anaerobic<br />
conditions and for a surface to volume ratio typical for nuclear waste (200 litre drums) lead to 0.3 to 0.8<br />
percent loss of bitumen matrix within 1000 years.<br />
Keywords: Low and intermediate level waste, C02
INHALTSVERZEICHNIS<br />
1. EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG<br />
1.1. Das Konzept der Endlagerung schwach- und mittelradioaktiver<br />
Abfälle in der Schweiz<br />
1.2. Bitumen als Immobilisierungsmaterial für schwach- und<br />
mittelradioakti ve Abfälle<br />
1.3. Quantifizierung des mikrobiellen Abbaus von Bitumen:<br />
Problemstellung und Vorgehen<br />
2. MATERIAL UND METHODEN<br />
2.1. Bitumen<br />
2.1.1. Oberflächenvergrösserung und Suspendierung von<br />
Bitumen<br />
5<br />
6<br />
8<br />
10<br />
12<br />
12<br />
13<br />
2.2.<br />
2.3.<br />
2.4.<br />
Isolierung und Anreicherung Bitumen abbauender MikroorganIsmen<br />
Kultivation Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
2.3.1. Aerobes Kultivations- und Messsystem<br />
2.3.2. Anaerobes Kultivations- und Messsystem<br />
Analytische Methoden<br />
2.4.1. Nassaufschluss unter Druck<br />
2.4.2. Multielement-Analyse<br />
2.4.3. Bestimmung der Grössenverteilung suspendierter<br />
Partikel<br />
2.4.4. Epifluoreszenzmikroskopie<br />
2.4.5. Rasterelektronenmikroskopie<br />
15<br />
17<br />
17<br />
22<br />
24<br />
24<br />
24<br />
25<br />
25<br />
26<br />
- 1 -
2.4.6. Infrarotspektroskopie 26<br />
2.4.7. Gaschromatographie 26<br />
2.4.8. Bestimmung des gelösten organischen Kohlenstoffs 27<br />
2.4.9. Dosimetrie 27<br />
2.5. Berechnungen 28<br />
2.5.1. Berechnung der Oberfläche suspendierter Bitumen-<br />
Partikel 28<br />
2.<strong>5.2</strong>. Quantifizierung des aeroben Bitumenabbaus 29<br />
2.5.3. Quantifizierung des anaeroben Bitumenabbaus 30<br />
3. RESULTATE UND DISKUSSION 33<br />
3.1. Bitumen als Substrat für mikrobielle Aktivität 33<br />
3.1.1. Elementarzusammensetzung von Bitumen 33<br />
3.1.2. Charakterisierung der Bitumen-Suspension 35<br />
3.1.3. Oberfläche der suspendierten Bitumen-Partikel 39<br />
3.2. Mikrobielle Aktivität unter aeroben Bedingungen 42<br />
3.2.1. Kontakt der Mikroorganismen mit dem Substrat 42<br />
3.2.2. Charakterisierung der mikrobiellen Aktivität mit<br />
Bitumen als Substrat 45<br />
3.2.2.1. Kohlendioxid-Freisetzung als Mass für die<br />
mikrobielle Aktivität 45<br />
3.2.2.2. Abhängigkeit der mikrobiellen Aktivität<br />
von der Substratoberfläche 45<br />
3.2.2.3. Einfluss der Mikroflora auf den mikrobiellen<br />
Bitumenabbau<br />
49<br />
-2-
3.2.2.4. Einfluss von Umgebungsfaktoren auf die<br />
mikrobielle Aktivität 54<br />
3.2.2.4.1. Einfluss der Temperatur auf die<br />
mikrobielle Aktivität 54<br />
3.2.2.4.2. Einfluss des pR auf die mikrobielle<br />
Aktivität 55<br />
3.2.2.4.3. Auswirkung radioaktiver Strahlung<br />
auf die mikrobielle Aktivität 57<br />
3.2.3. Quantifizierung des aeroben Abbaus von Bitumen 58<br />
3.3. Mikrobielle Aktivität unter anaeroben Bedingungen 61<br />
3.3.1. Einfluss von Mikroflora und Umgebungsbedingungen<br />
auf die mikrobielle Aktivität 61<br />
3.3.2. Quantifizierung des anaeroben Abbaus von<br />
Bitumen 69<br />
4. INTERPRETATION UND EXTRAPOLATION DER<br />
MIKROBIELLEN ABBAURATEN VON BITUMEN 74<br />
4.1. Interpretation der Resultate 74<br />
4.2. Extrapolation der mikrobiellen Abbauraten von Bitumen<br />
auf eine lange Zeit 77<br />
4.3. Vergleich der Resultate mit Daten anderer Arbeitsgruppen 79<br />
4.4. Schlussfolgerungen 81<br />
5. ZUSAMMENFASSUNG 82<br />
6. LITERATURVERZEICHNIS 83<br />
7. VERDANKUNGEN 90<br />
- 3 -
1. EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG<br />
Bitumen findet seit frühester Zeit Verwendung als Werkstoff. Prähistorische<br />
Funde bitumenähnlicher Stoffe (Peche, Teere, Asphalte) belegen deren<br />
Anwendung als Klebe- und Kittmaterial, als Oberflächenschutz und<br />
Dichtemasse (Elektrowatt 1983). Schriftliche Zeugnisse aus dem alten Orient<br />
berichten von der Herstellung und dem Einsatz des Baustoffes Asphalt. Schon<br />
um 3000 v. ehr. sind Verfahren bekannt zur Gewinnung von Bitumen aus<br />
Asphalt und Asphaltöl. Es wird berichtet von Asphaltvorkommen in<br />
Kleinasien, Aegypten, Palästina, Mesopotamien, Persien und Indien. Auch die<br />
Bibel erwähnt Asphaltquellen (Gen. 14. 10). Die Anwendung ist vielfältig: als<br />
Schutzmaterial von Wasserleitungen, Hochbauten und Schiffen, im<br />
Strassenbau, etc. Als Beispiele seien erwähnt die asphaltierten Wasserleitungen<br />
der Gärten der Semiramis in Ninive, die Verwendung von Bitumen als Mörtel<br />
beim Turmbau zu Babel (Gen. 11. 3) und die Imprägnierung von Noahs Arche<br />
mit Bitumen (Gen. 6.4). Die Geschichte des Werkstoffes und die Entwicklung<br />
der Verfahrenstechnik seiner Gewinnung und Aufbereitung werden ausführlich<br />
dargestellt von Abraham (1918) und PoIl (1962). Einen Ueberblick gibt im<br />
weiteren die Literaturstudie der Elektrowatt (1983).<br />
In heutiger Zeit werden Bitumen grässtenteils im Strassenbau eingesetzt.<br />
Weitere Anwendungsgebiete finden sich im Hochbau als Dichte- und<br />
Schutzmaterial von Dächern und Rohrleitungen, in der Automobilindustrie, der<br />
Kunststoffindustrie und vielen anderen Spezüilgebieten (Eschrich 1980).<br />
Seit 1964 wird Bitumen auch für die Entsorgung radioaktiver Abfälle<br />
verwendet. In diesem Jahr wird in Mol (Belgien) die erste Bituminierungsanlage<br />
in Betrieb genommen. Heute werden weltweit schwach- und<br />
mittelradioaktive Abfälle mit Bitumen verfestigt. Die Technologie der<br />
Abfallkonditionierung, die Immobilisierung der Abfallkonzentrate mit Bitumen<br />
und die Charakterisierung der Abfallgebinde sind Gegenstand ausführlicher<br />
Untersuchungen (Seminar of the bituminization of low and medium level<br />
radioactive wastes 1976, Eschrich 1980, Kluger et al. 1980, Elektrowatt 1985).<br />
- 5 -
Bitumenähnliche Verbindungen können mehr als 15'000 Jahre überdauern, was<br />
sich zum Beispiel anhand von Funden aus den Höhlen von Lascaux beweisen<br />
lässt (Elektrowatt 1985). Als Bestandteil von Rohöl überdauert Bitumen gar<br />
Zeiträume von Hunderten von Millionen Jahren (Ourisson et al. 1984). Es zeigt<br />
sich jedoch auch, dass es unter gewissen Bedingungen sehr rasch abgebaut<br />
werden kann. 1935 erscheint eine erste Arbeit, die den mikrobiellen Abbau von<br />
Bitumen beschreibt (Hundeshagen 1935). In der Folge wird die Zerstörung von<br />
Asphaltstrassenbelägen, bituminösen Anstrichen unterirdischer Leitungen,<br />
Dichtungen, Dachpappen, etc., Gegenstand wissenschaftlicher Untersuchungen<br />
(ZoBell 1946, Burgess 1956, Harris 1956, Harris et al. 1956, Kulman 1958,<br />
Jones 1965, Traxler et al. 1965).<br />
Bitumen erweist sich als äusserst beständiges Material, wie die jahrmillionen<br />
lange Einbettung in geologischen Schichten oder die beträchtliche<br />
Langzeitstabilität asphalthaltiger" Fundgegenstände beweist. Unter gewissen<br />
Umgebungsbedingungen kann es aber sehr schnell zerstört werden. Bei der<br />
Verwendung von Bitumen als Immobilisierungsmaterial für radioaktive<br />
Abfälle ist es daher von grösster Wichtigkeit, zu wissen, wie schnell Bitumen<br />
unter Bedingungen, welche mikrobielle Aktivität begünstigen, abgebaut wird.<br />
1.1. Das Konzept der Endlagerung schwach- und mittelradioaktiver<br />
Abfälle in der Schweiz<br />
Im Projektbericht Gewähr der <strong>Nagra</strong> (1985a) wird das Konzept der Endlagerung<br />
wie folgt dargestellt: "Bei ihrer Endlagerung sollen radioaktive Abfälle<br />
durch mehrere hintereinander geschaltete Sicherheitsbarrieren an der Rückkehr<br />
von ihrem Lagerort in die Biosphäre gehindert werden ... Die Szenarien<br />
Analyse zeigt, dass Wasser das einzige wahrscheinliche Medium zum<br />
Transport der Abfallstoffe zur Biosphäre darstellt. Die Sicherheitsbarrieren<br />
werden deshalb darauf ausgewählt, wie sie den Grundwasserfluss durch das<br />
Endlager beschränken, wie sie den Uebertritt der radioaktiven Stoffe aus dem<br />
Lagergut ins Wasser begrenzen, wie sie den Transport des allfällig<br />
kontaminierten Wassers vom Lagerort zur Erdoberfläche verhindern oder<br />
verlangsamen und wie sie radioaktive Stoffe aus dem kontaminierten Wasser<br />
während seines Weges zur Erdoberfläche zurückhalten können.<br />
- 6-
Verfestigungs-<br />
~in;~~~!tumen. c<br />
11<br />
• Begrenzt Freisetzung<br />
Container<br />
mit Verfüllung<br />
(Beton/<br />
Fliess-Zement)<br />
• Begrenzt Wasserzutritt<br />
• Begrenzt Freisetzung (Diffusion)<br />
Lagerkaverne<br />
mit Verfüllung<br />
(Beton/<br />
Sonder-Beton)<br />
-a·-·<br />
\"~<br />
(/'':;'i::\::>::\ .... '. .' .<br />
"<br />
• Begrenzt Wasserzutritt<br />
• Verzögert Beginn der Freisetzung<br />
(Diffusions-Durchbruchszeit)<br />
• Begrenzt Freisetzung (Diffusion)<br />
• Sorgt tür günstigen Chemismus (pH)<br />
Geosphäre:<br />
• Lange Wasserfliesszeiten<br />
• Zusätzliche Verzögerung der mit Wasser<br />
transportierten radioaktiven Stoffe<br />
(Sorption, Matrixdiffusion)<br />
• Langzeitstabilität der hydrogeologischen<br />
Bedingungen gegenüber klimatischen<br />
und geologischen Veränderungen<br />
Wirtgestein<br />
Lagerzone:<br />
• Begrenztes Wasserangebot<br />
• Günstiger Chemismus (Redox-Potential)<br />
• Geologische Langzeitstabilität<br />
Abb. 1: Uebersicht über das System der Sicherheitsbarrieren bei der Endlagerung<br />
schwach- und mittelaktiver Abfälle (N ag ra Projektbericht<br />
Gewähr 1985a).<br />
- 7 -
Als Sicherheitsbarrieren dienen sowohl technisch errichtete Einschlussmassnahmen<br />
als auch die Anlage des Endlagers in geeigneten geologischen<br />
Formationen. Bei schwach- und mittelaktiven Abfällen umfasst das System der<br />
technischen Sicherheitsbarrieren die Verfestigungsmatrix der Abfälle, die<br />
Umhüllung der Abfallfässer im Container durch Fliesszement, den Endlagercontainer<br />
aus Beton, die Verfüllung der verbliebenen Lagerhohlräume mit<br />
Sonderbeton, die Betonauskleidung der Lagerkavernen und die Versiegelung<br />
der Zugangswege bei Lagerverschluss" (Abb. 1).<br />
Die Verfestigungsmatrix dient zum einen der sicheren und einfachen<br />
Handhabung der radioaktiven Abfälle während Betrieb, Zwischenlagerung und<br />
Transport, zum andem sollte sie für möglichst lange Zeit die Radionuklide am<br />
Ort ihrer Lagerung zurückhalten. Als Matrixmaterial wird Zement, Bitumen<br />
oder Kunststoff eingesetzt. In einem schweizerischen Endlager beträgt der<br />
Anteil der bituminierten Abfälle am Totalvolumen ungefähr 5 %. Dies<br />
entspricht einer Gesamtmenge von 3'400 Tonnen Bitumen (<strong>Nagra</strong> Projektbericht<br />
Gewähr 1985a).<br />
1.2. Bitumen als Immobilisierungsmaterial für schwach- und mitteIradioaktive<br />
Abfälle<br />
Eschrich (1980) erwähnt folgende Vorzüge, welche zur Wahl von Bitumen als<br />
Immobilisierungsmaterial geführt haben mögen: ein im Vergleich mit anderen<br />
Einschlussmaterialien (z.B. Beton) beträchtlicher Volumenanteil fester Abfälle,<br />
der mit Bitumen vermischt werden kann (ca. 50-60%); homogenes Bitumen<br />
Abfall-Gemisch; geringe Auslaugungsrate eingeschlossener Nuklide;<br />
Beständigkeit gegenüber einer Vielzahl von Säuren, Basen und Salzen und<br />
Langzeitstabilität, vor allem erwiesen durch die Beständigkeit natürlicher<br />
Asphaltlagerstätten während Millionen von Jahren.<br />
Eschrich (1980) diskutiert aber auch die problematischen Eigenschaften von<br />
Bitumen wie Brennbarkeit und Beeinträchtigung der Integrität durch radioakti<br />
ve Strahlung.<br />
- 8 -
Seit Beginn der Bituminierungstechnologie werden Untersuchungen durchgeführt<br />
bezüglich der mechanischen, physikalischen und chemischen Eigenschaften<br />
und Langzeitstabilität von Bitumen und Bitumen-Abfallgebinden. Es<br />
existieren zahlreiche Arbeiten zur Auslaugung, zur Radiolyse und Thermolyse,<br />
zur mechanischen und chemischen Beständigkeit und zur Alterung von<br />
Bitumen (Körner und Dagen 1971, Zeger und Knotik 1977, Smailos et al.<br />
1978, Dagen 1980, Eschrich 1980, Kluger et al. 1980, Brodersen et al. 1983,<br />
Peltonen und Niemi 1983, Hietanen et al. 1985, Snellmann und Valkiainen<br />
1985, Valkiainen und Vuorinen 1985, u.a.).<br />
Der Problematik der mikrobiellen Beeinträchtigung der Integrität und<br />
Langzeitstabilität von Bitumen wird erst seit wenigen Jahren Beachtung<br />
geschenkt, obwohl bekannt ist, dass Bitumen unter Bedingungen, welche<br />
mikrobielle Aktivität ermöglichen, zerstört werden kann (Kap.l). Wichtige<br />
Schlussfolgerungen aus bisherigen Untersuchungen besagen, dass Bitumen<br />
abbauende Mikroorganismen überall zu finden sind und die Geschwindigkeit<br />
des Abbaus massgeblich durch die chemische Zusammensetzung und den<br />
physikalischen Zustand des Bitumens sowie die vorherrschenden<br />
Umgebungsbedingungen bestimmt wird. In allen Fällen, auch unter optimalen<br />
Bedingungen für mikrobielles Leben, erfolgt der Abbau von Bitumen sehr<br />
langsam (Drent 1972, ZoBell und Molecke 1978, Eschrich 1980, Bachofen et<br />
al. 1984).<br />
Bis in die frühen 80er Jahre existieren keine Arbeiten, aufgrund derer<br />
quantitative Aussagen bezüglich der Langzeitstabilität von Bitumen gemacht<br />
werden können. Die wenigen experimentellen Untersuchungen, die quantitative<br />
Angaben zum mikrobiellen Abbau von Bitumen enthalten, sind kaum<br />
vergleichbar, da keine einheitlichen Abbauparameter Anwendung fanden, mit<br />
unterschiedlichsten Bitumen gearbeitet wurde und die Kultivationsbedingungen<br />
zum Teil stark variierten (Bachofen et al. 1984).<br />
Da die im Endlager herrschenden Verhältnisse mikrobielle Aktivitäten nicht<br />
ausschliessen (<strong>Nagra</strong> Projektbericht Gewähr 1985a), werden auf Anstoss der<br />
<strong>Nagra</strong> experimentelle Untersuchungen durchgeführt, mit dem Ziel, den<br />
mikrobiellen Abbau von Bitumen zu quantifizieren.<br />
- 9 -
1.3. Quantifizierung des mikrobiellen Abbaus von Bitumen: Problemstellung<br />
und Vorgehen<br />
In der vorliegenden Arbeit wird das Phänomen des mikrobiellen Abbaus von<br />
Bitumen, eines schwer abbaubaren, wasserunlöslichen Substrates, untersucht.<br />
Die Verbreitung der Fähigkeit, das für die Immobilisierung radioaktiver<br />
Abfälle vorgesehene Bitumen abzubauen, wird abgeklärt, mikrobielles<br />
Wachstum auf diesem Bitumen genauer analysiert. Um Aussagen machen zu<br />
können, in welchem Ausmass mikrobielle Aktivität über eine lange Zeit die<br />
Integrität und somit Langzeitstabilität von Bitumen zu beeinträchtigen vermag,<br />
wird der mikrobielle Abbau quantifiziert.<br />
Bitumen ist ein komplexes Substrat, zusammengesetzt aus einer Vielzahl von<br />
Komponenten (Kap. 2.1). Verschiedene Bitumen können bezüglich ihrer<br />
chemischen Zusammensetzung und physikalischen Eigenschaften stark<br />
variieren. Diese Unterschiede bestimmen unter Umständen massgeblich die<br />
Geschwindigkeit des mikrobiellen Abbaus (ZoBell und Molecke 1978). Aus<br />
diesem Grunde ist es wichtig, den experimentellen Untersuchungen das in der<br />
Schweiz verwendete Bitumen (Ebano B 15, Esso) zugrunde zu legen.<br />
Bitumen ist ein wasserunlösliches Substrat. Die Abbaugeschwindigkeit wird<br />
daher massgeblich von seiner gemeinsamen Oberfläche mit dem wässrigen<br />
Medium bestimmt. Da es auch unter optimalen Bedingungen nur sehr langsam<br />
metabolisiert wird (ZoBell und Molecke 1978), muss die Oberfläche erheblich<br />
vergrössert werden, um unter zeitlich beschränkten experimentellen<br />
Bedingungen quantitativerfassbare Messwerte zu erhalten. Das Verfahren der<br />
Oberflächenvergrösserung darf das Bitumen bezüglich seiner chemischen<br />
Zusammensetzung nicht verändern.<br />
Mikrobielle Aktivitäten sind unter natürlichen Bedingungen immer solche<br />
mikrobieller Oekosysteme, bestehend aus einer Vielzahl verschiedener Species<br />
mit unterschiedlichen stoffwechselphysiologischen Eigenschaften. Im Vergleich<br />
zu Reinkulturen, welche normalerweise nur Teilschritte auszuführen in<br />
der Lage sind, bauen Mischkulturen Naturstoffe, wie beispielsweise auch<br />
Bitumen, in der Regel vollständig ab. Da wir in erster Linie an der Erreichung<br />
eines vollständigen Abbaus und nicht an der Abklärung bestimmter<br />
Abbauwege interessiert sind, werden die Abbauversuche mit Mischpopulationen<br />
durchgeführt.<br />
- 10 -
Da über die Umgebungsbedingungen, welche in einelD: Endlager vorherrschen<br />
werden, nur unzulängliche Angaben gemacht werden können (Elektrowatt<br />
1985) und die Bedingungen sich zudem im Verlaufe der Zeit verändern,<br />
werden die experimentellen Untersuchungen unter möglichst optimalen<br />
Bedingungen durchgeführt. Dieses Vorgehen erlaubt zum einen, die<br />
Versuchsdauer erheblich zu verkürzen, zum andem bringt es den Vorteil mit<br />
sich, die ermittelten Daten im Rahmen einer Sicherheitsanalyse als konservative<br />
Werte betrachten zu können (Kap. 4.1).<br />
Am Anfang dürften im Endlager aerobe Bedingungen vorherrschen. Nach<br />
dessen Versiegelung wird mit der Zeit der für Mikroorganismen verfügbare<br />
Sauerstoff verbraucht. Es werden sich zunehmend anaerobe Verhältnisse<br />
einstellen. Der mikrobielle Abbau von Bitumen muss somit sowohl unter<br />
aeroben als auch anaeroben Bedingungen untersucht werden.<br />
Um die vorgegebenen Fragestellungen bezüglich des mikrobiellen Abbaus von<br />
Bitumen beantworten zu können, sind vorerst folgende Vorarbeiten durchzuführen:<br />
- Zubereitung von Bitumen als mikrobielles Substrat durch Ob erflächenvergrösserung<br />
und Suspendierung in wässrigem Medium<br />
- Isolierung und Anreicherung Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
- Aufbau von Kultivationssystemen für aerobe und anaerobe Bedingungen<br />
und Evaluation optimaler Wachstumsparameter<br />
- Definition von Messgrössen, die mit dem mikrobiellen Abbau von Bitumen<br />
korrelieren und Wahl geeigneter analytischer Methoden zu deren<br />
quantitativer Erfassung.<br />
- 11 -
2. MATERIAL UND METHODEN<br />
2.1. Bitumen<br />
Bitumen sind definiert als" ... bei Aufarbeitung geeigneter Erdöle gewonnene,<br />
schwerflüchtige, dunkelfarbige, hochviskose, thermoplastische Gemische organischer<br />
Substanzen ... " (Neumann 1980). Je nach Art der Aufbereitung<br />
(Raffination) entstehen Bitumen mit unterschiedlichen Eigenschaften:<br />
Destillierte Bitumen, Oxidationsbitumen, Hartbitumen oder Kaltbitumen.<br />
Bezüglich der chemischen Zusammensetzung von Bitumen schreibt Neumann<br />
(1980): "Von keinem einzigen Bitumen ist die Zusammensetzung aus den<br />
Komponenten bekannt. Die Zahl der ein Bitumen bildenden Komponenten<br />
kann nicht einmal in ihrer Grössenordnung abgeschätzt werden." Bekannt ist<br />
der dominierende Anteil verschiedenster Kohlenwasserstoffe. U eberwiegend<br />
auftretende Verbindungen sind alkylsubstituierte Naphthenaromaten, Alkylary<br />
le, Cycloalkane und geradkettige und verzweigte Alkane. Der Anteil an<br />
Nicht-Kohlenwasserstoffen ist relativ hoch. Sie setzen sich zusammen aus<br />
Schwefelverbindungen, zur Hauptsache Merkaptane, Sulfide, Thiophene sowie<br />
Benz- und Alkylthiophene, Sauerstoffverbindungen, vor allem Naphthensäuren,<br />
Phenole und Fettsäuren und den noch wenig untersuchten, überwiegend<br />
heterocyclischen Stickstoffverbindungen. Metallverbindungen liegen hauptsächlich<br />
in Form anorganischer Salze, Metallseifen und organischer Metallund<br />
Komplexverbindungen vor. Die prozentualen Anteile der wichtigsten in<br />
Bitumen vorkommenden Elemente werden ungefähr wie folgt angegeben;<br />
Kohlenstoff 80-88%, Wasserstoff 8-11 %, Sauerstoff 1-15%, Schwefel 1-8%,<br />
