Διερεύνηση εφαρμοσιμότητας της επί τόπου βιολογικής εξυγίανσης εδαφών και υπόγειων υδροφορέων ρυπασμένων με χλωριωμένους υδρογονάνθρακες

Αντωνίου, Κορνηλία

dc.contributor.author	Αντωνίου, Κορνηλία	el
dc.date.accessioned	2019-10-03T09:49:02Z
dc.date.available	2019-10-03T09:49:02Z
dc.identifier.uri	https://dspace.lib.ntua.gr/xmlui/handle/123456789/49254
dc.identifier.uri	http://dx.doi.org/10.26240/heal.ntua.16952
dc.rights	Αναφορά Δημιουργού-Μη Εμπορική Χρήση-Όχι Παράγωγα Έργα 3.0 Ελλάδα	*
dc.rights.uri	http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/3.0/gr/	*
dc.subject	Αναγωγική αποχλωρίωση	el
dc.subject	Χλωριωμένοι υδρογονάνθρακες	el
dc.subject	Αποκατάσταση ρυπασμένων περιοχών	el
dc.subject	Αναγωγή θειικών ιόντων	el
dc.subject	Σιδηροαναγωγή	el
dc.subject	Reductive dechlorination	en
dc.subject	Chorinated hydrocarbons	en
dc.subject	Remediation of contaminated sites	en
dc.subject	Sulfate reduction	en
dc.subject	Iron reduction	el
dc.title	Διερεύνηση εφαρμοσιμότητας της επί τόπου βιολογικής εξυγίανσης εδαφών και υπόγειων υδροφορέων ρυπασμένων με χλωριωμένους υδρογονάνθρακες	el
heal.type	doctoralThesis
heal.classification	Περιβάλλον	el
heal.language	el
heal.access	free
heal.recordProvider	ntua	el
heal.publicationDate	2019-07-15
heal.abstract	Από την ομάδα των χλωριωμένων αιθενίων, το τριχλωροαιθένιο (Trichloroethylene, TCE) χρησιμοποιείται πιο συχνά ως απολιπαντικό και διαλύτης στον εμπορικό και τον βιομηχανικό τομέα. Η ευρύτατη χρήση του, σε συνδυασμό με τις μη ορθές πρακτικές αποθήκευσης και διάθεσης οδήγησαν στη συχνή ανίχνευσή του στο υπόγειο νερό. Ταυτόχρονα, το TCE έχει την τάση να εξαπλώνεται σε μεγάλες αποστάσεις προκαλώντας τη ρύπανση του υπεδάφους εξαιτίας των φυσικών και χημικών χαρακτηριστικών του, εφόσον είναι μια ουσία με μεγάλη πυκνότητα και χαμηλό ιξώδες. Εξαιτίας της καρκινογόνου δράσης του, το TCE έχει καταταχθεί στον κατάλογο επικίνδυνων ουσιών στις ΗΠΑ, την Κίνα και την Ευρωπαϊκή Ένωση και συνεπώς είναι επιτακτική η ανάγκη απομάκρυνσής του από τις ρυπασμένες περιοχές. Μετά από χρόνια ερευνών, αρκετές τεχνολογίες έχουν βρεθεί να απομακρύνουν αποτελεσματικά το TCE υπό τις κατάλληλες συνθήκες. Το ενδιαφέρον της επιστημονικής κοινότητας επικεντρώνεται στην αναγωγική αποχλωρίωση, η οποία μπορεί να επιτευχθεί είτε αβιοτικά είτε βιολογικά μέσω οξειδοαναγωγικών αντιδράσεων. Πιο συγκεκριμένα, η βιολογική αναγωγική αποχλωρίωση χαρακτηρίζεται από την κατανάλωση του TCE και τη συσσώρευση των άλλων χλωριωμένων αιθενίων, όπως τα διχλωροαιθένια (Dichloroethylenes; DCEs) και το βιλυνοχλωρίδιο (Vinyl chloride; VC). Το παραπάνω επιτυγχάνεται μέσω του μονοπατιού