Stickstoff ca. 1 % (ZoBell und Molecke 1978, Eschrich 1980, Neumann 1980,<br />
Elektrowatt 1985).<br />
Unterschiedlich zusammengesetzte Bitumen zeigen ähnliche Eigenschaften.<br />
Diese werden vor allem von der Struktur bestimmt. Bitumen sind kolloidale<br />
Systeme, die zwei Gruppen kolloidal dispergierter Anteile enthalten: die<br />
Asphaltene, welche aus relativ polaren Verbindungen mit einem grossen Anteil<br />
an Heteroatomen und darin eingeschlossenen Salzen aufgebaut sind und die<br />
Erdölharze, die überwiegend aus alkylsubstituierten naphthenaromatischen<br />
- 12-
Kohlenwasserstoffen und basischen organischen Stickstoffverbindungen bestehen.<br />
Asphaltene und Erdölharze sind stabil in einer öligen Phase, auch<br />
Maltene genannt, kolloidal dispergiert (Neumann 1980).<br />
Eingeteilt werden Bitumen im wesentlichen nach dem Kriterium der<br />
Konsistenz, einer wichtigen Eigenschaft aus der Anwendung im Strassenbau.<br />
Die Normierung erfolgt in den meisten Fällen nach der Anzahl Zehntelmillimeter,<br />
um welche eine mit lOg belastete, genormte Nadel bei 25° C<br />
innerhalb von fünf Sekunden in das Bitumen eindringt (Neumann 1980).<br />
In der Bituminierungsanlage des Kernkraftwerks Gösgen-Däniken findet<br />
Normbitumen Ebano B 15, ein hartes Destillationsbitumen, Verwendung.<br />
Seine Spezifikation kann Tab. 1 entnommen werden.<br />
2.1.1. Oberflächenvergrösserung und Suspendierung von Bitumen<br />
Die Abbaurate eines wasserunlöslichen Substrates ist direkt abhängig von der<br />
Oberfläche der Substrat-Wasser-Grenzschicht. Der quantitative Nachweis<br />
biologischer Abbauprozesse mit Bitumen als Substrat unter zeitlich limitierten<br />
experimentellen Bedingungen wird daher erleichtert durch das Vorhandensein<br />
einer möglichst grossen Substratoberfläche. Bei der Zubereitung der Suspension<br />
darf das Bitumen bezüglich seiner chemischen Zusammensetzung und<br />
seiner Eigenschaften nicht verändert werden. Die Suspension muss während<br />
langer Zeit haltbar sein und unter verschiedensten Umgebungsbedingungen,<br />
_ wie hohe und tiefe pH-Werte, unterschiedliche Temperaturen, mechanische<br />
Belastung, etc., stabil bleiben. Es ist besonders darauf zu achten, dass die<br />
Suspension ausser Bitumen keine weiteren organischen Komponenten enthält.<br />
Folgendes Verfahren erlaubt eine diesen Anforderungen entsprechende<br />
Bitumen-in-Wasser-Suspension herzustellen: Eintauchen einer eingewogenen<br />
Menge Bitumen in flüssigen Stickstoff (-196° C) für kurze Zeit (ca. 1 Minute),<br />
feines Zerreiben des erhärteten Bitumens im Mörser und anschliessendes<br />
Aussieben grober Partikel (Siebrnaschenweite 1 mm), Beimischung von 10<br />
Gewichtsprozenten Tixoton zum pulverisierten Bitumen (Tixoton ist ein mit<br />
Soda und Magnesiumhydroxid aktivierter Naturbentonit, welcher sich aus ca.<br />
70% Montmorillonit sowie den Begleitmineralien Hlit, Kaolinit und Quarz<br />
- 13 -
zusammensetzt) und Suspendierung des Bitumen-Bentonit-Gemisches in<br />
einem definierten Volumen Kultivationsmedium.<br />
Penetrationsgrad (25 0 C)<br />
1-2 mm<br />
Penetrationsabnahme nach Erhitzen < 40%<br />
Erweichungspunkt (Ring und Kugel)<br />
Erweichungspunkterhöhung nach Erhitzen<br />
Brechungspunkt<br />
Brechungspunkterhöhung nach Erhitzen<br />
Flammpunkt<br />
Brennpunkt<br />
67-72 0 C<br />
< 6 0 C<br />
3 0 C<br />
< 50 C<br />
320 0 C<br />
410 0 C<br />
Gewichtsverlust nach 5 Std. bei 163 0 C < 1 Gew. %<br />
Duktilität<br />
Duktilität nach Erhitzen<br />
> 5 cm<br />
> 2 cm<br />
Dichteverhältnis (H 2<br />
0/Bitumen) 1.04<br />
Paraffingehalt < 2 Gew. %<br />
Aschegehalt<br />
< 0.5 Gew.%<br />
Tab.l: Spezifikation von Normbitumen Ebano B 15. Angaben aus Elektrowatt<br />
(1985).<br />
- 14-
2.2. Isolierung und Anreicherung Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
ZoBell und Molecke (1978) schreiben, dass nur eine relativ geringe Anzahl<br />
von Species in der Lage sind, Asphalte zu verwerten, dass solche Organismen<br />
jedoch überall vorkommen, hauptsächlich in Böden. Ein screening-Programm<br />
zur Selektion Bitumen abbauender Organismen drängt sich daher nicht auf. Um<br />
jedoch abzuklären, in welchem Ausrnass unterschiedliche mikrobielle<br />
Oekosysteme den Abbau von Bitumen beeinflussen, werden Abbauversuche<br />
mit Mikrofloren verschiedener Herkunft durchgeführt.<br />
Die Beimpfung aerober Versuchsansätze erfolgt mit Inokuli, welche aus<br />
Gartenerde und asphalthaltiger Erde einer Asphaltmine (Travers NE) zubereitet<br />
werden. Wenig Erde wird nach schonender mechanischer Zerkleinerung in<br />
Kultivationsmedium aufgeschlemmt. Nach Entfernung grober Partikel durch<br />
Sedimentation (ca. 1 Minute) wird ein definiertes Volumen der Suspension als<br />
Inokulum einem Versuchsansatz zugegeben. Die mikrobielle Aktivität von<br />
Impfmaterial aus natürlichen Oekosystemen wird verglichen mit derjenigen<br />
Bitumen-adaptierter Kulturen. Die Anreicherung erfolgt in Perkolationssystemen<br />
und Schüttelkulturen.<br />
In Perkolationssystemen werden Bodenproben (Gartenerde und asphalthaltige<br />
Erde) und mechanisch zerkleinertes Bitumen im Verhältnis 1: 1 vermischt und<br />
in ein mit Gummistopfen verschlossenes Glasrohr (20 x 4.5 cm) eingefüllt.<br />
Mittels Begasung durch Luft wird Kultivationsmedium (Kap. 2.3.1) aus einem<br />
Reservoir in Umlauf gebracht; damit wird die kontinuierliche Feuchthaltung<br />
des Boden-Bitumen Gemisches garantiert (Abb. 2). Die Kultivation erfolgt bei<br />
Zimmertemperatur. Das Anfangs-pH wird auf 7.0 eingestellt, und Licht wird<br />
durch Abdecken der Gefässe von den Organismen ferngehalten. Nach ca.<br />
dreimonatiger Anreicherung entnimmt man dem Reservoir ein definiertes<br />
Volumen als Inokulum zur Beimpfung aerober Versuchsansätze.<br />
In Erlenmeyer-Kolben (250 ml) werden nicht beimpfte, unsterile Bitumen<br />
Suspensionen bei Zimmertemperatur, einem Anfangs-pH von 7.0 und einer<br />
Rührdrehzahl von 160 U / Min. im Dunkeln kultiviert. Das Ziel ist, abzuklären,<br />
ob sich aus unsterilen Anfangsbedingungen mikrobielle Aktivität etablieren<br />
kann.<br />
- 15 -
Druckausgleichöffnung<br />
+-- Gummistopfen<br />
+-- Anreicherungsmaterial<br />
+-- Glaswatte<br />
~ Steigrohr<br />
~~~I +-- Anreicherungsmedium<br />
Lufteinlass<br />
Abb.2: Aufbau einer Perkolationsapparatur nach Audus (1946), abgeändert.<br />
Das Impfmaterial für anaerobe Versuchsansätze wird aus Gartenerde<br />
zubereitet. Das Aufbereitungsverfahren entspricht demjenigen für aerobe<br />
Versuchsansätze. Im weiteren wird ein Rübenschwemmwasser-Klärschlamm<br />
Gemisch, entnommen einer als Anaerobenfilter betriebenen Pilotanlage (Da<br />
Pra 1987), als Inokulum verwendet. Durch Beimpfung von Bitumen-Suspensionen<br />
mit Gartenerde, Rübenschwemmwasser-Klärschlamm-Gemisch und<br />
Seesediment und anschliessender Kultivation dieser Versuchsansätze auf<br />
Laborschüttlem, werden Bitumen-adaptierte, anaerobe Kulturen selektioniert.<br />
Die Kulturen werden in Schottflaschen unter Heliumatmosphäre kultiviert. Das<br />
Anfangs-pH der Ansätze ist auf 7.2 eingestellt. Die Kultivation erfolgt bei<br />
Zimmertemperatur und einer Rührdrehzahl von 160 U / Min. im Dunkeln.<br />
- 16 -
2.3. Kultivation Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
2.3.1. Aerobes Kultivations- und Messsystem<br />
Um die Abbauversuche unter möglichst optimalen Bedingungen durchführen<br />
zu können (Kap. 1.3), ist darauf zu achten, dass neben dem Vorhandensein<br />
einer möglichst grossen Substrat-Wasser-Grenzschicht alle für mikrobielles<br />
Leben notwendigen Elemente (Kohlenstoff, Sauerstoff, Wasserstoff, Stickstoff,<br />
Schwefel, Phosphor, Kalium, Calcium, Magnesium, Eisen und Spurenelemente)<br />
im Kultivationsmedium vorhanden sind. Dieser Anforderung<br />
entsprechend verwenden wir das nachfolgende Medium (Tab. 2).<br />
(NH 4 )2S04 5 mM<br />
MgS0 4 · 7H 2<br />
O 1 mM<br />
CaC1 . 2<br />
2H 2<br />
O 0.5 mM<br />
NaCl 5 mM<br />
KCI 2.5 mM<br />
KN0 3<br />
1 mM<br />
KH 2<br />
P0 4<br />
10 mM<br />
Spurenelemente:<br />
CuS0 4<br />
' 5H 2<br />
O 0.03 JlM<br />
Fe 2 (S04)3 · 5H 2 O 10 JlM<br />
MoN~04' 2H 2 O 0.2 JlM<br />
Co(N0 3<br />
)2 . 6H 2<br />
O 0.8 J.lM<br />
ZnS0 4 · 7H 2<br />
O 0.5 J.lM<br />
MnS0 4 ·H 2<br />
O 0.45 JlM<br />
H 3<br />
B0 3<br />
0.25 JlM<br />
NiC1 2<br />
. 6H 2<br />
O 0.1 JlM<br />
V 2<br />
0 S<br />
0.01 JlM<br />
Kohlenstoffquelle: Bitumen<br />
Tab. 2: Nährmedium für die Kultivation Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
unter aeroben Bedingungen.<br />
Das pH der Nährlösung wird auf 7.0 eingestellt.<br />
- 17 -
Der Sauerstoftbedarf für die vollständige Oxidation von Kohlenwasserstoffen<br />
ist hoch. Der theoretische Sauerstoffverbrauch für die Oxidation von 1 g Rohöl<br />
beträgt 3-4 g Sauerstoff (Roffey und Hjalmarsson 1983). Da die Löslichkeit<br />
von Sauerstoff in Wasser sehr gering ist (ca. 20 ml 02 / Liter H 2<br />
0, unter<br />
Normalbedingungen), ist eine ausreichende und kontinuierliche Sauerstoffversorgung<br />
für die Gewährleistung optimaler Wachstumsbedingungen von<br />
grosser Wichtigkeit. Hoher Sauerstoffeintrag lässt sich am besten erfüllen<br />
durch Kultivation in einem Bioreaktor bei kontinuierlicher Gaszufuhr und<br />
hoher Rührdrehzahl. Durch Rühren wird der Massetransfer von Sauerstoff aus<br />
der Gas- in die wässrige Phase erhöht, was eine optimale Sauerstoffversorgung<br />
der Kultur ermöglicht.<br />
Bioreaktoren erlauben ferner, die wichtigsten Umgebungsparameter kontinuierlich<br />
zu überwachen und konstant zu halten. Durch Vorgabe folgender<br />
Parameter simulieren wir möglichst optimale Wachstumsbedingungen: Temperatur<br />
30° C, Belüftungsrate 0.5 1 / Min., Rührdrehzahl 500 U / Min. Licht<br />
wird durch Abdecken von der Kultur femgehalten.<br />
Die technischen Daten der verwendeten Bioreaktoren wurden bereits mehrfach<br />
detailliert beschrieben (Schneider und Frischknecht 1977, Muster et al. 1983).<br />
Es handelt sich um Kultivationsgefässe mit einem Nutzvolumen von 1.8 Liter,<br />
Deckel und Boden enthalten gasdichte Durchführungen für Zu- und Abluft und<br />
die Sensoren für pH- und Temperatur-Messungen. Die Rührwelle wird durch<br />
einen stufenlos regulierbaren Elektromotor angetrieben (Abb. 3).<br />
Als Messgrösse zur Quantifizierung der biologischen Aktivität dient das unter<br />
aeroben Bedingungen anfallende Stoffwechselendprodukt Kohlendioxid. (Bei<br />
vollständiger Oxidation wird der nicht in Form von Biomasse assimilierte<br />
Kohlenstoffanteil des Substrates als Kohlendioxid freigesetzt, Kap. 3.2.3). Um<br />
Kohlendioxid biogenen Ursprungs erfassen zu können, muss neben absoluter<br />
Gasdichtheit des Kultivationsgefässes und Messsystems die Kultur mit CO 2<br />
-<br />
freier Luft begast werden können. Dies wird erreicht, indem die Zuluft vor<br />
Eintritt in den Bioreaktor durch. eine mit Natronkalk gefüllte Säule geleitet<br />
wird. Diese vermag den Kohlendioxidanteil der für die Begasung der Kultur<br />
verwendeten Luft vollständig zu adsorbieren. Zur Ueberprüfung der<br />
Adsorptionsleistung des Natronkalks wird die Zuluft zeitweise direkt dem<br />
Analysegerät (Kap. 2.4.6) zugeführt. Die Umleitung des Gases erfolgt durch<br />
Mikromagnetventile, deren Steuerung durch eine Schaltuhr. Zur Entfernung<br />
des die Analyse beeinträchtigenden Wasserdampfes (sich überschneidende<br />
- 18 -
Infrarotspektren von Wasser und Kohlendioxid) strömt die Abluft vor Eintritt<br />
in das Analysegerät durch eine mit Silicagel gefüllt Säule. Die Belüftungsrate<br />
wird mittels einer Druckreduzierstation und Drosselventilen reguliert und am<br />
Ausgang mit einem Rotameter kontinuierlich überwacht.<br />
Abb. 3:<br />
Verwendete Bioreaktoren zur Kultivation aerober Versuchsansätze,<br />
mit angeschlossenen Mess- und Regelsystemen.<br />
- 19 -
Beim Beimpfen eines Versuchsansatzes kann zusammen mit dem Inokulum<br />
organisches Material ins Reaktionsgefäss eingeschleppt werden. Aus diesem<br />
Grunde wird die Gasbildungsrate jedes Versuchsansatzes verglichen mit<br />
derjenigen eines Bioreaktors, welcher unter äquivalenten Bedingungen<br />
betrieben wird, aber kein Bitumen enthält. Die Abluft beider Reaktoren wird<br />
durch Umschaltung entsprechender Mikromagnetventile dem Analysegerät<br />
zugeleitet. Die Umschaltintervalle werden durch eine Schaltuhr vorgegeben.<br />
Abb. 4 veranschaulicht den Aufbau des Kultivations- und Messsystems aerober<br />
Versuchsansätze.<br />
Abb.4 (S. 21): Aufbau des Kultivations- und Messsystems zur Quantifizierung<br />
des mikrobiellen Abbaus von Bitumen unter aeroben Bedingungen.<br />
Die unbenannten Komponenten des linken Systemteils entsprechen<br />
den im rechten Teil gekennzeichneten analogen Komponenten.<br />
1: Gaseintritt 7: Schaltuhr<br />
e: Gasaustritt 8: Rotameter<br />
B: Bioreaktor 9: Schreiber<br />
A: Infrarot - Analysator 10: Temperaturfühler<br />
1: Druckreduzierstation 11 : Temperaturregler<br />
2: Drosselventil 12: Reizstab<br />
3: Natronkalk - Säule 13: Kühlwasserkreislauf<br />
4: Silicagel / CaCl 2<br />
- Säule 14: Elektromotor<br />
5: Filter 15: Drehzahlregler<br />
6: U mschaltventil 16: pR - Elektrode<br />
17: pR - Regler<br />
- Gasleitung<br />
Flüssigkeitsleitung<br />
Steuerleitung<br />
- 20-
e<br />
rC21--<br />
,<br />
I<br />
,--------- - - -"""::==:::l<br />
--~l ,<br />
Bt::::=:=Jo" ---------- --I<br />
13<br />
, -- ,<br />
I<br />
I<br />
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~ ~~<br />
.. _---~<br />
I --,<br />
I<br />
I<br />
I<br />
, I I<br />
~~ ! .. _--_.1<br />
- 21 -
2.3.2. Anaerobes Kultivations- und Messsystem<br />
Die zur Aufrechterhaltung der Lebensvorgänge notwendige Energie beziehen<br />
Mikroorganism~n bei chemotropher Lebensweise durch Oxidation anorganischer<br />
oder organischer Verbindungen. Die dabei anfallenden<br />
Reduktionsäquivalente müssen aus dem Organismus entfernt werden. Bei<br />
Fehlen von molekularem Sauerstoff kann dies durch Reduktion relativ<br />
oxidierter anorganischer oder organischer Verbindungen (z.B. N0 -, 3<br />
Mn 3 +,4+,<br />
Fe 3 +, S042-, CO ; 2<br />
Reihenfolge entsprechend dem Normalpotential der<br />
Oxidationsmittel) geschehen. Man spricht in diesem Falle von anaerober<br />
Atmung. Sind in unmittelbarer Umgebung der Mikroorganismen keine<br />
entsprechenden Endakzeptoren vorhanden, können die Organismen sich<br />
überschüssiger Reduktionsäquivalente u.a. durch Gärungsprozesse entledigen.<br />
Bei vollständigem anaerobem Abbau eines Substrates durch ein mikrobielles<br />
Oekosystem wird der nicht assimilierte Anteil des Substrat-Kohlenstoffs in<br />
Form von Kohlendioxid und Methan freigesetzt. Bei Gärungsprozessen und<br />
unvollständiger anaerober Atmung kann ein Teil des nicht assimilierten<br />
Substrat-Kohlenstoffs in Form unvollständig oxidierter organischer Verbindungen<br />
(z.B. Essigsäure, andere kurzkettige Fettsäuren, Alkohole, etc.) ins<br />
Medium abgegeben werden.<br />
Der anaerobe Bitumenabbau wird unter Vorgabe verschiedener Elektronenakzeptoren<br />
(Nitrat, Sulfat, Eisen) untersucht. Ob bei deren Fehlen mikrobielle<br />
Aktivität festgestellt werden kann, wird ebenfalls abgeklärt.<br />
Die Kultivation erfolgt in Flaschen (250 ml Schottflaschen), die mittels einer<br />
Butyl-Kautschuk-Membran gasdicht verschlossen werden. Sauerstofffreie Bedingungen<br />
werden hergestellt durch Evakuierung (ca. 15 Min.) und anschliessende<br />
Begasung des Versuchsansatzes mit Helium. Das Helium wird<br />
vor der Zuleitung zu den Kulturen durch eine mit BASF-Katalysator gefüllte<br />
Säule geleitet, um eventuelle Sauerstoffverunreinigungen des Gases zu<br />
entfernen. Ein Helium Ueberdruck von 0.4 - 0.5 atm erleichtert die spätere<br />
Gasentnahme zu Analysezwecken. Die Flaschen werden im Dunkeln auf einem<br />
Laborschüttier bei einer Rührdrehzahl von 160 U / Min. und einer Temperatur<br />
von 35° C kultiviert. Ein Versuchsansatz enthält eine definierte Menge<br />
Bitumen in mechanisch zerkleinerter, suspendierter Form. Um abzuklären, in<br />
welchem Ausmass Bitumen-fremde Kohlenstoff-Quellen, v.a. durch Eintra-<br />
- 22-
gung mit dem Inokulum, der mikrobiellen Aktivität zugrunde liegen, wird jeder<br />
Bitumen enthaltende Versuchsansatz mit einem unter äquivalenten Bedingungen<br />
kultivierten, jedoch kein Bitumen enthaltenden Ansatz verglichen.<br />
Das Mineralsalzmedium (Tab. 3) enthält alle essentiellen Elemente und die<br />
entsprechenden Elektronenakzeptoren in ausreichender Konzentration.<br />
NH 4<br />
Cl 5 mM<br />
{FeS} 0.123 g/l<br />
MgS0 4<br />
' 7 H 2<br />
0 0.1 mM<br />
MgC1 2<br />
0.5 mM<br />
KH 2<br />
P04 30 mM<br />
CaC1 . 2<br />
2 H 2<br />
0 1 mM<br />
NaCl 1 mM<br />
FeC1 2<br />
0.1 mM<br />
Spurenelemente:<br />
H 3<br />
B0 3<br />
0.25 JlM<br />
MnC1 2 ·4H 2<br />
O 1 JlM<br />
ZnC1 2<br />
0.5 JlM<br />
CuCl ·6H 0<br />
0.25<br />
2 2<br />
JlM<br />
NiC1 2 ·6H 2<br />
O 0.25 JlM<br />
CoS0 ' 4<br />
7H 2<br />
O 0.25 JlM<br />
NazMoO 4 . 2H 2<br />
O 0.5 J.lM<br />
Elektronenakzeptoren:<br />
(falls im Versuchsansatz<br />
vorhanden)<br />
NaN° 3<br />
5 mM<br />
FeCl 3<br />
5 mM<br />
NazS04 5 mM<br />
Kohlenstoffquelle: Bitumen<br />
Tab. 3: Nährmedium für die Kultivation Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
unter anaeroben Bedingungen.<br />
- 23-
Das pH aller Kulturen ist auf 7.2 eingestellt. Da das pH eines Versuchsansatzes<br />
während der Kultivation nicht geregelt werden kann, wird durch Vorgabe des<br />
Aequivalenzpunktes des Phosphat-Puffersystems dessen maximale Pufferkapazität<br />
ausgenützt.<br />
Die Quantifizierung der mikrobiellen Aktivität erfolgt durch Erfassen der in<br />
Form von Kohlendioxid und Methan anfallenden Substrat-Kohlenstoffanteile<br />
mittels Gaschromatographie (Kap. 2.4.7). Ins Medium abgegebene Kohlenstoffverbindungen<br />
können gesamthaft als "gelöster organischer Kohlenstoff'<br />
gemessen werden.<br />
Bei den Gasanalysen ist der in einem Versuchsansatz herrschende Ueberdruck,<br />
ein eventueller Gasverlust durch Diffusion und der im Medium gelöste<br />
Gasanteil zu berücksichtigen. Für die Kohlenstoff-Bilanzierung ist der als CO 2<br />
in Erscheinung tretende Substratkohlenstoff um den in gelöster Form<br />
vorliegenden Hydrogencarbonatanteil zu ergänzen, wobei der Teil des<br />
Kohlendioxids, welcher als Hydrogencarbonat in Lösung geht, durch das pH<br />
der wässrigen Phase bestimmt wird (Kap. 2.5.3).<br />
2.4. Analytische Methoden<br />
2.4.1. Nassaufschluss unter Druck<br />
Für atomspektroskopische Messungen sind störende organische Komponenten<br />
zu entfernen. Im Falle von Bitumen ist dies möglich durch Nassaufschluss<br />
unter Druck (Kotz et al. 1972). Bitumen (1 g) wird in einem Teflongefäss mit<br />
konzentrierter Salpetersäure (1 ml) versetzt und in einem Edelstahlzylinder im<br />
Heizblock bei 150 0 C während ca. 30 Std. erhitzt. Nach dem Aufschluss wird<br />
die Probe filtriert (Millipore, 0.45 Jlm) und in einem Polystyrolröhrchen<br />
aufbewahrt.<br />
2.4.2. Multielement-Analyse<br />
Die Bestimmung der Elemente Aluminium, Bor, Calcium, Cadmium, Cobalt,<br />
Chrom, Kupfer, Eisen, Quecksilber, Kalium, Lithium~ Magnesium, Mangan,<br />
Molybdän, Natrium, Nickel, Phosphor, Blei, Schwefel, Silicium, Zinn und<br />
Zink erfolgt durch induktiv gekoppelte Plasma-Atomemissions-Spektroskopie.<br />
- 24-
Bei einer Genauigkeit von ungefähr 1 % lassen sich für die einzelnen Elemente<br />
folgende Konzentrationen noch nachweisen (in J.lM): Al 1.9, B 0.4, Ca 0.3,<br />
Cd 0.02, Co 0.1, Cr 0.1, Cu 0.08, Fe 0.09, Hg 0.02, K 5.1, Li 0.6, Mg 0.04,<br />
Mn 0.02, Mo 0.03, Na 1.3, Ni 0.2, P 0.6, Pb 0.1, S 1.6, Si 0.4, Sn 0.4, Zn 0.02.<br />
Hohe Natriumgehalte einer Probe verringern die Sensitivität der Messung.<br />
Ebenso führen zu hohe Konzentrationen an Salpetersäure zu einer<br />
Abschwächung des Signals. Für zuverlässige quantitative Messungen sollte<br />
generell eine Konzentration von 20 mg / I nicht überschritten werden (Brandl<br />
1987).<br />
2.4.3. Bestimmung der Grässenverteilung suspendierter Partikel<br />
Volumenbestimmung und Grässenverteilung suspendierter Partikel erfolgen<br />
mit einem Malvem Partikel-Zähler (Serie 2600) nach dem Laser-Streulicht<br />
Prinzip. Ein Aliquot einer Bitumen-Suspension wird in eine mit Wasser<br />
gefüllte Messküvette (15 ml) gegeben. Kontinuierliches Rühren in der<br />
Probenkammer gewährleistet homogene Verteilung der Partikel. Die<br />
Partikelvolumina werden im Messbereich von 11.6 - 1128 J.lm quantitativ<br />
erfasst. Die Auflösung der Partikelgrössenverteilung erfolgt über einen Bereich<br />
von 32 Kanälen. Das Volumen der Bentonit-Partikel wird im Messbereich von<br />
1.9 - 188 J.lm detektiert. Die Berechnung der Oberfläche der suspendierten<br />
Bitumen-Partikel aus deren Grössenverteilung wird in Kap. 2.5 erläutert.<br />
2.4.4. Epifluoreszenzmikroskopie<br />
Zur Visualisierung stoffwechselaktiver Mikroflora wird der Vitalfarbstoff<br />
Carboxy-Fluoreszeindiacetat (CFDA, Molecular Probes Inc.) verwendet. Die<br />
Eigenschaften des Farbstoffes, sein Wirkungsmechanismus und die Problematik<br />
der Probenvorbereitung und -auswertung werden von Brunner et al.<br />
(1987) beschrieben. Das Färbeverfahren erfolgt nach der Methode von Brunner<br />
et al. (1987): Wenig Bitumen-Suspension wird mit dem Farbstoff CFDA<br />
versetzt (Endkonzentration 20 - 30 J.lM) und für 20 - 30 Min. bei Raumtemperatur<br />
im Dunkeln inkubiert. Das pR des Ansatzes wird auf 6.3 eingestellt.<br />
Anschliessend wird die Probe filtriert (Nuclepore-Filter, 0.2 flm). Zur<br />
Verringerung der Hintergrundfluoreszenz werden die Filter vor Gebrauch mit<br />
Irgalan-Schwarz (Ciba-Geigy) behandelt (Hobbie 1977), mit ca. 5 ml<br />
- 25 -
sterilfiltriertem Mineralsalzmedium gewaschen und auf einem Objektträger<br />
fixiert. Die Analyse erfolgt mittels eines Fluoreszenz-Mikroskops (Leitz<br />
Dialux 20) mit einer geeigneten Filterkombination: Anregungslicht 470 - 490<br />
nm, Fluoreszenzemission 515 nm. Für die Photo graphie wird ein Wild<br />
Photoautomat (Mka 4) verwendet.<br />
2.4.5. Rasterelektronenmikroskopie<br />
Die Aufnahmen werden mit einem Cambridge - S4 Rasterelektronenmikroskop<br />
gemacht (Beschleunigungsspannung 20 kV). Für die Photo graphie werden<br />
Ilford Pan-F Filme verwendet. Die Proben werden in 4%-iger Glutaraldehydlösung<br />
über N acht fixiert und anschliessend mehrmals mit<br />
Mineralsalzmedium gewaschen. _Die Gefriertrocknung erfolgt bei 0.02 Torr<br />
während ca. 20 Stunden (Christ Delta I Gefriertrockner). Vor der Analyse wird<br />
das Material mit einer Gold - Paladium Legierung (80 : 20) beschichtet.<br />
2.4.6. Infrarotspektroskopie<br />
Für die kontinuierliche Erfassung des unter aeroben Bedingungen produzierten<br />
Kohlendioxids wird ein Infrarot-Analysator (Beckman 215A oder 865) eingesetzt.<br />
Die Messung der Kohlendioxid - Konzentration erfolgt im Messbereich<br />
0 - 500 ppm und 0 - 100 ppm. Die Messgenauigkeit beträgt + 1 %, die<br />
Empfindlichkeit 0.5 % der vollen Skala. Das Messprinzip beruht auf der<br />
Infrarotabsorption des Kohlendioxids (A. = 4.2 - 4.3 Jlm).<br />
2.4.7. Gaschromatographie<br />
Die Gasanalyse anaerober Versuchsansätze erfolgt mittels Gaschromatographie.<br />
Verwendet wird ein Shimadzu R-IA Gaschromatograph (Shimadzu<br />
Corp., Japan), ausgerüstet mit einem TCD- und FID-Detektor.<br />
Die Methan-Analysen werden mit dem Flammenionisationsdetektor (FID)<br />
durchgeführt (Betriebstemperatur 200 0 C, (0.5 kg H 2<br />
/ cm 2 und 0.5 kg Luft /<br />
cm 2)). Als Säulenmaterial dient MS-5A 80/100 mesh (Supelco Inc., USA).<br />
Messbedingungen: Trägergas Stickstoff 52 (Carba Gas), Gasfluss 50 ml / Min.,<br />
Injektortemperatur 200 0 C, Temperaturprogramm isotherm bei 200 0 C. Die<br />
Methan-Messung zeigt einen linearen Messbereich von 0 - 100 % Methan. Die<br />
Messgenauigkeit beträgt ca. ± 0.5 %. Mittels der sensitiven FID-Detektion<br />
- 26-
kann eIne Methan-Konzentration von wenIgen ppm nachgewiesen werden<br />
(Kaiser 1988).<br />
Die Kohlendioxid-Messungen werden mit dem Wärmeleitfähigkeitsdetektor<br />
(TCD) vorgenommen (Betriebstemperatur 220 0 C, Stromstärke 100 mA). Als<br />
Trägermaterial wird eine Carbosieve-S 120 I 140 mesh Säule (Supelco Inc.,<br />
USA) eingesetzt. Messbedingungen: Trägergas Helium (Carba Gas), Gasfluss<br />
70 ml IMin., Injektortemperatur 180 0 C, Temperaturprogramm 4 Min.<br />
isotherm bei 70 0 C, Temperaturgradient von 70 - 200 0 C (Heizleistung 25 0 C I<br />
Min.), 3 Min. isotherm bei 200 0 C. Aus Gründen einer ungenügenden<br />
Auf trennung von Kohlendioxid und Wasserdampf können CO 2<br />
-Konzentrationen<br />
unterhalb eines Volumenprozentes nicht mehr quantitativ nachgewiesen<br />
werden.<br />
2.4.8. Bestimmung des gelösten organischen Kohlenstoffs<br />
Die Bestimmung des gelösten organischen Kohlenstoffs erfolgt nach<br />
vollständiger Oxidation der organischen Kohlenstoffverbindungen (Verbrennung<br />
bei 950 0 C) zu Kohlendioxid und Wasser durch infrarotspektroskopische<br />
Messung des entstandenen Kohlendioxids (Procon<br />
DOC/TOC - Analysator). Vor der Analyse werden die Versuchsansätze filtriert<br />
(Millipore, 0.45 Jlm). Durch Ansäuerung der Probe (1 ml) mit konzentrierter<br />
Salzsäure (20 JlI) und anschliessender Begasung mit Helium wird der gesamte<br />
anorganische Kohlenstoffanteil als CO 2<br />
ausgeblasen. Die Injektion eines<br />
definierten Probevolumens erfolgt durch eine automatische Einspritzvorrichtung.<br />
Die Eichkurve ist im Messbereich von 0 - 100 mg I I linear. Bei<br />
einer Genauigkeit von ca. ± 5 % kann eine Menge von 2 mg I I gelösten<br />
organischen Kohlenstoffs noch nachgewiesen werden.<br />
2.4.9 Dosimetrie<br />
Die Quantifizierung der Gesamtdosis, welche bei Bestrahlungsversuchen (Kap.<br />
3.2.2.4.3) einer Kultur appliziert wird, erfolgt mittels eines Alanin-Dosimeters.<br />
Das Dosimeter ist in einem Kunststoffbehälter wasserdicht eingeschlossen und<br />
auf der Rührwelle des Bioreaktors befestigt. Das Messprinzip beruht auf der<br />
Aenderung der Elektronenspinresonanz freier Radikale. Die Auswertung der<br />
Dosimeter erfolgt am Paul ScheITer Institut.<br />
- 27 -
2.5. Berechnungen<br />
2.5.1. Berechnung der Oberfläche suspendierter Bitumen-Partikel<br />
Verschiedene Umgebungs bedingungen und mehrmonatige Kultivationsdauer<br />
verändern die Partikel-Grössenverteilung einer Bitumen-Suspension unwesentlich<br />
(Kap. 3.1.2). Dies erlaubt, den Berechnungen eine zeit- und parameterunabhängige<br />
Partikel-Grössenverteilung zugrunde zu legen.<br />
Die Bentonit-Partikel-Fraktion (10 Gewichtsprozente bezüglich der eingewogenen<br />
Menge Bitumen) kann messtechnisch relativ gut von den Bitumen<br />
Partikeln unterschieden werden (Kap. 3.1.2). Eine durch Fremdpartikel<br />
verursachte Verfälschung der errechneten Bitumenoberfläche kann somit in<br />
engen Grenzen gehalten werden.<br />
Die Berechnung wird unter der Annahme vorgenommen, dass die Bitumen<br />
Partikel kugelförmige Gestalt und keine innere Oberfläche haben. Der für die<br />
Dichte eingesetzte Wert (pH 2<br />
0 / pBitumen == 1) ist der Elektrowatt-Studie<br />
(1985) entnommen.<br />
Die Oberfläche einer definierten Menge suspendierten Bitumens wird nach<br />
folgender Gleichung ermittelt:<br />
0=<br />
/ '\<br />
(xyt)(l-a) 2<br />
41tr 1<br />
+<br />
4 3<br />
- 1tr l<br />
3<br />
/<br />
/<br />
\.<br />
(xy2)(l-a)<br />
4 3<br />
3 1t (r 1+
Legende:<br />
0: errechnete Gesamtoberfläche aller suspendierten Bitumen-Partikel [J.1m 2 ]<br />
x: eingewogene Menge Bitumen [J.1m 3 (pH 2<br />
0 I pBitumen = 1.04)]<br />
: willkürlich gewählte Grösse zur Unterteilung der suspendierten Bitumen<br />
Partikel in einzelne Fraktionen: 50 J..1m (Kap. 3.1.3)<br />
n: Anzahl Bitumen-Partikel-Fraktionen<br />
r 1: angenommener mittlerer Partikeldurchmesser der ersten (kleinsten)<br />
Bitumen-Partikel-Fraktion zwischen 50 J..1m und (50 J..1m +
Legende:<br />
A a<br />
: mikrobielle Aktivität unter aeroben Bedingungen<br />
[g abge~autes Bitumen· 0- 1 . (1 ]<br />
x: Kohlendioxid-Konzentration (kontinuierlich erfasstes Signal der mikrobiellen<br />
Aktivität) [ppm]<br />
f: Gasflussrate [l. Min. -1 ]<br />
[u]: Term zur Umrechnung von ppm CO 2<br />
in g Kohlenstoff<br />
[(10 6 ppmr 1 · 22.4 r 1 · 12 g]<br />
k 1<br />
: Korrekturfaktor zur Umrechnung metabolisierten Substratkohlenstoffs in<br />
Menge abgebautes Bitumen unter Berücksichtigung eines Kohlenstoffanteils<br />
von 8<strong>5.2</strong>% am Gesa~tbitumen (Elektrowatt 1985) [100 . 8<strong>5.2</strong>- 1 ]<br />
k 2<br />
: Korrekturfaktor zur Umrechnung inetabolisierten Substratkohlenstoffs in<br />
Menge abgebautes Bitumen unter Berücksichtigung eines ca. 40 - 70 %<br />
igen Anteils an assimiliertem Substratkohlenstoff (Kap. 3.2.3) [ca. 2]<br />
0: Bitumen-Oberfläche (Kap. 3.1.3)<br />
2.5.3. Quantifizierung des anaeroben Bitumenabbaus<br />
Bei der Quantifizierung des anaeroben Bitumenabbaus sind folgende<br />
Sachverhalte in Rechnung zu stellen (Kap. 3.3): Unter anaeroben Bedingungen<br />
entstehen im Gegensatz zur aeroben Atmung energieenthaltende Stoffwechselendprodukte.<br />
Die in den Endprodukten enthaltene Energie variiert je<br />
nach Art der Abbaureaktion und entspricht 5 - 95 % des Energiegehaltes des<br />
Substrates. Im Vergleich mit aeroben Lebensbedingungen muss daher für<br />
Synthese und Grundstoffwechsel einer bestimmten Menge Biomasse ein<br />
grässerer Anteil des Substratkohlenstoffs dem Energiestoffwechsel zugeführt<br />
werden. Der Korrekturfaktor k 2<br />
kann somit verschiedene Werte annehmen<br />
(Kap. 3.3.2). Im weiteren ist zu beachten, dass gewisse anaerobe Abbauwege<br />
zur Ausscheidung organischer Stoffwechselendprodukte (organische Säuren,<br />
Alkohole, etc.) ins Medium führen (Kap. 3.3.2). Die mikrobielle Aktivität wird<br />
wiederum in Beziehung zur Substratoberfläche gesetzt.<br />
- 30-
Die Berechnung erfolgt nach folgender Gleichung:<br />
Legende:<br />
A : mikrobielle Aktivität unter anaeroben Bedingungen<br />
aa . 0-1 -1]<br />
[g abgebautes B ttumen . · t<br />
x: in Form von Kohlendioxid vorliegender Substrat-Kohlenstoff-Anteil<br />
[mg C]. Das Kohlendioxid-Volumen (x C02<br />
) wird wie fo.lgt ermittelt:<br />
(pH 2 -pK)<br />
xC02 = [x2 (v a 2 + v b 2 + v c 2 + vd2)] [10 + 1]<br />
(pHI -pK)<br />
- [Xl (val + Vbl + v cl )] [10 + 1]<br />
x 1: 2 ,<br />
gaschromatographisch ermittelter Volumenanteil CO 2<br />
in der Gasphase<br />
va: Volumen über der wässrigen Phase des Versuchsansatzes [mI]<br />
Vb: in Form von Ueberdruck vorhandenes Gasvolumen [mI]. Die Ermittlung<br />
des Volumens erfolgt anhand von p/V-Eichkurven.<br />
v c: Volumen des gelösten Kohlendioxids [mI]. Die Werte werden einer<br />
CO 2<br />
-Löslichkeitskurve (Umbreit et al. 1964) entnommen.<br />
v d: Volumen des durch Permeation entwichenen Gases [mi]. Die Werte<br />
werden mittels entsprechender p/V -Eichkurven aus der Druckdifferenz<br />
zwischen zwei Messungen ermittelt.<br />
[lO(pH-pK)+l]: Korrekturfaktor zur Berücksichtigung des in Form von<br />
Hydrogencarbonat vorliegenden Kohlendioxid-Anteils. Für die Ermittlung<br />
ist das pH jedes Versuchsansatzes zu messen. Die Umrechnung<br />
erfolgt anhand der Henderson-Hasselbalch-Beziehung. Die<br />
pH-Werte aller Versuchsansätze liegen unterhalb 7.5. Für die<br />
Berechnungen wird dementsprechend folgender pK -Wert eingesetzt:<br />
pK H _ CO /HCO-= 6.46.<br />
~"'2 3 3<br />
- 31 -
Index 2: Versuchsansatz mit Bitumen<br />
Index 1: Versuchsansatz ohne Bitumen (Referenz)<br />
Umrechnung des ermittelten Kohlendioxid-Volumens (x co ) in Menge<br />
2<br />
Kohlenstoff (x): x = x CO<br />
. [u ]. l<br />
[u ]: Term zur Umrechrt:ung von ml Kohlendioxid in m~ Kohlenstoff<br />
l<br />
[22.4 ml -1 . 12 mg].<br />
y: in Form von Methan vorliegender Substrat-Kohlenstoff-Anteil [mg C].<br />
Das Methan-Volumen (Y CH ) wird wie folgt ermittelt:<br />
4<br />
YCH4 = [Y2 (va2 + vb2 + vc2 + vd2)] - [YI (Val + Vbl + v cl)]<br />
Y 2 1:<br />
,<br />
gaschromatographisch ermittelter Volumenanteil CH 4 in der Gasphase<br />
v b d' Index 1,2: Angaben wie für die Ermittlung des Kohlendioxida,<br />
,<br />
Volumens. Ebenso für die Errechnung der Menge Kohlenstoff (y)<br />
aus dem gemessenen Methan-Volumen (YCH ).<br />
4<br />
v: Volumen des gelösten Methans [mI]. Die Werte können<br />
c<br />
vernachlässigt werden (Kap. 3.3.1).<br />
z: in Form von gelöstem organischem Kohlenstoff vorliegender Kohlenstoff-Anteil<br />
[mg C]<br />
k 1<br />
: Korrekturfaktor zur Umrechnung metabolisierten Substratkohlenstoffs in<br />
Menge abgebautes Bitumen. Angabe wie für die Ermittlung des aeroben<br />
Bitumenabbaus.<br />
k 2<br />
: Korrekturfaktor zur Umrechnung metabolisierten Substratkohlenstoffs in<br />
Menge abgebautes Bitumen unter Berücksichtigung des dem Energiestoffwechsel<br />
zugeführten Substrat-Kohlenstoff-Anteils (Kap. 3.3.2).<br />
0: Bitumen-Oberfläche<br />
t: Zeit<br />
- 32-
3. RESULTATE UND DISKUSSION<br />
3.1. Bitumen als Substrat für mikrobielle ~ktivität<br />
3.1.1. Elementarzusammensetzung von Bitumen<br />
Bitumen dient als Energie- und Kohlenstoffquelle für mikrobielles Wachstum.<br />
Die Analyse seiner elementaren Zusammensetzung (Tab. 4 und Tab. 5) gibt<br />
Hinweise, in welchem Ausmass es darüber hinaus essentiellen anorganischen<br />
Nährstoftbedürfnissen des mikrobiellen Stoffwechsels (Kap. 2.3.1) zu genügen<br />
vermöchte.<br />
Element<br />
Gehalt<br />
%<br />
C 8<strong>5.2</strong><br />
H 10.2<br />
0<br />
N 1.8<br />
S 2.8<br />
P, Metalle, usw. Rest<br />
Tab. 4: Elementarzusammensetzung von Bitumen (Ebano B 15, Esso). Die<br />
Angaben sind der Elektrowatt-Studie (1985) entnommen.<br />
Für Sauerstoff wird keine Angabe gemacht. Der prozentualen Zusammensetzung<br />
der Elemente entsprechend ist der Anteil vemachlässigbar<br />
klein.<br />
- 33-
Der mit dem Begriff "Rest" umschriebene Teil wird atomspektroskopisch<br />
analysiert (Tab.5).<br />
Element<br />
Gehalt<br />
mg / g Bit.<br />
Al 0.27<br />
Ca 0.93<br />
Cu 0.05<br />
Fe 0.9<br />
Mg 0.14<br />
Na 0.67<br />
Ni 0.78<br />
p' 0.64<br />
Pb 0.26<br />
Zn 0.53<br />
Tab. 5: Elementaranalyse von Bitumen (Ebano B 15, Esso).<br />
Die Elemente B und Si können in HN0 3<br />
nicht gemessen werden.<br />
Kalium und Mangan können in Spuren nachgewiesen werden, jedoch<br />
unterhalb der quantitativerfassbaren Grenze. Die konzentrierte<br />
Salpetersäure, in welcher die Elemente gelöst sind, beeinträchtigt<br />
generell die Messgenauigkeit der atomspektroskopischen Analyse.<br />
Viele essentielle Nährstoffe, wie beispielsweise Calcium, Eisen, Kalium,<br />
Magnesium und Phosphor, sind im Bitumen nur in Spuren vorhanden. Damit<br />
Mikroorganismen Bitumen als Substrat verwerten können, müssen diese<br />
Nährstoffe als gelöste Species in der Umgebung vorhanden sein.<br />
- 34-
3.1.2. Charakterisierung der Bitumen-Suspension<br />
Bei Kohlenwasserstoffen steht die mikrobielle Aktivität in der Regel in direkter<br />
Beziehung zur Oberfläche der Substrat-Wasser-Grenzschicht (ZoBell 1946,<br />
Wyatt 1984). Eine Quantifizierung mikrobieller Aktivität ist daher nur in<br />
Bezug zur Substratoberfläche sinnvoll.<br />
Um abzuklären, ob sich die Substratoberfläche als Funktion der Zeit verändert,<br />
wird die Partikel-Grässenverteilung einer Bitumen-Suspension nach verschieden<br />
langer Kultivationsdauer oder Aufbewahrungszeit untersucht (Abb. 5).<br />
Vol.-%<br />
15<br />
10<br />
5<br />
o ______ ~ ____ ~ ____ ~ ____ ~ ____ ~ ____ L_ __ ~~~<br />
o 100 200 300 400 500 600<br />
~lm<br />
Abb. 5: Partikel-Grössenverteilung der Bitumen-Suspension als Funktion der<br />
Zeit. Die Mittelwerte jeder Grässenklasse (Kap. 3.1.3) sind<br />
verbunden.<br />
Jeder Versuchsansatz enthält 30 g Bitumen in 1 I Mineralsalzmedium.<br />
Das pR ist auf 7.0 eingestellt, die Kultivation oder Aufbewahrung<br />
erfolgt bei Zimmertemperatur.<br />
1: Partikel-Grössenverteilung ein Tag nach Zubereitung der Suspension.<br />
Vom Zeitpunkt der Zubereitung bis zur Analyse wird die<br />
Suspension in einer Schottflasche aufbewahrt.<br />
2: Partikel-Grössenverteilung nach zweiwöchiger Kultivation in einem<br />
Bioreaktor bei einer Rührdrehzahl von 500 U IMin.<br />
3: Partikel-Grössenverteilung nach ca. 18-monatiger Aufbewahrung in<br />
einer Schottflasche.<br />
- 35 -
o<br />
o 100 200 300 400 500 600 ~LIn<br />
Die Zusammensetzung der Partikel-Population verändert sich mit der Zeit nur<br />
unwesentlich und die mechanischen Scherkräfte, verursacht durch Rühren im<br />
Bioreaktor, üben nur einen geringfügigen Einfluss auf die Partikel-Grössenverteilung<br />
der Suspension aus.<br />
Abb. 6 zeigt die Partikel-Grössenverteilung verschiedener Mengen suspendierten<br />
Bitumens in gleichen Volumina Mineralsalzmedium.<br />
Vol.-%<br />
15<br />
10<br />
5<br />
Abb. 6: Partikel-Grässenverteilung als Funktion des Verhältnisses von Volumen<br />
Mineralsalzmedium zu Menge Bitumen (Darstellung wie Abb. 5).<br />
1: 10 g Bitumen suspendiert in 50 ml Mineralsalzmedium; Standardansatz<br />
für anaerobe Kultivationsversuche.<br />
2: 10 g Bitumen suspendiert in 330 ml Mineralsalzmedium. Standardansatz<br />
für aerobe Kultivationsversuche.<br />
Die im geringeren Volumen Mineralsalzmedium suspendierte Menge Bitumen<br />
zeigt anfanglich einen etwas grässeren Anteil kleiner Partikel. Im Verlaufe der<br />
Zeit nimmt der prozentuale Volumenanteil der kleinen Partikel jedoch wieder<br />
ab (siehe Abb. 7). Es zeigt sich somit, dass die Oberfläche suspendierter<br />
Bitumen-Partikel durch das Verhältnis von Mediumvolumen zu darin suspendierter<br />
Menge Bitumen nicht signifikant beeinflusst wird.<br />
- 36-
Im weiteren stellen wir fest, dass Temperaturen im Bereich von 5 - 35° C und<br />
pH-Werte zwischen 3 und 10.5 die Zusammensetzung der Partikel-Population<br />
nicht verändern (Daten nicht aufgeführt).<br />
Vergleicht man die Partikel-Grössenverteilung anaero ber Versuchsansätze<br />
untereinander (Abb. 7), zeigt sich eine im Vergleich zu Partikel-Grössenverteilungen<br />
aerober Versuchsansätze grössere Heterogenität. Unter mehr als 200<br />
anaeroben Versuchsansätzen zeigen ca. 95% aller Kulturen eine<br />
durchschnittliche, den Ansätzen 1 - 4 von Abb. 7 entsprechende Partikel<br />
GrÖssenverteilung. Unter den restlichen Ansätzen finden sich mehrheitlich<br />
Kulturen mit grösseren prozentualen Volumenanteilen grösserer Partikel.<br />
Beispiele sind die Ansätze 6 und 7 von Abb. 7. Zwei Versuchs ansätze zeigen<br />
eine prozentuale Zunahme von Partikeln mit kleinerem Durchmesser (nicht<br />
abgebildet). Alle Kulturen, in welchen sich eine Aenderung der Partikel-.<br />
Grössenverteilung einstellt, sind mit Inokuli angeimpft worden, welche bereits<br />
beträchtliche Anteile organischer Komponenten enthielten. Die Aenderung der<br />
Partikel-Grössenverteilung könnte auf oberflächenaktive Substanzen zurückzuführen<br />
sein, welche mit dem Impfmaterial in die Versuchsansätze eingeschleppt<br />
werden. Das Phänomen der Ausscheidung oberflächenaktiver<br />
Substanzen durch Mikroorganismen zur besseren Verwertbarkeit hydrophober<br />
Substrate (z.B. Kohlenwasserstoffe) wird u.a. beschrieben von Cooper und<br />
Zajic (1980), Co oper et al. (1980), Grula et al. (1982) und Cooper (1983).<br />
Welche organischen Komponenten zu einer Partikel-V ergrösserung respektive<br />