της υδρογονόλυσης, όπου ένα μόριο υδρογόνου αντικαθιστά ένα αλογόνο, δηλαδή μια οργανική, ή μη, ουσία παρέχει ηλεκτρόνια στις οργανοχλωριωμένες ενώσεις με τελικό προϊόν το αιθένιο. Σε αντίθεση με τη βιολογική αναγωγή, η αβιοτική μετατροπή τεκμαίρεται από τη μείωση των ρύπων χωρίς να παρατηρείται αύξηση θυγατρικών χλωριωμένων αιθενίων. Το κύριο προϊόν είναι η ασετυλίνη, η οποία όμως μετατρέπεται σε αιθένιο ή/και αιθάνιο. Κυρίαρχο μονοπάτι της αβιοτικής αποχλωρίωσης των TCE και DCEs είναι η β-απόσπαση, κατά την οποία σχηματίζεται ένας πρόσθετος δεσμός μεταξύ των δύο ανθράκων με την απώλεια δύο αλογόνων. Η αβιοτική αναγωγή εμπλέκεται σε διάφορους μηχανισμούς, όπως η βιογεωχημική μετατροπή, η οποία είναι ένας συνδυασμός βιολογικών και αβιοτικών διεργασιών, με σκοπό την πλήρη αποχλωρίωση με τη χρήση ορυκτών που έχουν σχηματιστεί από μικροοργανισμούς. Ένα ορυκτό που μπορεί να σχηματιστεί μέσω της βιογεωχημικής μετατροπής είναι ο θειούχος σίδηρος, εάν προϋπάρχουν θειικά ιόντα και σίδηρος, ενώ μπορεί να ανάγει τα χλωριωμένα αιθένια σε αιθάνιο. Όμως, η δραστικότητα αυτών των ορυκτών μειώνεται με την πάροδο του χρόνου, καθώς ο σίδηρος οξειδώνεται. Γενικότερα, σε ένα ρυπασμένο χώρο, παρουσία ορυκτών σιδήρου, αναμένεται να πραγματοποιούνται και η αβιοτική αλλά και η βιολογική αποχλωρίωση: το ποια διεργασία κυριαρχεί εξαρτάται από παράγοντες όπως η αφθονία των αποχλωριωτών, τα χαρακτηριστικά του εδάφους και η μάζα των ενεργών ορυκτών. Για την πραγματοποίηση της βιολογικής αναγωγής των χλωριωμένων αιθενίων στο επιθυμητό αιθένιο, απαιτούνται συγκεκριμένες περιβαλλοντικές συνθήκες, όπως είναι η διαθεσιμότητα του δότη ηλεκτρονίων και των θρεπτικών συστατικών, η παρουσία συγκεκριμένων μικροοργανισμών και το κατάλληλο οξειδοαναγωγικό καθεστώς. Αναλυτικότερα, μια σημαντική παράμετρος για την επιτυχία της διεργασίας είναι η παρουσία κατάλληλου δότη ηλεκτρονίων σε επαρκείς ποσότητες. Διάφορες οργανικές ουσίες μπορούν να χρησιμοποιηθούν εφόσον η ζύμωσή τους οδηγεί στην παραγωγή διαλυτού υδρογόνου, το οποίο είναι ο τελικός δότης ηλεκτρονίων για την αναγωγή των οργανοχλωριωμένων ενώσεων. Η επιλογή του κατάλληλου δότη ηλεκτρονίων είναι μία σημαντική παράμετρος σχεδιασμού για την ανάπτυξη ενός σημαντικού πληθυσμού αποχλωριωτών. Τα κριτήρια επιλογής του δότη ηλεκτρονίων είναι η απόδοσή του ως προς την αναγωγική αποχλωρίωση, η σχέση κόστους/αποτελεσματικότητας, η επίπτωσή του στη διαλυτότητα των χλωριωμένων αιθενίων, η επίπτωσή του στη μικροβιακή κοινότητα, η περιεκτικότητά του σε μέταλλα, η ανθεκτικότητά του, η ικανότητα εξάπλωσής του και οι απαιτήσεις για τον κατάλληλο χειρισμό του. Η ύπαρξη της κατάλληλης βιοκοινότητας είναι άλλη μια βασική απαίτηση, εφόσον πολλά βακτήρια έχουν βρεθεί να ανάγουν το TCE σε DCEs, αλλά μόνο το γένος Dehalococcoides έχει την ικανότητα να πραγματοποιεί την πλήρη αποχλωρίωση σε αιθένιο. Όμως, η διάσπαση οργανικών ουσιών και η παραγωγή απαιτούμενων συμπαραγόντων απαιτεί διαφορετικές κατηγορίες μικροοργανισμών, οι οποίες συνεργάζονται μεταξύ τους. Έτσι, η βιοκοινότητα χαρακτηρίζεται από την παρουσία αποχλωριωτικών, μεθανογόνων, θειικοαναγωγικών και σιδηροαναγωγικών μικροοργανισμών, που εκτελούν διαφορετικά στάδια της διαδοχικής αποχλωρίωσης του PCE σε αιθένιο, καθώς, επίσης, και από ζυμωτικούς και οξικογόνους μικροοργανισμούς που παράγουν ηλεκτρόνια κατά τη ζύμωση οργανικού υλικού. Από τα παραπάνω φαίνεται, λοιπόν, ότι μια κοινότητα με αποχλωριωτική ικανότητα έχει μεγάλη ποικιλία μικροοργανισμών που επιτελούν διάφορες διεργασίες. Άλλος παράγοντας που επηρεάζει την αποχλωρίωση είναι η ύπαρξη και η ποσότητα άλλων αποδεκτών ηλεκτρονίων, αφού θα υπάρξει ανταγωνισμός για το αναγωγικό μέσο. Τέτοιοι αποδέκτες μπορεί να είναι το οξυγόνο, τα νιτρικά ιόντα, το τετρασθενές μαγγάνιο, ο τρισθενής σίδηρος, τα θειικά ιόντα και το διοξείδιο του άνθρακα, σε αύξουσα σειρά προτίμησης από τους μικροοργανισμούς. Ως αποτέλεσμα, ο ανταγωνισμός για τα παραγόμενα ηλεκτρόνια αποτελεί έναν καθοριστικό παράγοντα για την επιτυχία της αναγωγικής αποχλωρίωσης. Ωστόσο, η επιλογή του κατάλληλου είδους δότη ηλεκτρονίων μπορεί να υποβοηθήσει την αναγωγική αποχλωρίωση έναντι άλλων αναγωγικών διεργασίων. Για παράδειγμα, έχει αποδειχθεί ότι οι οργανικές ουσίες που διασπώνται αργά παράγοντας υδρογόνο, δημιουργούν ευνοϊκές συνθήκες προσδίδοντας ένα ανταγωνιστικό πλεονέκτημα στην αποχλωριωτική κοινότητα. Το παραπάνω οφείλεται στις μικρές τιμές της οριακής συγκέντρωσης για την πρόσληψη του υδρογόνου που έχει η αποχλωρίωση, συγκριτικά με τη μεθανογένεση και την οξικογένεση. Επομένως, οι χαμηλές συγκεντρώσεις υδρογόνου χρησιμοποιούνται για την αναγωγή των χλωριωμένων αιθενίων, ενώ μια αύξηση της ποσότητας μπορεί να προκαλέσει μια μετατόπιση της κύριας δράσης της βιοκοινότητας προς την παραγωγή μεθανίου και οξικού οξέος. Υπό θειικοαναγωγικές συνθήκες, η απόδοση της αναγωγικής αποχλωρίωσης φαίνεται να ποικίλλει στα εργαστηριακά πειράματα και το πεδίο, εφόσον είτε δεν πραγματοποιείται πλήρως είτε καθυστερεί, αν και σε μια έρευνα δεν παρατηρήθηκε κάποια διαφορά. Επιπλέον, η μέγιστη συνιστώμενη συγκέντρωση θειικών ιόντων, πάνω από την οποία θεωρείται ότι επηρεάζεται αρνητικά η αναγωγική αποχλωρίωση, κυμαίνεται σε μεγάλο εύρος στη βιβλιογραφία από 20 mg/L ως 500 