-Verkleinerung führen, ist unklar. Die wtUrrend der vorgegebenen Kultivationsdauer<br />
durch mikrobielles Wachstum mit Bitumen als Substrat eventuell<br />
ausgeschiedenen organischen Komponenten scheinen mengenmässig nicht<br />
auszureichen, um signifikante Veränderungen der Grössenverteilung der<br />
Partikel zu bewirken.<br />
Die Stabilität der B iturnen-Suspension nahezu aller untersuchten Versuchsansätze<br />
unter verschiedensten Umgebungsbedingungen erlaubt, der Oberflächenberechnung<br />
eine bezüglich des Zeitfaktors unabhängige Partikel<br />
Grössenverteilung zugrundezulegen (Kap. 2.5.1).<br />
- 37 -
Vol.-%<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
o<br />
o 100 200 300 400 500 600 ~lm<br />
Abb. 7: Partikel-Grässenverteilung anaerober Versuchs ansätze nach dreimonatiger<br />
Kultivationsdauer. Alle Kulturen enthalten 20 g Bitumen in<br />
100 ml Medium; pH 7.2, Kultivationstemperatur 35° C, Rührdrehzahl<br />
des Laborschüttlers 160 U/Min. (Darstellung wie Abb. 5).<br />
1: Partikel-Grässenverteilung ein Tag nach Zubereitung der Suspension<br />
(Anfangsbedi11:gung)<br />
2/3/4: Versuchs ansätze ohne Inokulum, unsteril. Die Ansätze unterscheiden<br />
sich ledigleich bezüglich des zugegebenen Elektronenakzeptors.<br />
5: Versuchsansatz mit Rübenschwemmwasser-Faulschlamm-Inokulum<br />
(10 Vol.%)<br />
6: Versuchsansatz inokuliert mit einer an Bitumen adaptierten Kultur<br />
(10 Vol.%). Die Anreicherung Bitumen abbauender Organismen<br />
erfolgt durch Beimpfung einer unsterilen Bitumen-Suspension mit<br />
einem Inokulum der Rüberschwemmwasser-Faulschlamm-Mischung<br />
und anschliessender Kultivation während ca. 3 Monaten.<br />
7: Versuchsansatz inokuliert mit dem Impfmaterial der Ansätze 5 und<br />
6 und Seesediment (total 30 Vol. %).<br />
- 38 -
3.1.3. Oberfläche der suspendierten Bitumen-Partikel<br />
Der feste Anteil einer Bitumen-in-Wasser-Suspension setzt sich aus 90 Gewichtsanteilen<br />
Bitumen und 10 Gewichtsanteilen Bentonit zusammen (Kap.<br />
2.1.1). Mehr als 95 % dieser 10Gewichtsanteile Bentonit sind Partikel im<br />
Messbereich von 0 - 50 Jlm (Durchschnitt aus 5 Messungen, Beispiel Tab. 6).<br />
Partikel- unter Partikel- unter<br />
grässe (%) grässe (%)<br />
(J.UIl)<br />
(JlIll)<br />
188.0 100.0 17.7 71.1<br />
162.0 100.0 15.3 64.5<br />
140.0 99.9 13.2 57.5<br />
121.0 99.8 11.4 52.7<br />
104.0 99.6 9.8 48.9<br />
89.9 99.5 8.5 48.9<br />
77.5 99.4 7.3 38.6<br />
66.9 98.9 6.3 32.7<br />
57.7 98.0 5.4 26.9<br />
49.8 96.4 4.7 21.5<br />
42.9 93.8 4.1 16.6<br />
37.1 90.1 3.5 12.8<br />
32.0 85.4 3.0 10.3<br />
27.6 81.2 2.6 8.3<br />
23.8 78.4 2.2 6.4<br />
20.5 75.4 1.9 4.6<br />
Tab. 6: Partikel-Grössenverteilung einer Bentonit-Suspension ein Tag nach<br />
deren Zubereitung.<br />
2 g Bentonit sind in 100 ml Mineralsalzmedium suspendiert, entsprechend<br />
dem Bentonit-Anteil eines anaeroben Versuchsansatzes.<br />
Aus der Partikel-Grössenverteilung wird ersichtlich, dass ca. 97 % aller<br />
suspendierten Bentonit-Partikel kleiner als 50 Jlm sind. Die Rälte der Partikel<br />
ist sogar kleiner als 10 JlIIl.<br />
- 39-
Bei der Ermittlung der Oberfläche der suspendierten B itumen-Partikel werden<br />
daher Teilchen im Messbereich von 0 - 50 Jlm nicht berücksichtigt, da es sich<br />
grösstenteils um Bentonit-Partikel handelt.<br />
Tab. 7 zeigt, dass der Durchmesser aller suspendierten Bitumen-Partikel unterhalb<br />
von 750 Jlm liegt. Bildet man einen Durchschnitt aus 10 Messungen,<br />
ergibt sich ein Volumenanteil von ca. 98 % suspendierter B itumen-Teilchen,<br />
deren Partikelgrösse kleiner ist als 750 Jlm.<br />
Partikel- unter Partikel- unter<br />
grösse (%) grösse (%)<br />
(JlID)<br />
(JlID)<br />
1128.0 100.0 106.0 29.3<br />
973.0 100.0 91.7 25.0<br />
840.0 100.0 79.1 21.6<br />
724.0 99.9 68.2 18.7<br />
625.0 99.1 58.9 16.0<br />
539.0 97.3 50.8 13.2<br />
465.0 94.4 43.8 10.8<br />
401.0 90.1 37.8 9.0<br />
346.0 84.2 32.6 7.8<br />
299.0 76.6 28.1 6.7<br />
258.0 67.7 24.3 6.0<br />
222.0 59.1 20.9 5.6<br />
192.0 52.2 18.1 5.3<br />
165.0 46.0 15.6 5.0<br />
143.0 40.4 13.4 4.2<br />
123.0 34.6 11.6 3.2<br />
Tab.7: Partikel-Grössenverteilung einer Bitumen-Suspension ein Tag nach<br />
deren Zubereitung.<br />
20 g Bitumen sind in 100 ml Mineralsalzmedium suspendiert. Dies<br />
entspricht in etwa der Menge suspendierten Bitumens eines anaeroben<br />
Versuchsansatzes. Das pH ist auf 7.2 eingestellt.<br />
- 40-
Für die Berechnung der Oberfläche suspendierter Bitumen-Partikel werden<br />
Teilchen im Grössenbereich von 50 - 750 Jlm berücksichtigt. Die Partikel<br />
dieses Messbereichs werden willkürlich in 14 Fraktionen eingeteilt. Eine<br />
Fraktion umfasst einen Messbereich von 50 Jlm. Für jede Fraktion wird der<br />
durchschnittliche prozentuale Volumenanteil Bitumen-Partikel ermittelt<br />
(Durchschnitt aus 10 Messungen) und daraus die Gesamtoberfläche der<br />
Partikel einer Fraktion errechnet. Die Gesamtoberfläche aller suspendierten<br />
B itumen-Partikel erhält man somit aus der Summe der Oberflächen der Partikel<br />
aller Fraktionen (siehe Kap. 2.5.1).<br />
Entsprechend diesem Berechnungsmodus ergibt sich, dass durch mechanische<br />
Zerkleinerung 1 g Bitumen mit einer Oberfläche von ca. 0.035 m 2 suspendiert<br />
werden kann.<br />
Die Berechnung erfolgt unter der Annahme, dass die Bitumen-Partikel<br />
kugelförmige Gestalt und keine innere Oberfläche haben. Da beide Annahmen<br />
in der Realität nicht zutreffen, was beispielsweise aus den Abbildungen 8 - 12<br />
ersichtlich wird, dürfte die reale Oberfläche suspendierter B itumen-Partikel die<br />
rechnerisch ermittelte übertreffen. Im weiteren ist zu bedenken, dass Bentonit<br />
Partikel mit gewissen -Bitumen-Komponenten (Kap. 3.2.2.2) beschichtet<br />
werden könnten, was eine zusätzliche Vergrösserung der Substratoberfläche<br />
zur Folge hätte. Erwähnt werden sollten im übrigen die Bitumen-Teilchen im<br />
Messbereich von 0 - 50 Jlm, welche aus messtechnischen Gründen nicht erfasst<br />
werden können. Aus all den erwähnten Gründen ist anzunehmen, dass die für<br />
Mikroorganismen verfügbare Substratoberfläche etwas grösser ist, als die<br />
rechnerisch ermittelte Oberfläche suspendierter B itumen-Partikel.<br />
- 41 -
3.2. Mikrobielle Aktivität unter aeroben Bedingungen<br />
3.2.1. Kontakt der Mikroorganismen mit dem Substrat<br />
Rasterelektronenmikroskopische Aufnahmen zeigen, dass die Mikroorganismen<br />
direkt mit dem Substrat Bitumen in Kontakt treten (Abb. 8 - 10). Alle<br />
Aufnahmen zeigen Bitumen-Partikel nach einwöchiger Kultivation in einem<br />
Bioreaktor.<br />
Abb. 8: Bitumen-Partikel mit mikrobiellem Bewuchs (Balken = 20 )lm).<br />
Pfeile markieren die von Mikroorganismen bewachsenen Stellen. In<br />
der Mitte des Partikels ist eine nicht bewachsene Region erkennbar.<br />
Die Risse im Bitumen sind Artefakte, die sich bei der Aufnahme,<br />
während des Aufenthalts im Hochvakuum, bilden.<br />
- 42-
Abb.9:<br />
Biofilm auf einem Bitumen<br />
Partikel (Balken = 2 J.lm).<br />
Der Biofilm setzt sich hauptsächlich<br />
aus stäbchenfönnigen<br />
Bakterien zusammen. Oben<br />
links ist eine nicht bewachsene<br />
Stelle sichtbar.<br />
Abb.10:<br />
Oberfläche eines Bitumen-Partikels,<br />
besiedelt mit fadenbildenden<br />
Species<br />
(B alken = 2 J.lm).<br />
- 43-
Mittels des Vitalfarbstoffes Carboxy-Fluoreszein-Diacetat lässt sich die Stoffwechselaktivität<br />
der Mikroorganismen nachweisen (Abb.11 und Abb.12).<br />
Abb. 11:<br />
Fluoreszenzmikroskopische<br />
Aufnahme einer Bitumen-Suspension<br />
(Balken = 2 Jlm).<br />
Die Suspension ist einem B ioreaktor<br />
nach einwöchiger Kultivation<br />
entnommen. Die Färbung<br />
erfolgt mit dem Farbstoff<br />
CFDA. Erkennbar sind<br />
stäbchenförmige und fädige<br />
Mikroorganismen.<br />
Abb.12:<br />
Fluoreszenzmikroskopische<br />
Aufnahme von der Oberfläche<br />
eines B itumen-Partikels<br />
(Balken = 2 Jlm).<br />
Das Teilchen stammt aus einer<br />
Suspension, die während ca. 6<br />
Monaten auf einem Laborschüttler<br />
kultiviert wurde. Die<br />
Färbung erfolgt mit dem<br />
Farbstoff CFDA. Erkennbar<br />
sind Bakterien, welche sich in<br />
einer Vertiefung der B itumen<br />
Oberfläche ansiedeln.<br />
- 44-
3.2.2. Charakterisierung der mikrobiellen Aktivität mit Bitumen als Substrat<br />
3.2.2.1. Kohlendioxid-Freisetzung als Mass für die mikrobielle Aktivität<br />
Für die Quantifizierung der mikrobiellen Aktivität eignet sich unter den<br />
gegebenen Kultivationsbedingungen das Stoffwechselendprodukt Kohlendioxid<br />
am besten. Da unter aeroben Verhältnissen der nicht als Biomasse<br />
assimilierte Substrat-Kohlenstoffanteil des metabolisierten Substrates in Fonn<br />
von Kohlendioxid freigesetzt wird, steht diese Messgrösse in direkter<br />
Beziehung zur mikrobiellen Aktivität. In der Infrarotspektroskopie steht eine<br />
sehr sensitive Methode zur Verfügung, mit der geringste Mengen des<br />
produzierten Gases nachgewiesen werden können (Kap. 2.4.6).<br />
3.2.2.2. Abhängigkeit der mikrobiellen Aktivität von der Substratoberfläche<br />
Aus dem Verlauf der mikrobiellen Aktivität als Funktion der Zeit wird ersichtlich,<br />
dass nach kurzer Zeit ein das Wachstum der Organismen limitierender<br />
Faktor bedeutend wird (Abb. 13).<br />
mikrobielle<br />
Aktivität<br />
Ippm C0 2<br />
J<br />
II<br />
HI<br />
Abb. 13: Schematische Darstellung des Verlaufs mikrobieller Aktivität als<br />
Funktion der Zeit.<br />
I: Adaptationsphase<br />
11: Wachstumsphase<br />
111: Phase konstanter mikrobieller Aktivität.<br />
Zeit<br />
- 45-
Nach einer Adaptationsphase, welche je nach Herkunft des Inokulums und den<br />
vorherrschenden Umgebungsbedingungen unterschiedlich lange sein kann,<br />
folgt eine Phase mikrobiellen Wachstums. Die Dauer der Wachstumsphase<br />
wird von den Kultivationsbedingungen, der Mächtigkeit und dem Adaptationszustand<br />
des Inokulums bestimmt. Eine an das Substrat Bitumen<br />
adaptierte Kultur besiedelt eine Bitumenoberfläche von 1 m 2 in ungefähr 2 - 3<br />
Tagen (siehe Abb. 17). Nach Besiedlung der Oberfläche geht die Wachstumsphase<br />
über in eine Phase konstanter mikrobieller Aktivität. Das Ausmass<br />
dieser Aktivität bestimmt langfristig, wie schnell Bitumen mikrobiell abgebaut<br />
wird. Der leichte Rückgang der Aktivität nach Beendigung der Wachstumsphase<br />
dürfte auf das Verschwinden leicht zugänglicher oder gut abbaubarer<br />
Komponenten zurückzuführen sein. Unmittelbar· nach Zubereitung einer<br />
Bitumen-Suspension treten auf .der Mediumoberfläche ölige Filme auf. Es<br />
handelt sich dabei um Komponenten, welche durch das Aufbereitungsverfahren<br />
aus dem Bitumen freigesetzt und von den Mikroorganismen vermutlich als<br />
erstes metabolisiert werden (Abb. 17). Ein Indiz für die Richtigkeit dieser<br />
Annahme kann darin gesehen werden, dass die Wachstumsgeschwindigkeit der<br />
Bitumen abbauenden Mikroflora mit Erdöl als Substrat um ein Vielfaches<br />
ansteigt (Abb. 14). Nach Verwertung dieser Komponenten stellt sich die<br />
mikrobielle Aktivität entsprechend der Oberfläche des suspendierten Bitumens<br />
ein. Mit der Zeit ist ein geringfügiger Rückgang der mikrobiellen Aktivität<br />
festzustellen, der auf eine Abnahme der Substratoberfläche zurückzuführen ist.<br />
Die Oberflächenverminderung wird zum einen durch Partikelverlust an der<br />
Wasser-Luft-Grenzschicht verursacht, zum andem durch Partikel, die sich am<br />
Rührwerk des Bioreaktors festsetzen.<br />
Das unmittelbare Einsetzen mikrobiellen Wachstums der auf Bitumen<br />
adaptierten Mischkultur nach Zugabe eines Aliquots Erdöl weist darauf hin,<br />
dass die enzymatische Ausstattung der angereicherten Mikroflora auch die<br />
Metabolisierung kürzerkettiger Erdölkomponenten erlaubt. Die mikrobielle<br />
Aktivität nach Zugabe von Erdöl kann allerdings nur während ca. einem Tag<br />
verfolgt werden, da durch das DeI die Integrität der Suspension zerstört wird.<br />
Die nach mechanischer Aufbereitung des Bitumens ins Medium freigegebenen<br />
öligen Komponenten werden langsamer umgesetzt als Erdölverbindungen.<br />
Dies könnte in deren erschwerter enzymatischer Zugänglichkeit begründet sein.<br />
- 46-
Eventuell handelt es sich dabei auch um schwerer abbaubare Stoffe,<br />
beispielsweise um solche mit höheren Molekulargewichten oder komplexeren<br />
Strukturen.<br />
ppmC0 2<br />
ppm CO 2<br />
200 200<br />
100 100<br />
B<br />
0....:::~_----iL....-_-----'-----_----i~0 ..... ~-_...a.-_-_.....&-~<br />
o 5 10 Tage 0 5 Tage<br />
Abb. 14: Mikrobielle Aktivität nach der Zugabe von frisch zubereiteter Bitumen-Suspension<br />
oder Erdöl als Substrat.<br />
Die Zugabe von neuem Substrat erfolgt im Stadium konstanter<br />
mikrobieller Aktivität. Die Kultivation erfolgt unter optimalen<br />
Bedingungen bei einer Temperatur von 30° C und einem pH von 7.0.<br />
Die Kultur wird mit 0.5 I Luft pro Minute begast. Die Drehzahl des<br />
Rührwerks beträgt 500 Umdrehungen pro Minute.<br />
A: Zugabe von 25 g frisch zubereiteter Bitumen-Suspension<br />
B: Zugabe von 20 ml Erdöl (Shell)<br />
Die Kultivation der Organismen erfolgt unter optimalen Bedingungen (Kap.<br />
2.3.1). Da im Medium alle essentiellen Nährstoffe in ausreichender Konzentration<br />
vorliegen, ist die Limitierung des mikrobiellen Wachstums nach<br />
wenigen Tagen auf eine beschränkte Verfügbarkeit des Substrates Bitumen<br />
zurückzuführen. Abb. 15 zeigt die Abhängigkeit der mikrobiellen Aktivität von<br />
der Substratoberfläche.<br />
- 47-
ppmC0 2<br />
300 c<br />
250<br />
200<br />
150<br />
100<br />
B<br />
50 A<br />
0<br />
0 2 4 6 8 Tage<br />
Abb. 15: Mikrobielle Aktivität in Abhängigkeit steigender Suspensions dichten.<br />
Der Versuch wird mit einer Mischkultur gestartet, die sich aus<br />
unsterilen Anfangsbedingungen etabliert (Kap. 3.2.2.3). Kultivationsbedingungen:<br />
Temperatur 30° C, pR 7.0, Rührdrehzahl500 U 1 Min.,<br />
Belüftungsrate 0.5 11 Min.<br />
A: Wachstumsverlauf in Gegenwart von 5 g Bitumen (ca. 0.175 m 2 )<br />
pro Ansatz<br />
B: Wachstumsverlauf in Gegenwart von 25 g Bitumen (ca. 0.875 m 2 )<br />
pro Ansatz<br />
C: Wachstumsverlauf in Gegenwart von 50 g Bitumen (ca. 1.75 m 2)<br />
pro Ansatz<br />
Der Versuch zeigt deutlich, dass sich die mikrobielle Aktivität entsprechend<br />
der angebotenen Substratoberfläche einstellt. Bei doppelter Menge suspendierter<br />
Bitumen-Partikel ergibt sich in etwa doppelte mikrobielle Aktivität.<br />
Daraus lässt sich schliessen, dass unter optimalen Bedingungen die mikrobielle<br />
Aktivität durch die Oberfläche des Substrates Bitumen limitiert wird .<br />
. - 48-
Da Bitumen ein Gemisch einer Vielzahl unterschiedlichster Komponenten<br />
darstellt (Kap. 2.1), ist eine selektive und sequentielle Metabolisierung der<br />
Komponenten wahrscheinlich (Kap 4.1). Adaptation des mikrobiellen Stoffwechsels<br />
auf ein neues Substrat hätte eine Aenderung der mikrobiellen<br />
Aktivität zur Folge.<br />
Um abzuklären, ob sich die mikrobielle Aktivität im Verlaufe der Zeit ändert,<br />
beispielsweise durch Anpassung der Organismen auf eine oder mehrere andere<br />
Bitumenkomponenten, kultivieren wir einen Versuchs ansatz während möglichst<br />
langer Zeit. Unter optimalen Kultivationsbedingungen (Kap. 2.3.1) kann<br />
im Zeitraum von nahezu vier Monaten keine Aenderung der mikrobiellen<br />
Aktivität, gemessen als abgegebene Menge Kohlendioxid pro Zeit, festgestellt<br />
werden. Die sich entsprechend der vorhandenen Bitumenoberfläche etablierte<br />
Aktivität wird damit über die ganze Zeit unverändert beibehalten. Ausgehend<br />
von dieser Beobachtung nehmen wir an, dass sich die mikrobielle Aktivität<br />
während langer Zeit nicht verändert.<br />
Obwohl der mikrobielle Abbau von Bitumen massgeblich von seiner<br />
Beschaffenheit und der Grösse der gemeinsamen Oberfläche mit der wässrigen<br />
Phase bestimmt wird, darf der Einfluss der Mikroflora selbst und der<br />
herrschenden Umgebungsbedingungen auf die mikrobielle Aktivität nicht<br />
ausser Acht gelassen werden.<br />
3.2.2.3. Einfluss der Mikroflora auf den mikrobiellen Bitumenabbau<br />
Die Kultivation von Bitumen mit Mikrofloren verschiedener Herkunft und<br />
somit unterschiedlicher Anfangszusammensetzung zeigt, in welchem Ausmass<br />
das mikrobielle Oekosystem den Abbau von Bitumen zu beeinflussen vermag<br />
(Abb. 16).<br />
- 49 -
ppm CO 2<br />
30<br />
A<br />
20<br />
10<br />
o<br />
o 5 10 15 20 Tage<br />
Abb. 16: Mikrobielle Aktivität unterschiedlicher mikrobieller Oekosysteme<br />
mit Bitumen als Substrat.<br />
Alle Versuchsansätze werden unter optimalen Bedingungen kultiviert:<br />
Temperatur 30° C, pR 7.0, Belüftungsrate 0.5 I Luft / Min.,<br />
Rührdrehzahl 500 U / Min. Die suspendierte Bitumenoberfläche beträgt<br />
ca. 0.2 m 2 . Da mit dem Inokulum organisches Material in den<br />
Versuchsansatz eingebracht werden kann, wird jeder Ansatz verglichen<br />
mit einer Kultur ohne Bitumen.<br />
Die nachfolgenden Impfmaterialien werden nach 2.2. vorbereitet:<br />
A: asphalthaltige Erde<br />
B: Gartenerde vermischt mit Bitumen, angereichert in einer Perkolationsapparatur<br />
C: asphalthaltige Erde vermischt mit Bitumen, angereichert in einer<br />
Perkolationsapparatur<br />
D: Mischkultur, die sich aus unsterilen Anfangsbedingungen etabliert,<br />
angereichert in einer Perkolationsapparatur<br />
E: Mischkultur, die sich aus unsterilen Anfangsbedingungen etabliert,<br />
angereichert als Schüttelkultur.<br />
- 50-
In keinem Versuchsansatz kann im Referenz-Bioreaktor mikrobielle Aktivität<br />
festgestellt werden. Die mit dem Impfmaterial in die Kultur eingebrachte<br />
Menge organischen Materials ist zu gering, um eventuell freigesetztes<br />
Kohlendioxid aus dem mikrobiellen Stoffwechsel noch erfassen zu können.<br />
Die unterschiedlich langen Adaptationszeiten sind auf die Anpassung der<br />
Organismen an die veränderten Umgebungsbedingungen gegenüber dem<br />
Standort des Inokulums zurückzuführen. Grosse Unterschiede betreffen das<br />
pR, das in den Perkolationssystemen nicht reguliert wird. Bei der Entnahme<br />
des Impfmaterials werden Werte zwischen 5 und 8 gemessen. Im weiteren<br />
dürften die im Bioreaktor vorherrschenden mechanischen Scherkräfte eine<br />
Anpassung der Mikrorganismen erschweren. Die Unterschiede der konstanten<br />
mikrobiellen Aktivität, die sich in den verschiedenen Versuchsansätzen<br />
etabliert, dürfen nicht allein auf die unterschiedlichen mikrobiellen Oekosysteme<br />
zurückgeführt werden. Einzelne Inokuli enthalten Komponenten, welche<br />
die Partikel-Grössenverteilung einer Suspension geringfügig verändern.<br />
Die Ansätze unterscheiden sich somit bezüglich der suspendierten Substratoberfläche.<br />
Da die Substratoberfläche der Faktor ist, welcher unter optimalen<br />
Bedingungen die mikrobielle Aktivität limitiert, wirken sich Aenderungen der<br />
Oberfläche direkt auf die mikrobielle Aktivität aus. Bemerkenswert ist, dass in<br />
allen Versuchsansätzen Mikroorganismen mit Bitumen als Substrat zu wachsen<br />
vermögen. Auch nicht angeimpfte, unsterile Versuchsansätze etablieren eine<br />
den inokulierten Kulturen vergleichbare mikrobielle Aktivität.<br />
Aus den durchgeführten Untersuchungen schliessen wir, dass Bitumen<br />
abbauende Mikroorganismen ubiquitär sind. Mischkulturen unterschiedlicher<br />
Herkunft und somit unterschiedlicher Zusammensetzung metabolisieren<br />
Bitumen ungefähr mit der gleichen mikrobiellen Aktivität.<br />
Alle nachfolgenden Untersuchungen werden mit Mischkulturen durchgeführt,<br />
die sich aus unsterilen Anfangsbedingungen etablieren. Dieses Vorgehen bringt<br />
den Vorteil mit sich, dass kein organisches Material, das im Impfmaterial<br />
enthalten sein könnte, in einen Versuchsansatz eingebracht werden muss.<br />
Bitumen ist somit in allen Versuchsansätzen die alleinige Kohlenstoff- und<br />
Energiequelle.<br />
- 51 -
Eine taxonomische Analyse zeigt, dass sich eine solche Mischkultur zur<br />
Hauptsache aus den Species Pseudomonas aeruginosa und nicht näher<br />
spezifizierten Arten der Gattungen Alcaligenes und Streptomyces zusammensetzt.<br />
Im Hinblick auf die Untersuchung des mikrobiellen Abbaus von<br />
Bitumen darf diese Mischkultur als repräsentativ angesehen werden. Die U. S.<br />
Nuclear Regulatory Commission schreibt in zwei Test-Serien vor, in<br />
Gegenwart welcher Species bestimmte Materialien, u.a. auch Bitumen, auf ihre<br />
Resistenz gegenüber mikrobieller Aktivität untersucht werden müssen (Barletta<br />
et al. 1986). Eine Versuchs-Serie beinhaltet die Kultivation des zu untersuchenden<br />
Materials mit den Pilzen Aspergillus niger, Chaetomium globosum,<br />
Aureobasidium pullulans und Gliocladium virens. Westsiek et al. (1984)<br />
weisen nach, dass alle 4 Species mit Bitumen als Substrat kein signifikantes<br />
Wachstum zeigen. Als Testorganismus für bakterielle Aktivität dient<br />
Pseudomonas aeruginosa. Sowohl Westsiek et al. (1984) als auch Barletta et al.<br />
(1986) finden in Gegenwart von Bitumen als Substrat mikrobielle Aktivität des<br />
Testorganismus Pseudomonas aeruginosa.<br />
Da die Bitumenoberfläche von mehreren Species gleichzeitig besiedelt wird,<br />
muss abgeklärt werden, ob Aenderungen der Zusammensetzung der Mischkultur<br />
zu einer Aenderung der mikrobiellen Aktivität führen. Selektion einer<br />
Species, die Bitumen besser metabolisiert, könnte beispielsweise zu einer<br />
Beschleunigung des mikrobiellen Bitumenabbaus führen. Durch mehrmaliges<br />
aufeinanderfolgendes Ueberimpfen eines Teils einer Kultur, die sich im<br />
Stadium konstanter mikrobieller Aktivität befindet, auf eine frische Bitumen<br />
Suspension, untersuchen wir, ob eine Species heraus selektioniert wird, die das<br />
Bitumen schneller metabolisiert (Abb. 17).<br />
- 52-
600<br />
500<br />
400<br />
300<br />
200<br />
100<br />
o~~~--~--·~--~----~--~--~--~----~'-+·<br />
o 2 3 4 5 6 7 8 Tage<br />
Abb. 17: Vergleich der mikrobiellen Aktivität einer Mischkultur nach mehrmaliger<br />
Ueberimpfung auf frische Bitumen- Suspension.<br />
Die Kultivation erfolgt unter optimalen Bedingungen: Temperatur<br />
30° C, pR 7.0, Belüftungsrate 0.5 I Luft / Min., Rührdrehzahl500 U /<br />
Min. Die Oberfläche des suspendierten Bitumens beträgt ca. 1 m 2 .<br />
Das Volumen des Inokulums beträgt 10 Vol.% eines Versuchsansatzes.<br />
A: Mikrobielle Aktivität, die sich aus unsterilen Anfangsbedingungen<br />
etabliert<br />
B: Mikrobielle Aktivität nach der 1. U eberimpfung<br />
C: Mikrobielle Aktivität nach der 2. ,Ueberimpfung<br />
D: Mikrobielle Aktivität nach der 3. Ueberimpfung<br />
Nach allen Ueberimpfungen ist ein schnell einsetzendes und starkes<br />
mikrobielles Wachstum feststellbar. Innerhalb von wenigen Tagen reduziert<br />
sich die mikrobielle Aktivität jedoch wieder auf das Niveau der Anfangskultur.<br />
Das rasche Wachstum dürfte auf den Bitumenkomponenten beruhen, die als<br />
Folge des Aufbereitungsverfahrens ins Medium gelangen (Kap. 3.2.2.2). Da<br />
nach einer Ueberimpfung eine verglichen mit der Ausgangskultur zahlreichere<br />
Mikroflora im Versuchsansatz vorhanden ist, setzt ein entsprechend schnelleres<br />
Wachstum ein. Nach der Metabolisierung dieser Komponenten erreicht die<br />
mikrobielle Aktivität wiederum das der suspendierten Bitumenoberfläche<br />
entsprechende Niveau. Wir schliessen daraus, dass sich die mikrobielle<br />
Aktivität einer Mischkultur im Verlaufe der Zeit nicht verändert.<br />
- 53 -
3.2.2.4. Einfluss von Umgebungsfaktoren auf die mikrobielle Aktivität<br />
Die nachfolgenden Untersuchungen dienen vor allem dazu, abzuschätzen, in<br />
welchem Ausmass die wichtigen Umgebungsparameter Temperatur, pH und<br />
radioaktive Strahlung die mikrobielle Aktivität Bitumen abbauender Mikroorganismen<br />
beeinflussen. Die Messungen haben nur Gültigkeit für Organismen,<br />
die unter mehr oder weniger optimalen Bedingungen angereichert<br />
werden. Mikroorganismen, die an extreme Umgebungsbedingungen angepasst<br />
sind, zeigen andereVerhaltensweisen.<br />
3.2.2.4.1. Einfluss der Temperatur auf die mikrobielle Aktivität<br />
ppm cO 2<br />
A<br />
1<br />
500 1----..<br />
400 B<br />
ppmC0 2<br />
500<br />
400<br />
300<br />
100<br />
300 1 200<br />
200<br />
0 0 10 20 30 40 oe<br />
100<br />
o ----------~------------~----------~------__ ~ ______ __+<br />
o 5 10 15 20 Stunden<br />
Abb. 18: Einfluss der Temperatur auf die mikrobielle Aktivität.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 30° C, pH 7.0, Belüftungsrate<br />
0.5 I Luft / Min., Rührdrehzahl 500 U / Min. Die Temperaturänderungen<br />
werden an einer Kultur untersucht, die sich in der Phase<br />
konstanter mikrobieller Aktivität befindet.<br />
A: Temperaturänderung von 30° C auf 20° C<br />
B: Temperaturänderung von 20° C auf 10° C<br />
- 54-
Eine Bitumen-Suspension kann nur bis zu einer Temperatur von ca. 40° C<br />
kultiviert werden. Oberhalb dieser Temperatur setzt ein Zusammenfliessen<br />
suspendierter Teilchen ein. Dies führt zu einer Reduktion der Substratoberfläche<br />
und somit der mikrobiellen Aktivität.<br />
Das Experiment zeigt, dass eine Erhöhung der Temperatur um 10° C ungefähr<br />
eine Verdoppelung der mikrobiellen Aktivität bewirkt. Das Resultat steht in<br />
guter Uebereinstimmung mit der Tatsache, dass Enzyme bei einer Temperaturerhöhung<br />
von 10° C ihre Umsatzrate verdoppeln (Atlas und Bartha 1981).<br />
3.2.2.4.2. Einfluss des pR auf die mikrobielle Aktivität<br />
Die nachfolgenden Experimente geben Auskunft, wie empfindlich die unter<br />
neutralen Ausgangsbedingungen angereicherten Bitumen abbauenden Mikroorganismen<br />
aufpR-Aenderungen reagieren (Abb. 19 und Abb. 20).<br />
ppm cO 2 ppmC0 2<br />
100<br />
A<br />
1<br />
B<br />
!<br />
100<br />
50<br />
'-1/-......._ ......._ ....... pR<br />
3 5 7<br />
o ~--____ ~ ______-L______ ~ ________ ~ ______ ~<br />
o 5 10 15 20 Tage<br />
Abb. 19: Auswirkung von pR-Aenderungen in den sauren Bereich auf die mikrobielle<br />
Aktivität.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 30° C, pR 7.0, Belüftungsrate<br />
0.5 1 Luft / Min., Rührdrehzahl 500 U / Min. Die Mischkultur befindet<br />
sich im Stadium konstanter mikrobieller Aktivität. Die pR<br />
Aenderungen erfolgen durch Zugabe von konzentrierter Salzsäure.<br />
A: Aenderung des pR von 7 auf 5<br />
B: Aenderung des pR von 5 auf 3<br />
- 55 -
______<br />
________<br />
______<br />
______<br />
ppmC0 2 ppmC0 2<br />
100<br />
A<br />
1<br />
B 100<br />
1<br />
c<br />
1 50<br />
50<br />
7 9 11<br />
o ~<br />
-L ______ ~<br />
~<br />
~~<br />
--+<br />
o 5 10 15 20 Tage<br />
Abb. 20: Auswirkung von pR-Aenderungen in den alkalischen Bereich auf die<br />
mikrobielle Aktivität.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 30° C, pR 7.0, Belüftungsrate<br />
0.5 1 Luft / Min., Rührdrehzahl 500 U / Min. Die Mischkultur befindet<br />
sich im Stadium konstanter mikrobieller Aktivität. Die pR<br />
Aenderungen erfolgen durch Zugabe von konzentrierter Ammoniumhydroxid-Lösung.<br />
A: Aenderung des pR von 7 auf 8<br />
B: Aenderung des pR von 7.8 auf 9<br />
C: Aenderung des pR von 8.8 auf 10.5<br />
Die meisten Kohlenwasserstoffe abbauenden Mikroorganismen zeigen optimale<br />
Stoffwechselaktivität um pR 7 (Atlas 1981). Im weiteren zeichnen sie<br />
sich aus durch eine relative Unempfindlichkeit gegenüber pR-Aenderungen im<br />
Bereich von ca. 6 - 10 (ZoBell 1946). Die Bitumen abbauende Mischkultur<br />
zeichnet sich gegenüber Aenderungen des pR in diesem Bereich durch eine<br />
ähnliche Verhaltensweise aus: pR-Aenderungen zwischen 5 und 9 haben nur<br />
eine geringfügige Auswirkung auf die mikrobielle Aktivität.<br />
- 56-
Mikrobieller Kohlenwasserstoffabbau wird jedoch auch unter extremen pH<br />
Bedingungen gefunden. Roffey et al. (1987) erwähnen den Abbau von Kohlenwasserstoffen<br />
bei pH-Werten von 12. Bei pH-Werten über 11 messen sie<br />
auch mikrobiellen Abbau von Bitumen (Kap. 4.3).<br />
3.2.2.4.3. Auswirkung radioaktiver Strahlung auf die mikrobielle Aktivität<br />
Mikroorganismen, welche in einem Endlager bituminisierte Abfallgebinde besie'deln,<br />
sind einer permanenten radioaktiven Strahlung ausgesetzt. Das nachfolgende<br />
Experiment soll abklären, ob hohe Strahlendosen die Mikroorganismen<br />
in ihrer Stoffwechselaktivität beeinträchtigen (Abb. 21).<br />
100<br />
1<br />
50 A B<br />
o----------------~------~------~--------.<br />
o 5 10 15 20 Tage<br />
Abb.21: Auswirkung radioaktiver Strahlung auf die mikrobielle Aktivität.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 30° C, pH 7.0, Belüftungsrate<br />
0.5 I Luft / Min., Rührdrehzahl 500 U / Min. Die Mischkultur<br />
befindet sich im Stadium konstanter mikrobieller Aktivität. Die<br />
Bestrahlung des Versuchsansatzes erfolgt mit einem 30 kV<br />
Elektronenstrahl während drei Stunden. In dieser Zeit wird der<br />
Kultur eine Dosis von 50'000 rad verabreicht. Die Bestrahlung wird<br />
nach einer Woche wiederholt.<br />
A: 1. Bestrahlung der Kultur<br />
B: 2. Bestrahlung der Kultur<br />
Unmittelbar nach Einsetzen der Strahlung wird kurzfristig Kohlendioxid aus<br />
dem Kultivationssystem ausgetrieben. Nach Beendigung der Strahlung ist eine<br />
Abnahme der mikrobiellen Aktivität während ca. zwei Tagen zu beobachten.<br />
Anschliessend findet eine Erholung statt. Nach ungefähr einer Woche erreicht<br />
die mikrobielle Aktivität wiederum ihr ursprüngliches Niveau. Eine zweite<br />
Bestrahlung der Kultur zeigt ein vergleichbares Ergebnis. Ein Teil der<br />
Mikroflora scheint durch die Strahlung geschädigt zu werden. Die verabreichte<br />
Dosis reicht jedoch nicht aus, um die gesamte Mikroflora abzutöten.<br />
Ueberlebende Organismen besiedeln erneut das suspendierte Bitumen.<br />
Die radioaktive Strahlenbelastung, welcher die Organismen in einem Endlager<br />
schwach- und mittel aktiver Abfälle ausgesetzt sein werden, liegt um ein Vielfaches<br />
unter derjenigen der bestrahlten Mischkultur. Da die Ortsdosisleistung<br />
schwach- und mittelradioaktiver Abfallgebinde (borhaltige Betriebsabfälle<br />
(BA-KKG-2) des Kernkraftwerkes Gösgen) durchschnittlich bei ca. 1.31 rem<br />
pro Stunde liegt (Elektrowatt 1985), ergibt sich als Konsequenz, dass die in<br />
einem Endlager vorherrschende Strahlung die meisten Mikroorganismen in<br />
ihrer Aktivität kaum beeinträchtigen wird. Geringe Strahlendosen führen im<br />
Gegenteil zur Selektion strahlenresistenter Organismen (Bachofen und Lüscher<br />
1984). Da radioaktive Strahlung zudem die Mutationsrate der Mikroorganismen<br />
erhöht, muss mit einer stoffwechselphysiologisch flexiblen<br />
Mikroflora gerechnet werden.<br />
3.2.3. Quantifizierung des aeroben Abbaus von Bitumen<br />
Der Quantifizierung des Bitumenabbaus setzen wir optimale Bedingungen<br />
zugrunde. Die Grunde werden mehrfach dargelegt (Kap. 1.3 und 4.1). In<br />
welchem Ausmass die Abbaurate durch extreme Umweltbedingungen reduziert<br />
würde, ist schwierig vorherzusagen. Abschätzungen für die Parameter Temperatur,<br />
pH und Strahlung könnten anband der durchgeführten Untersuchungen<br />
vorgenommen werden (Kap. 3.2.2.4). Es ist jedoch zu bedenken, dass unter<br />
extremen Bedingungen eine Mikroflora selektioniert wird, deren Verhalten<br />
nicht unbedingt aus demjenigen "normaler" Mikroorganismen hergeleitet<br />
werden kann.<br />
Unter den gewählten optimalen Kultivationsbedingungen (Temperatur 30° C,<br />
pH 7.0, ausreichende Versorgung der Organismen mit Sauerstoff und essentiellen<br />
Elementen) produziert eine Mischkultur mit Bitumen als Energie- und<br />
Kohlenstoffquelle pro m 2 suspendierter Substratoberfläche ungefähr 50 Jll CO 2<br />
- 58 -
pro Minute. Dies entspricht umgerechnet einer Menge von ca. 30 - 35 g<br />
Bitumen, welches pro m 2 und Jahr mikrobiell abgebaut wird. Da unter aeroben<br />
Bedingungen in der Regel ausschliesslich Kohlendioxid und Wasser als<br />
Stoffwechselendprodukte anfallen, werden bei dieser Abbaurate pro m 2 Bitumenoberfläche<br />
in einem Jahr ca. 25 - 30 I CO 2<br />
produziert.<br />
Die ermittelte Abbaurate basiert auf der Messung des freigesetzten Stoffwechselendproduktes<br />
Kohlendioxid. Um ihre Genauigkeit abschätzen zu<br />
können, stellt sich die Frage nach der Reproduzierbarkeit der beobachteten<br />
mikrobiellen Aktivität sowie der Messgenauigkeit der eingesetzten analytischen<br />
Methode. Es muss auch diskutiert werden, welcher Anteil des im<br />
Bitumen enthaltenen Kohlenstoffs überhaupt in Form von Kohlendioxid<br />
freigesetzt wird.<br />
Eine exakte Messung des mikrobiell produzierten Kohlendioxids basiert auf<br />
der Messgenauigkeit des Analysegerätes, der Konstanthaltung der Belüftungsrate<br />
und des pH' s der Suspension. Die Messgenauigkeit des Infrarot<br />
Spektrometers wird mit ± 1 % angegeben (Kap. 2.4.6). Die Gasflussrate kann<br />
während der ganzen Versuchsdauer konstant gehalten werden (Kap. 2.3.1).<br />
Durch Schwankungen versursachte Fehler dürften nicht mehr als ca. + 1 %<br />
ausmachen. Das Medium ist ausreichend gepuffert, was eine Konstanthaltung<br />
des pH' s während der ganzen Kultivationsdauer erlaubt.<br />
Die mikrobielle Aktivität wird vor allem bestimmt durch die vorgegebenen<br />
Kultivationsbedingungen und die Oberfläche des suspendierten Bitumens. Da<br />
die Kultivationsparameter während der ganzen Versuchs dauer konstant<br />
gehalten werden, dürften beobachtete Unterschiede der Aktivität äquivalenter<br />
Versuchsansätze bis ca. 20 % zur Hauptsache auf Unterschiede der Oberfläche<br />
des suspendierten Bitumens zUlÜckzuführen sein. Ein Grund dafür mag in der<br />
beschränkten Reproduzierbarkeit identischer Bitumen-Suspensionen durch das<br />
Verfahren der mechanischen Zerkleinerung des Bitumens im Mörser liegen.<br />
Ausgehend von der Menge Kohlendioxid, die von den Mikroorganismen<br />
produziert wird, ermitteln wir den Anteil des Substrat-Kohlenstoffs, den die<br />
Mikroflora metabolisiert hat. Da bisher weder die Biomasse (Brunner et al.<br />
1987) noch eventuell ins Medium abgegebene organische Komponenten (Kap.<br />
3.3.1) quantifiziert werden können, muss abgeschätzt werden, wie gross der<br />
Anteil des Substrat-Kohlenstoffs ist, der in Form von Kohlendioxid freigesetzt<br />
wird.<br />
- 59-
Die meisten Mikroorganismen oxidieren organische Nährstoffe unter aeroben<br />
Bedingungen vollständig zu Kohlendioxid und Wasser (Schlegel 1985).<br />
Ausscheidung grösserer Mengen nicht vollständig oxidierter organischer<br />
Komponenten ins Medium ist eher selten. Ein Indiz dafür, dass in unseren<br />
Versuchsansätzen nur sehr geringe Mengen organischer Komponenten ins<br />
Medium abgeben werden, sehen wir in einer unveränderten Partikel<br />
Grössenverteilung suspendierter Bitumen-Teilchen während einer Kultivationsdauer<br />
von mehreren Monaten. Der Befund ergibt sich vor allem aus<br />
dem Vergleich der Partikel-Grössenverteilung aerober und anaerober<br />
Versuchsansätze (Kap. 3.1.2). Zu bedenken ist allerdings, dass Spaltprodukte<br />
aus dem Abbau von Bitumen ins Medium gelangen können, welche die<br />
Integrität der Suspension nicht beeinträchtigen (Brunner et al. 1987). In<br />
unserem Kultivationssystem ist eine genaue Quantifizierung gelöster<br />
organischer Komponenten im Medium nicht möglich, da ein Grossteil der<br />
Verbindungen an der Oberfläche suspendierter Bitumen- und Bentonit-Partikel<br />
adsorbiert wird (Kap. 3.3.1). Für die Ermittlung der Abbaurate nehmen wir an,<br />
dass ins Medium abgegebene organische Vebindungen einen vemachlässigbar<br />
kleinen prozentualen Anteil des Substrat-Kohlenstoffs ausmachen.<br />
Zu welchem Anteil ein Substrat in Biomasse umgewandelt wird, hängt im<br />
wesentlichen von der Stoffwechselkapazität eines Organismus, den Umgebungsbedingungen,<br />
vor allem aber vom Substrat selber ab. Diesbezügliche<br />
Angaben zeigen dementsprechend eine grosse Streubreite. Allgemein kann<br />
man sagen, dass der Anteil des assimilierten Substrates unter aeroben<br />
Bedingungen, sowohl bei vollständiger als auch unvollständiger Oxidation, ca.<br />
40 - 70 % beträgt (Schlegel 1985). Bei einem Kohlenstoffanteil von 85 % im<br />
Bitumen entspricht dies einer ungefähr 30 - 60 %-igen Assimilierung von<br />
Substratkohlenstoff. Unter aeroben Bedingungen produziertes Kohlendioxid repräsentiert<br />
somit einen ca. 40 - 70 %-igen Substratkohlenstoff-Anteil. Die Zuverlässigkeit<br />
der Annahme, dass B itumen-Kohlenstoff zu ungefähr 45 - 50 %<br />
zu Zellsubstanz assimiliert wird (Kap. 2.<strong>5.2</strong>) beträgt somit ca. ± 15 %.<br />
Unter Berücksichtigung der Genauigkeit der analytischen Methode und der<br />
Messung der mikrobiellen Aktivität und der Zuverlässigkeit der getroffenen<br />
Annahme ist die mikrobielle Abbaurate von Bitumen anzugeben mit 30 - 35 g<br />
(± 35 - 40 %) oder ca. 20 - 50 g abgebautes Bitumen pro m 2 und Jahr. Damit<br />
verbunden ist eine Kohlendioxid-Produktion von ca. 15 - 40 Litern.<br />
- 60-
3.3. Mikrobielle Aktivität unter anaeroben Bedingungen<br />
3.3.1. Einfluss von Mikroflora und Umgebungsbedingungen auf die mikrobielle<br />
Aktivität<br />
Organische Verbindungen können bei Abwesenheit von molekularem Sauerstoff<br />
durch Gärungen, oder beim V orliegen oxidierter anorganischer oder<br />
seltener organischer Verbindungen durch anaerobe Atmung abgebaut werden.<br />
Einen Ueberblick über mögliche Elektronenakzeptoren für anaerobe Atmungsprozesse<br />
gibt Abb. 22.<br />
02 H 0 AEROBE ATMUNG<br />
• 2<br />
.... \ ';"--...<br />
... - - ~ C02<br />
...--.. .... _<br />
NITRAT - REDUKTION<br />
MANGAN - REDUKTION<br />
-:----.... --... C02<br />
EISEN - REDUKTION<br />
Fe(+II)<br />
~-""--"'C02<br />
VsoS- .<br />
so 4 -<br />
SULFAT - REDUKTION<br />
..........__<br />
...._-...<br />
~ C02<br />
(CHOHf)<br />
L, METHAN - BILDUNG<br />
...........----...<br />
~CHL.<br />
AUTOTROPHE METHANBILDUNG<br />
l-i;1 ':::: ~ CHI.<br />
C02<br />
Abb. 22<br />
Abbau von Substraten (CHOH) durch anaerobe Atmung (Brandl<br />
1987).<br />
Dargestellt sind in Frage kommende Akzeptoren für die aus dem<br />
Stoffwechsel anfallenden Reduktionsäquivalente.<br />
- 61 -
Mit Nitraten und Sulfaten ist im Endlager zu rechnen (Zürrer 1985). Wir klären<br />
daher ab, ob Bitumen in Anwesenheit dieser Elektronenakzeptoren metabolisiert<br />
werden kann. Durch Vorgabe von Fe 3+ untersuchen wir, ob anaerobe<br />
Atmungsprozesse auch mit anderen Akzeptoren ablaufen können.<br />
V oraussetzung für die Vergärbarkeit eines Substrates ist dessen intramolekulare<br />
Aufspaltung in organische Komponenten, welche teilweise als Akzeptoren<br />
für Reduktionsäquivalente fungieren können. Ob Bitumen auf diese Art<br />
und Weise abgebaut werden kann, klären wir ebenfalls ab.<br />
Die Untersuchungen werden mit mikrobiellen Oekosystemen verschiedener<br />
Herkunft und somit unterschiedlicher Zusammensetzung durchgeführt (Kap.<br />
2.2), um deren Einfluss auf den Abbau zu analysieren. Zum einen beimpfen wir<br />
die Versuchsansätze mit Organismen aus Komposterde, einer an kein spezielles<br />
Substrat adaptierten Mikroflora." Die Aktivität dieser Population vergleichen<br />
wir mit Kulturen, die auf Kohlehydraten oder Bitumen angereichert wurden.<br />
Ob sich aus unsterilen Anfangsbedingungen eine Mikroflora etabliert, die<br />
Bitumen abzubauen vermag, ist ebenfalls von Interesse.<br />
Aus der nachfolgenden Zusammenstellung geht hervor, unter welchen<br />
Bedingungen die unterschiedlichen Mischkulturen mikrobielle Aktivität mit<br />
Bitumen als Substrat zu entwickeln vermögen (Tab. 8).<br />
Alle beimpften Versuchsansätze zeigen mikrobielle Aktivität. Es kann daraus<br />
geschlossen werden, dass Mikroorganismen, welche Bitumen auch unter<br />
anaeroben Bedingungen abzubauen vermögen, überall vorkommen. Im<br />
Gegensatz zum mikrobiellen Abbau von Bitumen unter aeroben Bedingungen<br />
kann in unbeimpften anaeroben Kulturen innerhalb der vorgegebenen Kultivationsdauer<br />
keine Aktivität nachgewiesen werden. Dies dürfte auf ein<br />
langsames Wachstum der Organismen unter anaeroben Bedingungen<br />
zurückzuführen sein. Die verglichen mit beimpften Versuchsansätzen geringe<br />
Organismenzahl zu Beginn des Experiments kann innerhalb der vorgegebenen<br />
Zeit nicht zu einer Population anwachsen, deren mikrobielle Aktivität<br />
analytisch erfasst werden kann.<br />
In Anwesenheit der Elektronenakzeptoren Nitrat, Sulfat oder Eisen 3+ kann in<br />
allen beimpften Versuchsansätzen mikrobielle Aktivität nachgewiesen werden.<br />
Es zeigt sich damit, dass bei Vorhandensein geeigneter Elektronenakzeptoren<br />
Bitumen unter anaeroben Bedingungen abgebaut werden kann.<br />
- 62-
~<br />
akzeptor - N0 - SO 2- Fe 3 +<br />
3<br />
Inokulum<br />
- - - - a)<br />
--<br />
b)<br />
- - - -<br />
nicht adaptierte - + + + a)<br />
Mischkultur (I) + - - + b)<br />
an Kohlehydrate - + + + a)<br />
adaptierte Kultur (11) - - - - b)<br />
an Bitumen (+) + + + a)<br />
adaptierte Kultur (111) + - + + b)<br />
Mischung von (+) + + + a)<br />
I + 11 + 111 - + + + b)<br />
4<br />
Tab. 8: Anaerober Abbau von Bitumen in Abwesenheit und Gegenwart von<br />
Elektronenakzeptoren.<br />
Die Versuchsansätze werden unter optimalen Bedingungen kultiviert.<br />
Temperatur 35° C, pR 7.2, Rührdrehzahl 160 U / Min., Gasphase:<br />
Helium (Kap. 2.3.2). Jeder Ansatz enthält 24 g Bitumen, was einer<br />
suspendierten Bitumenoberfläche von ca. 0.8 m 2 entspricht. Als<br />
Indikatoren für mikrobielle Aktivität dienen die Stoffwechselendprodukte<br />
Kohlendioxid (a) und Methan (b).<br />
- : keine Gasproduktion feststellbar<br />
(+): Spuren von Gasproduktion feststellbar, nicht quantifizierbar<br />
+ : Gasproduktion feststellbar, quantifizierbar<br />
Fehlen Elektronenakzeptoren, ist die biologische Aktivität, gemessen als<br />
produzierte Menge Kohlendioxid, äusserst gering. Es ist jedoch zu bedenken,<br />
dass nicht alle Gärungsprozesse Kohlendioxid freisetzen, sondern unter<br />
Umständen alle Reduktionsäquivalente in Form von gelösten organischen<br />
Komponenten ins Medium ausscheiden (Kap. 3.3.2). Gelöste organische<br />
- 63 -
Kohlenstoffverbindungen können in unserem Kultivationssystem jedoch nicht<br />
quantifiziert werden (Kap. 3.3.1). Trotzdem nehmen wir an, dass der<br />
mikrobielle Abbau von Bitumen durch Gärungsprozesse relativ klein ist.<br />
Im Vergleich zur Produktion von Kohlendioxid ist die Methanbildung sehr<br />
gering. In keinem Versuchsansatz wird während der vorgegebenen Kultivationsdauer<br />
mehr als 1 ml Methan gebildet. Ein möglicher Grund könnte darin<br />
liegen, dass unter den vorgegebenen Bedingungen äusserst geringe Mengen<br />
von Stoffwechsel produkten anfallen, welche von einer methanogenen Mikroflora<br />
als Substrate verwertet werden können.<br />
Die produzierten Mengen Kohlendioxid in den unterschiedlichen Versuchsansätzen<br />
werden in Abb. 23 aufgezeigt. Die grässte mikrobielle Aktivität<br />
entwickelt die Kultur, welche mit Mikroorganismen beimpft wird, die auf<br />
Kohlehydraten angereichert wurden. Die Versuchsansätze, die mit einer auf<br />
Bitumen angereicherten Mischkultur oder mit Mikroorganismen aus Komposterde<br />
inokuliert werden, produzieren bedeutend weniger Kohlendioxid.<br />
Dieser Befund dürfte weniger auf eine unterschiedliche Fähigkeit der<br />
verschiedenen Mischkulturen Bitumen abzubauen, zurückzuführen sein,<br />
sondern vielmehr auf die Anzahl Mikroorganismen, die mit dem Inokulum in<br />
den Versuchsansatz eingebracht werden. Die mit Kohlehydraten angereicherte<br />
Kultur entstammt einer Versuchsanlage, in der die Organismen kontinuierlich<br />
mit Substrat versorgt werden (Da Pra 1987). Da Mikroorganismen mit<br />
Kohlehydraten als Substrat schnell zu wachsen vermögen, enthält das dieser<br />
Versuchsanlage entnommene Inokulum eine beträchtliche Anzahl<br />
Mikroorganismen. Im Gegensatz dazu erfolgt mikrobielles Wachstum mit<br />
Bitumen als Substrat nur sehr langsam. Ein gleiches Volumen Impfmaterial aus<br />
einer Bitumen-Anreicherungskultur dürfte somit eine viel geringere Zahl<br />
anaerober Organismen enthalten. Im Vergleich zu den aeroben Kulturen<br />
weisen die Mikroorganismen unter anaeroben Bedingungen eine sehr geringe<br />
Wachstumsrate auf. Ausgehend von einer kleinen Zellzahl dürfte die vorgegebene<br />
Kultivationsdauer nicht ausgereicht haben, um die suspendierte<br />
Bitumenoberfläche vollständig zu besiedeln. Ob nach genügend langer Zeit die<br />
unterschiedliche Zellzahlen enthaltenden Kulturen eine in etwa gleiche mikrobielle<br />
Aktivität zeigen würden, kann unter den gegebenen Bedingungen nicht<br />
abgeklärt werden.<br />
- 64-
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
NO,-<br />
10<br />
o<br />
A B c D<br />
Abb. 23: Kohlendioxid-Produktion in anaeroben Versuchsansätzen mit Bitumen<br />
als Substrat.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 35° C, pR 7.2, Rührdrehzahl<br />
160 U / Min., Gasphase: Helium. Jeder Ansatz enthält 24 g Bitumen,<br />
was einer suspendierten Bitumenoberfläche von ca. 0.8 m 2 entspricht.<br />
Die Kultivation dauert zwei Monate ..<br />
Angegeben ist die Gesamtproduktion von Kohlendioxid in Anwesenheit<br />
unterschiedlicher Elektronenakzeptoren. Die nicht punktierte<br />
Fläche entspricht der Kohlendioxid-Produktion der Kontrollen ohne<br />
Bitumen, die punktierte Fläche derjenigen aus der Umwandlung von<br />
Bitumen. Die Mischkulturen 11 und III wurden unter anaeroben<br />
Bedingungen auf den entsprechenden Substraten angereichert (Kap.<br />
2.2).<br />
A: nicht adaptierte Mischkultur, isoliert aus Komposterde (I)<br />
B: an Kohlehydrate adaptierte, anaerobe Mischkultur (11)<br />
C: an Bitumen adaptierte, anaerobe Mischkultur (111)<br />
D: Mischung von I + II + III<br />
- 65 -
Nach ca. viermonatiger Kultivationsdauer sind in den Versuchsansätzen oft<br />
Aenderungen der Grössenverteilung der suspendierten Bitumen-Partikel zu<br />
beobachten. In der Mehrzahl der Ansätze tritt durch Zusammenfliessen von<br />
Partikeln eine Oberflächenreduktion ein. Die mikrobielle Aktivität der<br />
Mikrofloren kann dann nur noch schlecht miteinander verglichen werden.<br />
Diese Aenderungen der Partikel-Grössenverteilung könnten auf organische<br />
Komponenten zurückzuführen sein, die von den Organismen ins Medium<br />
ausgeschieden werden. Nach mehrmonatiger Kultivation scheint deren Konzentration<br />
auszureichen, um signifikante Verschiebungen in der Grössenverteilung<br />
zu bewirken. Vergleicht man die CO 2<br />
- Produktion unserer Versuchsansätze<br />
mit Werten aus der Literatur (Kap. 4.3), darf angenommen werden,<br />
dass die mikrobielle Aktivität im Verlaufe der Zeit noch etwas ansteigt.<br />
Kulturen, welche eine Mischung der drei Impfmaterialien enthalten, zeigen im<br />
Vergleich mit Ansätzen, denen auf Kohlehydraten angereichertes Impfmaterial<br />
zugegeben wird, eine deutlich geringere mikrobielle Aktivität. Dies dürfte<br />
ebenfalls auf eine geringere aktive Biomasse zurückzuführen sein. Da allen<br />
Ansätzen ein gleiches Volumen Inokulum zugegeben wird, setzt sich das<br />
Misch-Inokulum aus je ca. 33 % der Biomasse der einzelnen Inokuli<br />
zusammen. Diese Kulturen werden somit mit einer gesamthaft geringeren<br />
Anfangszellzahl gestartet.<br />
In Gegenwart der Elektronenakzeptoren Nitrat und Sulfat findet sich in allen<br />
Versuchsansätzen eine vergleichbare Menge Kohlendioxid. Eine Ausnahme<br />
bildet die Kultur, welcher auf Bitumen angereichertes Impfmaterial zugegeben<br />
wird. Sie zeigt mit Sulfat als Elektronenakzeptor die grösste mikrobielle<br />
Aktivität. Der Grund liegt darin, dass in der Anreicherungskultur<br />
Ammoniumsulfat (5 mM) als Stickstoff- und Schwefelquelle diente. Unter<br />
diesen Bedingungen scheinen vorwiegend Sulfatreduzenten angereichert<br />
worden zu sein. Eisenhydroxid als Elektronenakzeptor stimuliert in allen Versuchsansätzen<br />
mikrobielles Wachstum. Die Bildung von Kohlendioxid liegt<br />
jedoch unter derjenigen der Sulfat- und Nitratatmung.<br />
Für die Erstellung der Kohlenstoff-Bilanz des anaeroben Abbaus von Bitumen<br />
wäre es von V orteil, wenn auch die von Mikroorganismen ins Medium<br />
ausgeschiedenen organischen Verbindungen erfasst werden könnten. Unter den<br />
vorgegebenen Kultivationsbedingungen werden jedoch beträchtliche Mengen<br />
gelöster organischer Komponenten an der gesamthaft grossen Oberfläche<br />
suspendierter Partikel adsorbiert (Tab. 9).<br />
- 66-
~ - N0 - SO 2-<br />
zeptor 3 4<br />
Inokulum KA KE D KA KE D KA KE D<br />
oB 15 15 0 10 11 1 15 20 5<br />
°<br />
mB 20 15 -5 20 11 -9 21 12 -9<br />
D 5 0 -5 10 1 -9 1 -13 -14<br />
oB 10 70 60 11 61 51 11 68 57<br />
I mB 36 32 -4 26 47 21 46 25 -21<br />
D 26 -38 -64 15 -14 -29 35 -43 -78<br />
oB 115 28 -87 89 41 -48 78 36 -42<br />
11 mB 82 19 -63 34 42 8 155 25 -130<br />
D -33 -9 24 -55 1 56 77 11 -88<br />
oB 8 28 20 8 36 28 20 23 3<br />
m mB 22 10 -12 23 37 14 35 14 -21<br />
D 14 -18 -32 15 1 -14 15 -9 -24<br />
oB nb nb - 27 73 46 32 62 30<br />
1+11+111 mB nb nb - 36 51 14 75 25 -50<br />
D - - - 9 -22 -32 43 -37 -80<br />
Tab. 9: Freisetzung von gelösten organischen Kohlenstoffverbindungen verschiedener<br />
anaerober Mischkulturen in Anwesenheit unterschiedlicher<br />
Elektronenakzeptoren.<br />
Kultivationsbedingungen: Temperatur 35° C, pR 7.2, Rührdrehzahl<br />
160 U / Min., Gasphase: Helium. Ein Versuchsansatz enthält 24 g<br />
Bitumen, was einer suspendierten Bitumenoberfläche von ca. 0.8 m 2<br />
entspricht. Die Kultivation dauert zwei Monate. Die Mischkulturen 11<br />
und 111 wurden unter anaeroben Bedingungen auf den entsprechenden<br />
Substraten angereichert. Die Menge gelöster organischer Kohlenstoffverbindungen<br />
ist angegeben in mg / 1.<br />
0: Kontrolle ohne Beimpfung<br />
I: nicht adaptierte Mischkultur, isoliert aus Komposterde<br />
II: an Kohlehydrate adaptierte Kultur<br />
III: an Bitumen adaptierte Kultur<br />
KA: Kultivationsanfang / KE: Kultivationsende<br />
oB: Versuchsansatz ohne Bitumen / mB: Versuchsansatz mit Bitumen<br />
nb: nicht bestimmt<br />
D: Differenz, KE - KA resp. mB - oB<br />
- 67-
Mit dem auf Kohlehydraten angereicherten Impfmaterial werden beträchtliche<br />
Mengen organisches Material in einen Versuchsansatz eingebracht. Nach<br />
Zugabe von Bitumen vermindert sich die Gesamtmenge gelöster organischer<br />
Kohlenstoffverbindungen sofort deutlich. Im Gegensatz dazu zeigt die Kultur,<br />
welche Sulfat als Elektronenakzeptor enthält, nach Zugabe von Bitumen einen<br />
grösseren Anteil gelöster organischer Stoffe im Medium. Ein möglicher Grund<br />
könnte in unterschiedlichen Oberflächenladungsverhältnissen in Gegenwart<br />
von Sulfat liegen, was Aenderungen der Adsorptionseigenschaften der Partikel<br />
zur Folge hätte. Kulturen, denen als Impfmaterial Komposterde zugegeben<br />
wird, zeigen nach zweimonatiger Kultivationsdauer in Abwesenheit von<br />
Bitumen einen deutlichen Anstieg gelöster organischer Verbindungen im<br />
Medium. Da die mikrobielle Aktivität dieser Kulturen anderseits sehr gering ist<br />
(siehe Abb. 21), ist die Zunahme kaum auf mikrobielle Stoffwechselprodukte<br />
zurückzuführen. Es dürfte sich vielmehr um Stoffe handeln, die in dieser Zeit<br />
aus den mit dem Impfmaterial eingebrachten Bodenpartikeln ausgewaschen<br />
werden (z. B. Huminsäuren). In Gegenwart von Bitumen zeigen solche<br />
Versuchsansätze am Ende der Kultivation einen signifikant geringeren Anteil<br />
gelöster organischer Stoffe als zu Beginn. Generell ist zu beobachten, dass mit<br />
der Zeit gelöste organische Komponenten aus dem Medium verschwinden.<br />
Alle diskutierten Befunde sind erklärbar unter der Annahme, dass an den<br />
Oberflächen der suspendierten Bitumen- und Bentonitpartikel beträchtliche<br />
Mengen organischer Stoffe adsorbiert werden. In den verschiedenen<br />
Versuchsansätzen werden jeweils Mengen von 2 - 20 mg gelöster organischer<br />
Verbindungen durch Adsorptionsphänomene aus dem Medium entfernt. Eine<br />
quantitative Erfassung von Kohlenstoffverbindungen, die durch Mikroorganismen<br />
ins Medium abgegeben werden, ist unter diesen Bedingungen nicht<br />
möglich.<br />
- 68 -
3.3.2. Quantifizierung des anaeroben Abbaus von Bitumen<br />
Unter anaeroben Bedingungen kann Substrat-Kohlenstoff letztlich umgesetzt<br />
werden zu Biomasse, Kohlendioxid und Methan, dazu kommen allenfalls<br />
organische Komponenten, welche von den Organismen ins Medium abgegeben<br />
werden (Abb. 24).<br />
BIOMASSE J<br />
SUBSTRAT-<br />
KOHLENSTOFF<br />
biologische ~ KOHLENDIOXID<br />
Aktivität ~ METHAN<br />
GELOESTE ORGANISCHE<br />
KOHLENSTOFFVERBINDUNGEN<br />
Abb. 24: Schematische Darstellung der mikrobiellen Umsetzungen von Substrat-Kohlenstoff<br />
unter anaeroben Bedingungen.<br />
Da unter den gegebenen Kultivationsbedingungen nur die gasförmig anfallenden<br />
Stoffwechselendprodukte Kohlendioxid und Methan quantitativ erfasst<br />
werden, stellt sich analog zum Abbau unter aeroben Bedingungen die Frage,<br />
welchem prozentualen Anteil des metabolisierten Substrat-Kohlenstoffs die<br />
beiden Gase entsprechen.<br />
Aus den Stoffwechselendprodukten der vollständigen aeroben Atmung kann<br />
durch weitere Oxidation keine Energie mehr freigesetzt werden. Im Gegensatz<br />
dazu entstehen bei allen anaeroben Abbauprozessen immer energiehaltige<br />
Endprodukte (Tab. 10). Durch Nitratatmung bei Denitrifikation kann sich ein<br />
Mikroorganismus ungefähr gleich viel der im Substrat gespeicherten Energie<br />
für Lebensvorgänge nutzbar machen, wie dies bei Oxidation des Substrates in<br />
Anwesenheit von Luftsauerstoff möglich wäre. Dies erlaubt uns, die für den<br />
aeroben Abbau angegebenen Verhältnisse mehr oder weniger auf diesen Fall<br />
zu übertragen: Durch Oxidation von 30 - 60 % des Substrates Bitumen kann<br />
soviel Energie nutzbar gemacht werden, dass 40 - 70 % des Substrates in<br />
Biomasse umgewandelt werden können. Im Falle der Nitratatmung bei<br />
Ammonifikation wird nur ca. 65 % der Energie des metabolisierten Substrates<br />
von Organismen genutzt.<br />
- 69-
Energie in Hauptsächliche<br />
Mikrobieller Prozess Produkten energiehaltige<br />
[%] Endprodukte<br />
Aerobe Atmung 0<br />
Nitrat-Atmung bei Denitrifikation 5<br />
Nitrat-Atmung bei Ammonifikation 35 NH 4<br />
Sulfat -Atmung (vollständig) 80 H 2<br />
S<br />
Sulfat-Atmung (unvollständig) 82 H 2<br />
S, niedere Fettsäuren<br />
Eisen-Atmung 83 Fe 2 +<br />
Methanfermentation 83 CH 4<br />
Gemischte Fermentation 87 v. a. niedere Fettsäuren<br />
und Alkohole<br />
Tab. 10: Energiegehalt von Stoffwechselendprodukten aus anaeroben Abbauprozessen.<br />
Der Energiewert, der durch vollständige Oxidation eines Substrates<br />
in Anwesenheit von Luftsauerstoff freigesetzt werden kann, wird als<br />
100 % gesetzt. Dementsprechend enthalten die Stoffwechselendprodukte<br />
CO 2<br />
und H 2<br />
0 aus der aeroben Atmung keine nutzbare Energie<br />
mehr (0 %). Die Energiegehalte von Produkten unterschiedlicher<br />
anaerober Abbauwege sind berechnet nach Hanselmann (1986).<br />
Um eine gleiche Menge an Biomasse zu synthetisieren, wie dies unter aeroben<br />
oder denitrifizierenden Bedingungen stattfinden würde, müsste ca. 35 % mehr<br />
Substrat umgesetzt werden. Bei anaerober Atmung mit Sulfat oder Eisen als<br />
Elektronenakzeptor wird so gar 5 - 6 mal so viel Substrat für den Energiestoffwechsel<br />
benötigt. Bezogen auf eine bestimmte Menge Substrat liefert<br />
der Gärungsstoffwechsel am wenigsten Energie. Durch Oxidation intramolekularer<br />
Substrat-Spaltprodukte kann nur ca. 10 - 15 % des Substrat-Energiegehaltes<br />
für biologische Aktivität gewonnen werden. Allgemein kann man<br />
-70 -
sagen, dass unter anaeroben Bedingungen pro Menge metabolisierten<br />
Substrates weniger Energie freigesetzt wird, als dies bei aerobem Abbau der<br />
Fall wäre. Daher muss für den Aufbau und die Erhaltung einer gleichen Menge<br />
Biomasse mehr Substrat oxidiert werden.<br />
Bitumenabbau ist sowohl mit Nitrat als auch Sulfat und Eisen als<br />
Elektronenakzeptor möglich (Kap. 3.3.1). Um den anaeroben Abbau von<br />
Bitumen mit der mikrobiellen Aktivität unter aeroben Verhältnissen vergleichen<br />
zu können, werden den Berechnungen ebenfalls Werte zugrunde gelegt,<br />
die unter optimalen Bedingungen ermittelt werden. Da im Falle der Nitrat<br />
Atmung bei Denitrifikation die aus dem Katabolismus resultierende Energieausbeute<br />
für den Organismus am günstigsten ausfällt (siehe Tab. 10), wird<br />
der mikrobielle Bitumenabbau für diesen Abbauweg bestimmt. Die Ermittlung<br />
der Abbaurate für diesen Stoffwechselweg bringt zudem den Vorteil mit sich,<br />
dass der prozentuale Anteil der gasförmigen Stoffwechselendprodukte am<br />
Substrat-Kohlenstoff mit dem für aerobe Verhältnisse bestimmten Wert von ca.<br />
30 - 60 % verglichen werden kann (Kap. 3.2.3). Ein weiterer Vorteil ist darin<br />
zu sehen, dass bei Nitrat-Atmung zur Hauptsache Kohlendioxid als kohlenstoffhaltiges<br />
Endprodukt des Energiestoffwechsels in Erscheinung tritt. Durch<br />
Messung dieses Gases hat man somit den grössten Teil kohlenstoffhaltiger<br />
Stoffwechselendprodukte erfasst. (Als Gegensatz dazu sei die Homoacetatfermentation<br />
elW ähnt , wo oder gesamte, dem Energiestoffwechsel zugeführte<br />
Substrat-Kohlenstoff in Form von Acetat ins Medium ausgeschieden wird.)<br />
Diese Tatsache ist für eine Quantifizierung mikrobieller Aktivität in unseren<br />
Kultivationssystemen von grosser Wichtigkeit, da wir im Medium gelöste<br />
organische Kohlenstoffverbindungen nicht quantitativ erfassen können (Kap.<br />
3.3.1 ).<br />
Ob alternative anaerobe Abbauwege (Sulfat-Atmung, Eisen-Atmung, etc.)<br />
einen geringeren oder erhöhten Abbau von Bitumen zur Folge hätten, ist<br />
schwierig abzuschätzen. Es wird zwar pro Menge metabolisierten Substrates<br />
weniger Biomasse synthetisiert. Eine an Zahl geringere Mikroflora kann jedoch<br />
vergleichbare Mengen Substrat verbrauchen um ihren Energiebedarf zu<br />
decken. Es darf auch nicht ausser Acht gelassen werden, dass aus einer<br />
Vielzahl anaerober Abbauprozesse organische Kohlenstoffverbindungen ins<br />
Medium ausgeschieden werden, welche die Intergrität der Bitumenmatrix auf<br />
indirektem Weg beeinträchtigen können.<br />
-71 -
Für die Quantifizierung können die im Vergleich mit der Kohlendioxidproduktion<br />
äusserst geringen Mengen gebildeten Methans vernachlässigt<br />
werden (Kap. 3.3.1). Das Vorhandensein von Methan in den Versuchsansätzen<br />
ist aber insofern von Bedeutung, als durch dessen Anwesenheit strikte<br />
anaerobe Bedingungen in den Versuchsansätzen als erwiesen gelten dürfen.<br />
Da während der vorgegebenen Kultivationsdauer das mikrobielle Wachstum<br />
nicht ausgereicht haben dürfte, um die suspendierte Bitumenoberfläche<br />
vollständig zu besiedeln (Kap. 3.3.1), ist anzunehmen, dass die mikrobielle<br />
Aktivität mit der Zeit noch ansteigt. Vergleiche mit Werten aus der Literatur<br />
bestätigen diese Vermutung (Kap. 4.3). Wir ennitteln daher den anaeroben<br />
Abbau mit Bitumen als Substrat ausgehend von den Versuchsansätzen mit der<br />
grössten mikrobiellen Aktivität.<br />
Zusammenfassend schliessen wir, dass unter anaeroben Bedingungen bei einer<br />
vorgegebenen Substratoberfläche von ca. 1 m 2 in einem Jahr ungefahr 0.4 g<br />
Bitumen abgebaut werden. Dies entspricht einer Kohlendioxidproduktion von<br />
ca. 0.25 1 pro Jahr. Dagegen ist die produzierte Menge Methan vemachlässigbar<br />
gering. Unter anaeroben Bedingungen können neben Kohlendioxid<br />
und Methan allerdings noch andere Gase gebildet werden. Je nach den<br />
ablaufenden Abbauprozessen können Mikroorganismen zusätzlich Wasserstoff,<br />
Stickstoff, oder Schwefelwasserstoff produzieren. Wasserstoff kann in keinem<br />
unserer Versuchsansätze nachgewiesen werden. Stickstoff und Schwefelwasserstoff<br />
finden sich in denjenigen Kulturen, welchen Nitrat oder Sulfat als<br />
Elektronenakzeptor zugegeben wird.<br />
Die Zuverlässigkeit der Angabe des anaeroben Bitumenabbaus hängt von<br />
verschiedenen Faktoren ab. Einerseits von der Genauigkeit, mit welcher das<br />
mikrobiell produzierte Kohlendioxid gemessen werden kann, andererseits von<br />
der Abschätzung, welchem prozentualen Substrat-Kohlenstoffanteil das<br />
freigesetzte Kohlendioxid entspricht.<br />
Die Abschätzung des Kohlenstoffanteils erfolgt für den Fall der Nitrat-Atmung<br />
bei Denitrifikation. Somit kann der für den aeroben Abbau diskutierte Wert für<br />
die Genauigkeit dieser Annahme von ca. ± 15 % übernommen werden (Kap.<br />
3.2.3).<br />
-72 -
Die Quantifizierung des mikrobiell produzierten Kohlendioxids basiert auf der<br />
Erfassung mehrerer Messgrössen. Ein relativ bedeutender Unsicherheitsfaktor<br />
zeigt sich beim Vergleich der Gasmessung doppelt geführter Versuchsansätze.<br />
Die Werte streuen durchschnittlich 1 - 20 % um den gebildeten Mittelwert. Da<br />
die gaschromatographisch ermittelte Kohlendioxid-Konzentration in Bezug<br />
zum Gesamtgasvolumen des Versuchsansatzes gesetzt werden muss (Kap.<br />
2.5.3), hängt die Genauigkeit im weiteren von einer exakten Bestimmung des<br />
totalen Gasvolumens ab. Unter Berücksichtigung aller möglichen<br />
Fehlerquellen, die bei der Ermittlung der einzelnen Grössen in Betracht zu<br />
ziehen sind, beispielsweise Gasverlust beim Einstechen des Manometers in die<br />
Butyl-Kautschuk-Membran des Kultivationsgefässes, Ungenauigkeiten beim<br />
Extrapolieren des gelösten Gasanteils aus Literaturwerten, ete., dürfte das<br />
Gesamtgasvolumen mit einer Genauigkeit von ca. 5 - 10 % ermittelt werden<br />
können. Der Fehler bei der Quantifizierung des in Form von Hydrogencarbonat<br />
im Medium verbleibenden Kohlendioxids beträgt ca. + 5 - 10 %. Die<br />
Ungenauigkeit ist vor allem auf eine beschränkte Messgenauigkeit bei der<br />
Ermittlung des pR-Wertes des Mediums zurückzuführen. Zusammenfassend<br />
kann der mikrobielle Abbau von Bitumen unter anaeroben Bedingungen mit<br />
einer Genauigkeit von ca. ± 50 % angegeben werden.<br />
Nicht abschätzbar ist der Fehler, mit dem die Kohlenstoff-Bilanz behaftet wird,<br />
durch Vemachlässigung der gelösten organischen Kohlenstoff-Verbindungen.<br />
Im Falle der Nitrat-Atmung, welche mit der aeroben Atmung verglichen<br />
werden kann, dürfte es sich jedoch um einen äusserst geringen Anteil handeln.<br />
Unter Berücksichtigung der abgeschätzten Genauigkeit von ca. ± 50 %, mit<br />
welcher das ermittelte Resultat betrachtet werden kann, beträgt der mikrobielle<br />
Abbau von Bitumen unter anaeroben Bedingungen bei einer Substratoberfläche<br />
von 1 m 2 ca. 0.2 - 0.6 g Bitumen pro Jahr. Dies entspricht einer CO 2<br />
-<br />
Produktion von ungefähr 0.15 - 0.45 I pro Jahr. Verglichen mit dem aeroben<br />
Abbau, bei welchem in einem Jahr bezogen auf 1 m 2 Oberfläche ca. 20 - 50 g<br />
Bitumen metabolisiert werden, ergibt sich unter anaeroben Bedingungen damit<br />
eine ca. 100 mal geringere Abbaurate.<br />
-73 -
4. INTERPRETATION UND EXTRAPOLATION DER MIKROBIELLEN<br />
ABBAURATEN VON BITUMEN<br />
4.1. Interpretation der Resultate<br />
In einem Endlager ist mit Sicherheit mit mikrobieller Aktivität zu rechnen. Das<br />
V orhandensein autochthoner Species und die Einschleppung· von Mikroorganismen<br />
in Kavernen und Bohrlöcher wurde vielfach nachgewiesen<br />
(Christophi et al. 1983, Bachofen und Lüscher 1984, West et al. 1985, West<br />
und Grogan 1986). Da Bitumen abbauende Mikroorganismen offensichtlich<br />
ubiquitär sind (Kap. 3.2.2.3 und 3.3.1), darf die Anwesenheit einer Bitumen<br />
abbauenden Mikroflora im Endlager als sicher gelten.<br />
Der mikrobielle Abbau von Bitumen wird im wesentlichen bestimmt durch die<br />
vorherrschenden Umgebungsbedingungen. Die Milieufaktoren in einem<br />
Endlager sind jedoch nicht genau bekannt (Elektrowatt 1985). Es darf aber<br />
angenommen werden, dass die dort vorherrschenden Verhältnisse bezüglich<br />
Temperatur, Strahlungsintensität, etc. mikrobiologische Aktivität nicht<br />
ausschliessen. Lediglich die hohen pR-Werte durch die Gegenwart von<br />
Zement und Beton werden für mikrobielles Leben als ungünstig betrachtet<br />
(Elektrowatt 1985). Sie sind jedoch kein Grund, mikrobielle Aktivität<br />
auszuschliessen. Roffey et al. (1987) berichten über mikrobiellen<br />
Kohlenwasserstoffabbau bis zu pR-Werten von 12. In ihren Untersuchungen<br />
zum Abbau von Bitumen finden sie mikrobielle Aktivität bei pR-Werten über<br />
10. Bath et al. (1987) beschreiben mikrobielle Aktivitäten in extrem<br />
alkalischen Quellen, welche als natürliche Analoga der Zementporenwässer des<br />
Endlager-Nahfeldes betrachtet werden können. Dass mikrobielles Leben unter<br />
extremsten Bedingungen auch bezüglich Temperatur, Druck, Salinität, etc.,<br />
möglich ist, wurde mehrfach daraufhingewiesen (West et al. 1982, Bachofen<br />
1986, Stetter et al. 1986, Troper und Galinski 1986).<br />
Auch wenn Umgebungsbedingungen für ein Endlager angegeben werden<br />
könnten, wäre es schwierig, diese den experimentellen Untersuchungen<br />
zugrunde zu legen, da die Bedingungen innerhalb des Endlagers von Ort zu Ort<br />
verschieden sein können und sich überdies auch im Verlaufe der Zeit ändern.<br />
-74 -
Trotz dieser Unsicherheit muss eine Risikoabschätzung vorgenommen werden<br />
können. Es wird daher vorgeschlagen, das Verhalten einzelner Systemkomponenten<br />
mit einfachen konservativen Modellen zu beschreiben (N ag ra<br />
Projektbericht Gewähr 1985b). Durch die Annahme optimaler Umgebungsbedingungen<br />
für mikrobielle Aktivität wird dieser Anforderung entsprochen<br />
(Kap. 1.3). Die ermittelten Resultate können als konservative Eingangsdaten in<br />
ein Modell eingebracht werden.<br />
Von besonderer Bedeutung für die Beurteilung der Langzeitstabilität eines<br />
Materials ist die An- oder Abwesenheit von molekularem Sauerstoff, da unter<br />
aeroben Bedingungen erheblich grössere mikrobielle Aktivitäten zu elWarten<br />
sind. Da auch in bezug zu diesem Parameter keine genauen Angaben gemacht<br />
werden können, wird generell angenommen, dass in der ersten Zeit nach<br />
Verschluss des Endlagers aerobe Bedingungen vorherrschen werden. Durch<br />
mikrobielle Aktivität und Korrosionsprozesse wird der verfügbare Sauerstoff<br />
langsam aufgebraucht, und es werden sich zunehmend anaerobe Verhältnisse<br />
einstellen (<strong>Nagra</strong> Projektbericht Gewähr 1985a). Wiborgh et al. (1986)<br />
postulieren aufgrund von Modellrechnungen eine Zeit von 1 - 5 Jahren, bis der<br />
vorhandene Sauerstoff aufgebraucht ist. Unter der Annahme, dass der<br />
Sauerstoff in dieser kurzen Zeit aufgebraucht ist und dass später kein neuer<br />
Sauerstoff in das Endlager eindringen kann, ist für die Beurteilung der<br />
Langzeitstabilität von Bitumen vor allem die unter anaeroben Bedingungen<br />
ermittelte Abbaurate relevant. Da für diese Annahme jedoch keine absolute<br />
Gewähr besteht, sollten auch die Abbauraten unter aeroben Bedingungen<br />
bekannt sein.<br />
In welchem Ausmass Bitumen als Substrat- und Energiequelle von<br />
Mikroorganismen genutzt werden kann, wird von seinem physikalischen<br />
Zustand und seiner Zusammensetzung bestimmt. Ait und Pedersen (1984)<br />
zeigen einen bevorzugten Abbau von Maltenen (v.a. gesättigte, langkettige und<br />
verzweigte Kohlenwasserstoffe). Dies deutet darauf hin, dass Bitumen vorerst<br />
nur partiell metabolisiert wird. Der Befund stimmt überein mit Erkenntnissen<br />
aus dem Abbau von Kohlenwasserstoffen. Niedermolekulare Verbindungen<br />
werden bevorzugt abgebaut. Moleküle mit aromatischen Eigenschaften und<br />
Kettenverzweigungen werden erschwert abgebaut. Diese selektive Metabolisierung<br />
von Bitumenkomponenten dürfte eine erhöhte Beeinträchtigung der<br />
Matrixintegrität zur Folge haben.<br />
-75 -
Entscheidend für die Geschwindigkeit des Bitumenabbaus ist die für Mikroorganismen<br />
zugängliche Oberfläche. Veränderungen, die eine Vergrösserung<br />
der Oberfläche zur Folge haben, zum Beispiel Rissbildungen, hervorgerufen<br />
durch Gasbildung oder Quellung von Ionentauscherharzen (Peltonen und<br />
Niemi 1983), führen zu einem grösseren Substratangebot und dementsprechend<br />
zu einer erhöhten mikrobiellen Aktivität. Oberflächenvergrössemde Effekte<br />
könnten auch durch Detergenzien, welche von Mikroorganismen ausgeschieden<br />
werden, oder durch organische Stoffe in der Umgebung oder im<br />
Abfallgebinde, hervorgerufen werden.<br />
Der radioaktive Abfall wird mit Bitumen vermischt und in einen Stahlbehälter<br />
eingegossen. Die Mischverhältnisse variieren je nach der AbfaUart, welche mit<br />
Bitumen immobilisiert wird von 30 : 70 bis 44 : 56 (Elektrowatt 1985). Wird<br />
ein Bitumen-AbfaU-Gemisch mit einem durchschnittlichen Mischungsverhältnis<br />
von 60 : 40 in einen Standard-Stahlbehälter mit einer Höhe von<br />
0.893 m und einem Durchmesser von 0.606 m (<strong>Nagra</strong> Gebinde Katalog 1987)<br />
eingegossen, ergibt sich unter Annahme eines homogenen Gemisches eine<br />
Bitumenoberfläche des AbfaUgebindes von ca. 1.4 m 2. Wenn die Matrix intakt<br />
ist, also keine innere Oberfläche aufweist, erfolgt unter aeroben Bedingungen<br />
ein mikrobieller Abbau pro Abfallgebinde von ca. 30 - 70 g Bitumen in<br />
einem Jahr, während unter anaeroben Verhältnissen in der selben Zeit mit<br />
einem ungefähr 100 mal geringeren Abbau von ca. 0.3 - 0.8 g Bitumen zu<br />
rechnen ist. Bei einer Gesamtmenge gelagerten Bitumens von 3' 400 Tonnen<br />
ergibt dies in einem Jahr einen maximalen Bitumenabbau von ca. l' 000 -<br />
2'400 kg unter aeroben und ca. 10 - 27 kg unter anaeroben Bedingungen. Bei<br />
diesen Abbauraten errechnet sich bezogen auf die Gesamtmenge gelagerten<br />
Bitumens unter aeroben Bedingungen eine Kohlendioxidfreisetzung von ca.<br />
700 - 2'000 m 3 in einem Jahr. Unter anaeroben Bedingungen dürften in<br />
derselben Zeit ungefähr 7 - 20 m 3 Kohlendioxid freigesetzt werden. Bei den im<br />
Endlager herrschenden pH-Bedingungen von 10 - 13 (<strong>Nagra</strong> Projektbericht<br />
Gewähr 1985a) würde ein Grossteil des produzierten Kohlendioxids in Form<br />
von Hydrogencarbonat in der wässrigen Phase verbleiben. Damit verbunden<br />
wäre eine Erniedrigung des lokalen pH-Wertes, was mikrobielle Aktivität<br />
begünstigt.<br />
-76 -
4.2. Extrapolation der mikrobiellen Abbauraten von Bitumen auf eine<br />
lange Zeit<br />
Die mikrobiellen Abbauraten von Bitumen wurden für die Dauer eines Jahres<br />
angegeben. Im Hinblick auf die Sicherheitsanalyse muss jedoch die Frage nach<br />
dem Verhalten des Materials während wesentlich längeren Zeiträumen beantwortet<br />
werden. Als Richtwert für die erforderliche Langzeitbeständigkeit<br />
von bituminierten Abfällen in einem Lager schwach- und mittelradioaktiver<br />
Abfälle werden 1 '000 - 10'000 Jahre angegeben (Elektrowatt 1985). Während<br />
einer Zeit von 1 '000 Jahren wird sich die Totalaktivität der Abfälle auf ca. 1 %<br />
der Anfangsaktivität reduzieren (Abb. 25).<br />
10"<br />
10'<br />
10' 10' 10"<br />
Zeit (Jahre)<br />
10" 10 7<br />
Abb. 25: Verlauf der Totalaktivität in einem Endlager schwach- und mittelradioaktiver<br />
Abfälle als Funktion der Zeit (<strong>Nagra</strong> Projektbericht<br />
Gewähr 1985a).<br />
Abfälle aus Medizin, Industrie und Forschung (MIF) , der Wiederaufarbeitung<br />
(W A), der Stillegung (SA) und Betriebsabfälle (BA).<br />
-77 -
Ausgehend von Laborexperimenten können Angaben zur Langzeitstabilität von<br />
Bitumen nur unter der Annahme gemacht werden, dass sich die den<br />
experimentellen Untersuchungen zugrunde gelegten Umgebungsbedingungen<br />
im Verlaufe der Zeit nicht verändern. Eine solche Annahme ist jedoch mit<br />
grosser Wahrscheinlichkeit nur beschränkt richtig. Zusammensetzung und<br />
Eigenschaften des Bitumen können durch Strahlungs- und Wärmeeinwirkung,<br />
innere und äussere Drucke, Auslaugung, Alterung, Einwirkung von<br />
chemischen Agenzien aus dem Abfallgebinde oder der Umgebung und nicht<br />
zuletzt durch mikrobielle Prozesse selbst, Aenderungen erfahren. Aenderungen<br />
der Umgebungsbedingungen Temperatur, pH, Redoxpotential, etc. sind<br />
ebenfalls wahrscheinlich. Selbst die Stoffwechseleigenschaften von Mikroorganismen<br />
können in Folge von Mutationen, verursacht durch eine erhöhte<br />
Strahlungsintensität im Endlager, andere Fonnen annehmen. Da die<br />
mikrobielle Aktivität das Resultat des Zusammenwirkens einer Vielzahl<br />
unterschiedlichster Faktoren darstellt, müssten zusätzlich antagonistische und<br />
synergistische Effekte in Betracht gezogen werden, wie beispielsweise ein<br />
Abbau von Bitumen durch Co-Metabolismus in Anwesenheit anderer<br />
organischer Kohlenstoffquellen oder Beeinträchtigung von dessen Integrität<br />
durch Ausscheidung von Tensiden aus der Metabolisierung anderer Substrate.<br />
Drucke könnten Risse in der Matrix verursachen, was in einem erhöhten<br />
mikrobiellen Abbau von Bitumen resultieren könnte. Möglich wäre aber auch<br />
eine Schädigung der Mikroflora durch Anhäufung toxischer Stoffe oder eine<br />
Verminderung der mikrobiellen Aktivität durch Abnahme essentieller<br />
Nährstoffe. In Anbetracht der genannten Gründe sind Extrapolationen von<br />
Daten, welche aus Laborexperimenten gewonnen werden, mit äusserster<br />
V orsicht zu interpretieren.<br />
Unter Anwendung des Aktualitätsprinzips ergibt sich bei linearer Extrapolation<br />
der ermittelten Abbauraten in 1 '000 Jahren ein anaerober Bitumenabbau von<br />
ca. 10 - 27 Tonnen. Dies entspricht einem Abbau von ungefähr 0.3 - 0.8 % des<br />
im Endlager vorhandenen Bitumens. Unter aeroben Bedingungen ergibt sich<br />
eine Metabolisierung von ca. 25 - 70 % des gelagerten Bitumens in der selben<br />
Zeit. Dieser Wert ist ebenfalls durch lineare Extrapolation der unter<br />
Laborbedingungen ermittelten Abbaurate hergeleitet. Die der Extrapolation<br />
zugrunde liegende Annahme eines unveränderten Bitumenabbaus dürfte jedoch<br />
in Anbetracht einer selektiven und sequentiellen Metabolisierung unterschiedlicher<br />
B itumenkom ponenten mit der Zeit nicht mehr stimmen. Dem extrapolierten<br />
Wert ist somit keine besondere Bedeutung beizumessen.<br />
-78 -
4.3. Vergleich der Resultate mit Daten anderer Arbeitsgruppen<br />
Es liegt eine Vielzahl von Arbeiten vor, in welchen ein mikrobieller Abbau von<br />
Bitumen nachgewiesen wird. Die meisten dieser Untersuchungen können<br />
jedoch nur schwer miteinander verglichen werden, da wichtige Parameter, wie<br />
beispielsweise das verwendete Bitumen oder bestimmte Umgebungsbedingungen,<br />
nicht spezifiziert werden, oder die Versuche unter sehr unterschiedlichen<br />
Bedingungen durchgeführt wurden (Kap. 1.3). Saubere Quantifizierungen<br />
fehlen weitgehend (Bachofen et al. 1984). Erst seit wenigen Jahren<br />
laufen in verschiedenen Laboratorien Untersuchungen mit dem Ziel, den<br />
mikrobiellen Abbau von Bitumen quantitativ zu erfassen, um daraus Angaben<br />
bezüglich der Eignung von Bitumen als Immobilisierungsmaterial für radioaktive<br />
Abfälle machen zu können.<br />
Ait und Pedersen (1984) untersuchen den mikrobiellen Abbau von Bitumen<br />
unter aeroben Bedingungen. Ein Trägermaterial mit definierter Oberfläche wird<br />
mit Bitumen beschichtet, in ein Mineralsalzmedium gegeben und mit einer<br />
Mischkultur, welche aus Boden gewonnen wird, beimpft. Die Kultivation<br />
erfolgt bei Zimmertemperatur in verschlossenen Gefässen, anfänglich<br />
Luftatmosphäre enthaltend. Unter den gegebenen Bedingungen extrapolieren<br />
sie einen Bitumenabbau von ca. 5 % in 1 '000 Jahren, bezogen auf ein<br />
Abfallgebinde von 0.2 m 3 Volumen. Sie vermuten jedoch, dass diese Rate zu<br />
gering veranschlagt ist, da durch Einwirkung unterschiedlichster Faktoren, wie<br />
beispielsweise Rissbildungen, Radiolyse, etc. die Oberfläche der Bitumenmatrix<br />
mit der Zeit ansteigen könnte.<br />
Barletta et al. (1986) quantifizieren den aeroben Abbau eines geblasenen<br />
Bitumen (Pioneer 221). Die Umgebungsbedingungen der Versuchsansätze<br />
werden nicht exakt spezifiziert. Bitumenstücke mit einer definierten Oberfläche<br />
werden in unterschiedliche Böden eingebracht. Als Mass für die mikrobielle<br />
Aktivität wird das produzierte Kohlendioxid gemessen. Ausgehend von diesen<br />
Bedingungen resultiert ein ca. 1 %-iger Bitumenabbau in 300 Jahren, bezogen<br />
auf ein Fass Bitumen von 0.2 m 3 Inhalt.<br />
In der Arbeit von Roffey et al. (1987) wird der Abbau von Bitumen unter<br />
aeroben und anaeroben Bedingungen untersucht. Die Art des verwendeten<br />
Bitumens wird nicht näher angegeben. Die Versuchsansätze werden mit einer<br />
Mischkultur beimpft und bei Zimmertemperatur im Dunkeln kultiviert. Für<br />
-79 -
aerobe Bedingungen wird ein Bitumenabbau von 7.2 - 18 mMol CO 2<br />
pro Jahr<br />
bei einer Bitumenoberfläche von 1 m 2 angegeben. Dieser Wert wird bei pH<br />
11.5 ermittelt. Unter optimalen Bedingungen, bei Vorhandensein anorganischer<br />
Nährstoffe im Medium und einem pH von 7.0, werden ca. 83 - 95 mMol CO 2<br />
pro Jahr und Quadratmeter Bitumenoberfläche produziert. Dies entspricht unter<br />
den angegebenen Bedingungen einer Kohlendioxid-Produktion von 140 - 400<br />
ml unter alkalischen und einer solchen von ca. 2 1 unter optimalen<br />
Bedingungen. Vergleicht man diese unter optimalen Bedingungen ermittelte<br />
Kohlendioxid-Produktion von ca. 2 1 pro m 2 und Jahr mit der in unseren<br />
Versuchsansätzen gemessenen Menge Kohlendioxid von ca. 20 1 pro m 2 und<br />
Jahr, ergibt sich ein Unterschied von ungefähr einer GrÖssenordnung. Dieser<br />
Unterschied dürfte vor allem auf einer unterschiedlichen Sauerstoffversorgung<br />
der Kulturen beruhen. Bei den Versuchsansätzen von Roffey et al. (1987)<br />
handelt es sich um verschlossene Kulturen mit einer Luftatmosphäre. Eine<br />
kontinuierliche Gasversorgung ist somit nicht möglich. Da die Kulturen zudem<br />
nicht geschüttelt werden, dürfte der Uebergang des Sauerstoffs von der Gas- in<br />
die wässrige Phase gering sein. Verglichen mit kontinuierlich begasten<br />
Kulturen in Bioreaktoren, in welchen durch Rühren ein erhöhter Massetransfer<br />
von Sauerstoff in die wässrige Phase stattfindet, sind die bezüglich der<br />
Gasversorgung geschlossenen Kulturen mit Sicherheit mangelhaft mit<br />
Sauerstoff versorgt, was eine entsprechend geringere mikrobielle Aktivität zur<br />
Folge hat. Ein weiteres Indiz dafür ist darin zu sehen, dass verschlossene<br />
Versuchsansätze unter aeroben und anaeroben Bedingungen nur geringfügige<br />
Unterschiede in der Menge produzierten Kohlendioxids aufweisen. Unter<br />
anaeroben Bedingungen ermitteln Roffey et al. (1987) eine mikrobielle Kohlendioxidproduktion<br />
von 13 - 18 mMol in einem Jahr, bezogen auf eine<br />
Bitumenoberfläche von 1 m 2 für alkalische und maximal 25 mM für optimale<br />
Bedingungen. Dies entspricht einer produzierten Menge CO 2<br />
von 300 - 400 ml<br />
unter alkalischen Verhältnissen und ca. 565 ml unter optimalen Bedingungen.<br />
Diese Werte stimmen mit den von uns ermittelten Daten von ca. 150 - 450 ml<br />
produzierten Kohlendioxids pro m 2 Bitumenoberfläche in einem Jahr recht gut<br />
überein. Die etwas geringere Kohlendioxidproduktion in unseren Versuchsansätzen<br />
könnte auf das bereits diskutierte Phänomen einer bezogen auf die<br />
Substratoberfläche geringen Zellzahl zurückzuführen sein.<br />
- 80-
Zusammengefasst zeigt sich, dass alle Arbeitsgruppen für den aeroben Abbau<br />
von Bitumen eine verglichen mit unseren Resultaten erheblich geringere<br />
mikrobielle Aktivität erhalten, was auf eine ungenügende Sauerstoffversorgung<br />
der Kulturen zurückzuführen sein dürfte, da alle Arbeitsgruppen mit<br />
geschlossenen Kultivationsansätzen arbeiten. Bezüglich des anaeroben<br />
Bitumenabbaus ergibt sich eine relativ gute Uebereinstimmung.<br />
4.4. Schlussfolgerungen<br />
Die durchgeführten Untersuchungen haben gezeigt, dass Bitumen sowohl unter<br />
aeroben als auch anaeroben Bedingungen mikrobiell abgebaut werden kann.<br />
Von grässter Bedeutung für die Langzeitstabilität des Matrixmaterials Bitumen<br />
wird sein, in welchem Ausmass Luftsauerstoff im Endlager vorhanden sein<br />
wird. Bei dauerndem Eindringen von Sauerstoff ins Endlager müsste eine<br />
rasche Zerstörung der Matrix in Betracht gezogen werden.<br />
Abbau der Matrix bedeutet Zerstörung von deren Integrität und somit<br />
Freisetzung von Radionukliden in die unmittelbare Umgebung der Abfallgebinde.<br />
Ob aus den Gebinden freigesetzte Nuklide in die Biosphäre gelangen<br />
können, hängt vor allem von der Tauglichkeit der nachgeschalteten Sicherheitsbarrieren<br />
ab (Kap. 1.1).<br />
- 81 -
5. ZUSAMMENFASSUNG<br />
Bitumen dient als Immobilisierungsmaterial für einen Teil schwach- und<br />
mittelradioaktiver Abfälle. Da in einem Endlager mit Sicherheit<br />
Mikroorganismen vorhanden sind, klären wir ab, in welchem Ausrnass<br />
mikrobielle Aktivität die Integrität und somit Langzeitstabilität von Bitumen zu<br />
beeinträchtigen vermag. Der Bitumenabbau wird sowohl unter aeroben als<br />
auch anaeroben Bedingungen quantifiziert.<br />
Für die experimentellen Untersuchungen wird Bitumen mit vergrösserter<br />
Oberfläche in wässriger Phase suspendiert und mit Mikrofloren unterschiedlicher<br />
Zusammensetzung be impft. Die Versuchs ansätze werden unter<br />
optimalen Bedingungen kultiviert. Durch Messung des Stoffwechselendproduktes<br />
Kohlendioxid lässt sich die mikrobielle Aktivität eindeutig<br />
quantifizieren.<br />
Die Untersuchungen ergeben, dass Bitumen abbauende Mikroorganismen<br />
ubiquitär sind. Der Abbau erfolgt hauptsächlich durch direkten Kontakt der<br />
Mikroorganismen mit dem Substrat. Unter optimalen Bedingungen wird daher<br />
die mikrobielle Aktivität durch die Bitumenoberfläche limitiert. Unter aeroben<br />
Bedingungen werden im Zeitraum von einem Jahr bei einer Oberfläche<br />
von 1 m 2 ca. 20 - 50 g Bitumen mikrobiell abgebaut. Aus dem Abbau resultiert<br />
eine Kohlendioxid-Produktion von ungefähr 15 - 40 Litern. Verglichen mit<br />
dem aeroben Abbau ergibt sich unter anaeroben Bedingungen eine ungefähr<br />
100 mal geringere Abbaurate von ca. 0.2 - 0.6 g Bitumen pro Jahr bezogen auf<br />
eine Oberfläche von 1 m 2 . Damit verbunden werden ca. 0.15 - 0.45 Liter<br />
Kohlendioxid produziert. Methan kann in Spuren nachgewiesen werden. Je<br />
nach vorhandenen Elektronenakzeptoren werden unter anaeroben Bedingungen<br />
von den Mikroorganismen zusätzlich die Gase Stickstoff oder Schwefelwasserstoff<br />
freigesetzt.<br />
Bei linearer Extrapolation der für anaerobe Verhältnisse ermittelten Abbaurate<br />
auf den sicherheitstechnisch relevanten Zeitraum von ungefähr l' 000 Jahren<br />
muss mit einem ca. 0.3 - 0.8 %-igen Abbau der Bitumenmatrix gerechnet<br />
werden. Bei dauerndem Eindringen von Luftsauerstoff ins Endlager müsste<br />
eine erheblich raschere Zerstörung der Matrix in Betracht gezogen werden.<br />
- 82-
6. LITERATURVERZEICHNIS<br />
Abraham H. (1918). Asphalts and allied substances. Their ocurrence, modes<br />
of production, uses in the arts and methods of testing. D. Van Nostrand<br />
Company, Inc. New York.<br />
Ait A., Pedersen B. M. (1984). Microbial degradation of bitumen used for the<br />
conditioning of low and medium level radioactive waste. In: Testing,<br />
evaluation and shallow land burial of low and medium radioactive waste forms,<br />
W. Krischer and R. Simon, eds., Harwood Academic Publishers, Brussels and<br />
Luxembourg.<br />
Atlas R. M. (1981). Microbial degradation of petroleum hydrocarbons, an<br />
environmental perspective. Microbiol. Rev. 45: 180-209.<br />
Atlas R. M., Bartha R. (1981). Microbial Ecology: Fundamentals and<br />
Applications. Addison-Wesley Publishing Company, Reading, Massachusetts.<br />
Audus L. J. (1946). A new soil perfusion apparatus. Nature 158: 419.<br />
Bachofen R., Löscher D. (1984). Mögliche mikrobiologische Vorgänge in<br />
unterirdischen Kavernen im Hinblick auf die Endlagerung radioaktiver Abfälle.<br />
Literaturstudie. <strong>Nagra</strong> Technischer Bericht 84-07.<br />
Bachofen R., Dubach A. C., Tesch A. W., Löscher D. (1984). Literaturstudie<br />
über den Abbau von Bitumen durch Mikroorganismen. <strong>Nagra</strong><br />
Technischer Bericht 83-18.<br />
Bachofen R. (1986). Microorganisms in extreme environments. Experientia<br />
42: 1179-1182.<br />
Barletta R. E., Bowerman B. S., Davis R. E., Shea C. E. (1986).<br />
Biodegradation testing of bitumen. Department of Nuclear Energy, Brookhaven<br />
National Laboratory, Upton, New York, Report BNL-NUREG-38999.<br />
Bath A. H., Christofi N., Neal C., Philp J. C., Cave M. R., McKinley I. G.,<br />
Berner U. (1987). Trace element and microbiological studies of alkali ne<br />
groundwaters in Oman, Arabian Gulf: a natural analogue for cement porewaters.<br />
<strong>Nagra</strong> Technical Report 87-16.<br />
- 83 -
Brandl H. (1987). Mikrobielle Prozesse unter Oxidationsmittel-limitierten<br />
Bedingungen an der Sediment-Wasser-Uebergangszone in Seen. Dissertation.<br />
Universität Zürich.<br />
Brodersen K., Pedersen B. M., Vinther A. (1983). Comparative study of test<br />
methods for bituminized and other low- and medium-level solidified waste<br />
materials. Riso National Laboratory, Roskilde, Denmark, Report Riso-M-2415.<br />
Brunner Cl" Wolf M., Bachofen R. (1987). Enrichment of bitumendegrading<br />
microorganisms. FEMS Microbiology Letters 43: 337-344.<br />
Burgess S. F. (1956). Action of microorganisms on petroleum-asphalt<br />
fractions. Highway Res. Board Bull. 118: 27-48.<br />
Christofi N., West J. M., Robbins J. E", McKinley I. G. (1983). The<br />
geomicrobiology of the Harwell and Altnabreac boreholes. Fluid Processes<br />
Unit, Institute of Geological Sciences, Harwell, England, Report FLPU 83-4.<br />
Christofi N., West J. M., Philp J. Cl" Robbins J. E. (1984). The<br />
geomicrobiology of used and disused mines in Britain. Fluid Processes<br />
Research Group, British Geological Survey, Keyworth, England, Report FLPU<br />
84-5.<br />
Cooper D. G., Zajic J. E. (1980). Surface-active compounds from<br />
microorganisms. Adv. Appl. Microbiol. 26: 229-253.<br />
Cooper D. G., Zajic J. E., Gerson D. F., Manninen K. E. (1980). Isolation<br />
and identification of biosurfactants produced during anaerobic growth of<br />
Clostridium pasteurianum. J. Ferment. Technol. 58: 83-86.<br />
Cooper D. G. (1983). Biosurfactants and enhanced oi! recovery. In:<br />
Proceedings of international conference on microbial enhancment of oil<br />
recovery, E. C. Donaldson and J. B. Clark, eds., Bartlesville, Oklahoma, USA.<br />
Dagen A. (1980). Wirkung ionisierender Strahlung auf Bitumen und<br />
Bitumen-Salz-Gemische. Staatliches Amt für Atomsicherheit und Strahlenschutz,<br />
Report SAAS-253.<br />
Da Pra E. (1987). Rechnerunterstützte Optimierung das Abbaus von<br />
Rübenschwemmwasser mittels eines Anaerobenfilters. Dissertation.<br />
Universität Zürich.<br />
- 84-
Drent W. (1972). Effects of microorganisms on bituminous materials. A<br />
literature Review. European Company for the chemical processing of irradiated<br />
fuels, Mol, Belgien, Technical Report 275.<br />
Elektrowatt (1983). Bitumen, ein Verfestigungsmaterial für radioaktive<br />
Abfälle, und seine historischen Analoga. <strong>Nagra</strong> Technischer Bericht 83-11.<br />
Elektrowatt (1985). Verfestigung radioaktiver Abfälle mit Bitumen. <strong>Nagra</strong><br />
Technischer Bericht 85-28.<br />
Eschrich H. (1980). Properties and long-term behaviour of bitumen and<br />
radioactive waste-bitumen mixtures. KBS Technical Report 80-14.<br />
Grula E.A., RusseIl H.H., Dryant D., Kenaga M., Hart M. (1982). Isolation<br />
and screening of Clostridia for possible use in microbial enhanced oil recovery.<br />
In: Proceedings of international conference on microbial enhancement of oil<br />
recovery, E. C. Donaldson and J. B. Clark, eds., Bartlesville, Oklahoma, USA.<br />
Hanselmann K. W. (1986). Microbially mediated processes in environmental<br />
chemistry (lake sediments as model systems). Chimia 40: 146-159.<br />
Harris J. O. (1956). Asphalt utilization by soil microorganisms. Bacteriol.<br />
Proc.<br />
Harris J. 0., Kline R. M., Crumpton C. F. (1956). A study of the presence<br />
of hydrocarbon utilizing bacteria at the soil asphalt interface of Cansashighways.<br />
Trans. Kansas Acad. Sci 59: 495-499.<br />
Hietanen R., Alaluusua M., Jaakkola T. (1985). Sorption of Cesium,<br />
Strontium, Iodine, Nickel and Carbon in mixtures of concrete, crushed rock<br />
and bitumen. University of Helsinky, Department of Radiochemistry, Report<br />
YJT-85-38.<br />
Hobbie J. E. (1977). Use of nuclepore filters for counting bacteria by<br />
fluorescence microscopy. Appl. Environ. Microbiol. 33/6: 1225.<br />
Hundeshagen F. (1935). Behaviour of asphalt, bitumen, and coal-tar pitch<br />
toward microorganisms. Bautenschutz 6: 141-142.<br />
Jones T. K. (1965). Effect of bacteria and fungi on asphalt. Material<br />
Protection 39.<br />
- 85 -
Kaiser J. P. (1987). Anaerober Abbau von methoxylierten Aromaten durch<br />
eine Gemeinschaft von Mikroorganismen. Dissertation. Universität Zürich.<br />
Kluger W., Hild W., Köster R., Meier G., Krause H. (1980). Bituminierung<br />
radioaktiver Abfallkonzentrate aus Wiederautbereitung, Kernforschungseinrichtungen<br />
und Kernkraftwerken. Kernforschungszentrum Karlsruhe, Report<br />
KfK2975.<br />
Knotik K., Winkelhofer W. (1984). Immobilisation von toxischen Abfällen<br />
durch Einbetten in Bitumen. Oesterreichisches Forschungszentrum Seibersdorf,<br />
Bericht 4277.<br />
Körner W., Dagen A. (1971). Sicherheitstechnische Untersuchungen zur<br />
Bituminierung radioaktiver Abfälle. Staatliche Zentrale für Strahlenschutz,<br />
Report SZS-8/71.<br />
Kotz L., Kaiser G., Tschöppel P., Tölg G. (1972). Aufschluss biologischer<br />
Matrices für die Bestimmung sehr niedriger Spurenelementgehalte bei<br />
begrenzter Einwaage mit Salpetersäure unter Druck in einem Teflongefäss. Z.<br />
Anal. Chem. 260: 207-209.<br />
Kulman F. E. (1958). Microbial deterioration of buried pipe and eable<br />
coatings. Corrosion 14: 213-222.<br />
Muster P., Binder A., Schneider K., Bachofen R. (1983). Influence of<br />
temperature and pH on the thermophilie eyanobacterium Mastigoeladus<br />
laminosus. FEBS Lett. 166/1: 160-164.<br />
<strong>Nagra</strong> Projekt Gewähr (1985a). Endlager für schwach- und mittelaktive<br />
Abfälle: Das System der Sicherheitsbarrieren. Projektbericht NGB 85-07.<br />
<strong>Nagra</strong> Projekt Gewähr (1985b). Endlager für schwach- und mittelaktive<br />
Abfälle: Sicherheitsbericht. Projektbericht NGB 85-08.<br />
<strong>Nagra</strong> Gebindekatalog (1987).<br />
Neumann H. J. (1980). Bitumen und seIne Anwendung. Expert Verlag,<br />
Grafenau.<br />
Ourisson G., Albrecht P., Rohmer M. (1984). Der mikrobielle Ursprung<br />
fossiler Brennstoffe. Spektrum der Wissenschaft, Okt. 1984: 54-64.<br />
- 86-
Peltonen P., Niemi A. (1983). Storage stability of bituminized reactor wastes.<br />
Technical Research Centre of Finland, Research Report 226.<br />
PoIl H. (1962). Aus der Geschichte des Bitumen. Bitumen-Teere-Asphalte<br />
Peche und verwandte Stoffe 13/12: 571.<br />
Roffey R., Hjalmarsson K. (1983). Microbial processes in SFR, the silo part.<br />
A theoretical approach and preliminary experiments conceming biodegradation<br />
of bitumen. National defense research institute, Urnea, FOA report C 40172-<br />
84.<br />
Roffey R., Hjalmarsson K., Norqvist A. (1987). Microbial degradation of<br />
bitumen used for encapsulating radioactive waste. Final report. National<br />
defense research institute, Umea, FOA report C 40238-4.9.<br />
Schlegel H. G. (1985). Allgemeine Mikrobiologie. Georg Thieme Verlag<br />
Stuttgart, New Y ork.<br />
Schneider K., Frischknecht K. (1977). Determination of the O 2<br />
and CO 2<br />
K L<br />
a-values in fermenters with dynamic method measuring the step responses<br />
in the gas phase. J. appl. Chern. Biotechnol. 27: 631-642.<br />
Seminar of the bituminization of low and medium level radioactive wastes<br />
(1976) In: Proceedings of a seminar organised by the OECD Nuclear Energy<br />
Agency and the Eurochemie Company, Antwerpen.<br />
Smailos E., Diefenbacher W., Korthaus E., Comper W. (1978).<br />
Berechnungen zur Radiolysegasbildung und Wärmeentwicklung bei der<br />
Einlagerung von radioaktiven Bitumen- und Zementprodukten in unterirdischen<br />
Lagerräumen. Kernforschungszentrum Karlsruhe, Report KFK 2076.<br />
Snellman M., Valkiainen M. (1985). Long-term properties of bituminized<br />
waste products. Summary report of the nordic AVF-2 Project. Nordic liaison<br />
committee for atomic energy, Report INIS-10139.<br />
Stetter K. 0., Fiala G., Huber R., Huber G., Segerer A. (1986). Life above<br />
the boiling point of water? Experientia 42/11,12: 1187-1192.<br />
Traxler R. W., Proteau P. R., Traxler R. N. (1965). Action of<br />
microorganisms on bituminous materials. Effect of bacteria on asphalt<br />
viscosity. Appl. Microbiol. 13/6: 838-841.<br />
- 87-
Trüper H. G., Galinski E. A. (1986). Concentrated brines as habitats for<br />
microorganisms. Experientia 42/11,12: 1182-1187.<br />
Umbreit W. W., Burris R. H., Stauffer J. F. (1964). Manometrie techniques.<br />
A manual describing methods applicable to the study of tissue metabolism.<br />
Burgess Publishing Company, Minneapolis, USA.<br />
Valkiainen M., Vuorinen U. (1985). Properties of bituminization products<br />
from the Olkiluoto power plant. In: Radioactive waste products - suitability for<br />
final disposal. Proceedings. Merz Ee, Odoi R., Warnecke E. eds.,<br />
Kemforschungsanlage Jülich G.m.b.H. Germany, Report Juel-Conf-54.<br />
West J. M., McKinley I. G., Christofi N. (1982). Geomicrobiology and its<br />
relevance to nuclear waste disposal - An annotated bibliography.<br />
Environmental Protection Unit, Institute of Geological Sciences, Harwell,<br />
England, Report ENPU 82-8.<br />
West J. M., Christofi N., McKinley I. G. (1985). An overview of recent<br />
microbiological research relevant to the geological disposal of nuclear waste.<br />
Radioactive Was te Management and the Nuclear Fuel Cycle 6: 79-95.<br />
West J. M., Grogan H. (1986). Microbiological research relevant to the<br />
Swiss radioactive was te disposal programme. A review of work performed by<br />
potential contractors. <strong>Nagra</strong> Interner Bericht 86-13.<br />
Westsik Jr. J. H., Buschborn R. L., Divine J. K., Harvey C. 0., Lokken R.<br />
0., Pelroy R. A., Stewart D. L., Tloste A. P., Treat R. L. (1984).<br />
Characterization of cement and bitumen waste forms containing simulated<br />
low-level waste incinerator ash. Pacific Northwest Laboratory, Richland,<br />
Massachusetts, Report NUREG/CR-3798.<br />
Wiborgh M., Höglund L. 0., Pers K. (1986). Gas formation in a L/IL W<br />
repository and gas transport in the host rock. <strong>Nagra</strong> Technical Report 85-17.<br />
Wyatt J. M. (1984). The microbial degradation of hydrocarbons. TIBS, Jan.<br />
1984: 20-23.<br />
Zeger J., Knotik K. (1977). Untersuchungen zur thermischen Belastbarkeit<br />
von Bitumen-Salz-Gemischen. The journal for nuclear engineers and scientists<br />
4: 188-195.<br />
- 88 -
ZoBeIl C. E. (1946). Action of microorganisms on hydrocarbons. Bacteriol.<br />
Rev. 10: 1-49.<br />
ZoBell C. E., Molecke M. A. (1978). Survey of microbial degradation of<br />
asphalts with notes on relationship to nuclear waste management. Sandia<br />
Laboratories, Report SAND-78-1371.<br />
Zürrer H. (1985). Biologischer Abbau von Bitumen: Gas-Freisetzung und<br />
Abbauraten unter anaeroben Bedingungen. Literaturstudie. <strong>Nagra</strong> Interner<br />
Bericht 85-10.<br />
- 89 -
VERDANKUNGEN<br />
Unter der Leitung von Professor R. Bachofen habe ich die vorliegende Arbeit<br />
ausgeführt. Ich möchte ihm herzlich danken für die durch Vertrauen und<br />
Freiheit geprägte Arbeitsatmosphäre, die mir die Doktorandenzeit zu einem<br />
wertvollen und lehrreichen Lebensabschnitt werden liess. Danken möchte ich<br />
auch für die grosszügige Unterstützung bei der Bereitstellung und Beschaffung<br />
teurer Labor-Infrastruktur.<br />
Danken möchte ich im weiteren<br />
den Herren Dres. K. Schneider, K. Hanselmann, Ch. Fuchs und B. Butsch für<br />
wertvolle Anregungen und ihre B-eratung bei technischen Problemen<br />
Herrn Ch. Brunner für seine Mitarbeit am Projekt im Rahmen seiner Diplomarbeit<br />
und für die Ueberlassung fluoreszenzmikroskopischer Aufnahmen<br />
den Herren D. B ollier, A. B irchmeier und H.P. Schmidhauser für die<br />
unentbehrliche Hilfe bei Planung und Konstruktion von Versuchsanlagen und<br />
bei der Instandhaltung der Labor-Infrastruktur<br />
Herrn U. J auch für die Durchführung rasterelektronenmikroskopischer<br />
Untersuchungen<br />
Herrn J. Rehacek (N estec SA, Orbe) für die Ermöglichung laseroptische<br />
Messungen durchführen zu können<br />
Frau I. Cordt-Riehle (Strahlenbiologisches Institut der Universität Zürich) für<br />
ihre unerlässliche Mithilfe und Beratung zu Fragen der Dosimetrie und bei der<br />
Anwendung des Betatrons<br />
Herrn Dr. J. Hertz (Anorganisch - chemisches Institut der Universität Zürich)<br />
für seine Beratung und die Zurverfügungstellung von Labor-Infrastruktur<br />
Frau Guecheva (Eidgenössische Anstalt für das forstliche Versuchswesen,<br />
B irmensdort) für die Durchführung der Multielementanalysen<br />
- 90-
dem Paul ScheITer Institut in Würenlingen für die Auswertung von Alanin<br />
Dosimetern<br />
dem Institut für medizinische Mikrobiologie der Universität Zürich für die<br />
Durchführung einer taxonomischen Analyse<br />
der Firma Kontron in Zürich für die Ueberlassung eines Infrarot-Spektrometers<br />
der Firma SKAN AG in Basel für Untersuchungen mit einem Partikelzähl<br />
Messgerät<br />
der EA W AG in Kastanienbaum für Messungen mit einem Sedigraphen<br />
der Firma Bachofen AG in Basel für Versuche mit Kugelmühlen.<br />
Die Arbeit wurde finanziert von der Nationalen Genossenschaft für die<br />
Lagerung radioaktiver Abfälle (NAGRA).<br />
Als Vertreter der NAGRA begleiteten die Herren Dres. A. Della Casa und K.<br />
Kurtz den Fortgang der Untersuchungen. Für ihre Mithilfe und die Schaffung<br />
wertvoller Kontakte möchte ich ihnen herzlich danken.<br />
- 91 -