mg/L. Επιπροσθέτως, πέραν του ανταγωνισμού για το δότη ηλεκτρονίων, η αναγωγική αποχλωρίωση φαίνεται να επηρεάζεται αρνητικά από το τελικό προϊόν της θειικοαναγωγής, τα παραγόμενα σουλφίδια. Τέλος, προσομοιώσεις μοντέλου αποχλωρίωσης υπό θειικοαναγωγικές συνθήκες έδειξαν ότι η μακροχρόνια έκθεση σε σουλφίδια αναστέλλει τη δράση συγκεκριμένων ειδών αποχλωριωτών που είναι αποδοτικοί, προωθώντας παράλληλα λιγότερο αποτελεσματικά είδη οργανοαλογονικής αναπνοής. Από τα παραπάνω φαίνεται ότι τίθενται πολλά ερωτήματα που αφορούν κυρίως στην αποσαφήνιση της αποχλωρίωσης υπό συνθήκες αναγωγής θειικών ιόντων και σιδήρου, θέματα για τα οποία οι μελέτες άλλων ερευνητών έχουν εξαγάγει αντικρουόμενα και αμφιλεγόμενα αποτελέσματα. Έτσι, προέκυψε το αντικείμενο της παρούσας διδακτορικής διατριβής, η μελέτη της επίδρασης γεωχημικών παραμέτρων του εδάφους στην αναερόβια αναγωγική αποχλωρίωση του TCE. Αναλυτικότερα, στο πλαίσιο της διατριβής οι ερευνητικοί στόχοι που τέθηκαν ήταν α) η διερεύνηση της επίδρασης της συγκέντρωσης των θειικών ιόντων στην επίδοση της αναγωγικής αποχλωρίωσης και τη σύνθεση της μικροβιακής κοινότητας και β) η διερεύνηση της επίδρασης του είδους και της ποσότητας του δότη ηλεκτρονίων και των φυσικών αναγωγικών μέσων στην επίδοση της αποχλωρίωσης του TCE υπό μεθανογόνες και θειικοαναγωγικές συνθήκες. Με σκοπό τη μελέτη των παραπάνω στόχων σχεδιάστηκαν πειράματα διακοπτόμενης τροφοδοσίας και αναπτύχθηκαν καλλιέργειες που τροφοδοτούνταν με θρεπτικά συστατικά, βουτυρικό οξύ, TCE και θειικά ιόντα. Δείγματα λαμβάνονταν περιοδικά για την ανάλυση των χλωριωμένων αιθενίων, αιθενίου, αιθανίου, ασετυλίνης, μεθανίου, πτητικών λιπαρών οξέων, θειικών ιόντων, σιδήρου, βιομάζας και λοιπών παραμέτρων. Τα αποτελέσματα των πειραμάτων δείχνουν ότι η αύξηση της συγκέντρωσης των θειικών ιόντων προκαλεί τη μείωση της ταχύτητας αναγωγής του cDCE και κυρίως, του VC, αλλά δεν επηρεάζει την πραγμάτωση του τελικού σταδίου της διεργασίας. Όταν η δόση δότη ηλεκτρονίων κάλυπτε τις ανάγκες της αποχλωρίωσης, παρατηρήθηκε η πλήρης μετατροπή των χλωριωμένων αιθενίων σε αιθένιο μετά την πάροδο μεγάλης χρονικής διάρκειας. Η μεθανογένεση, επίσης, επηρεάστηκε από την παρουσία θειικών ιόντων, εφόσον η εκκίνησή της ξεκίνησε με καθυστέρηση πολλών ημερών έως μηνών. Η αύξηση της ποσότητας του δότη ήταν αποτελεσματική ως μια μέγιστη συγκέντρωση, πάνω από την οποία η περαιτέρω προσθήκη του βουτυρικού οξέος προκάλεσε μια ελαφριά επιδείνωση στην επίδοση της αναγωγής του TCE και την παραγωγή μεθανίου. Όσον αφορά το είδος του δότη ηλεκτρονίων, το βουτυρικό οξύ και το υδρογόνο ήταν οι βέλτιστες επιλογές δότη για την αναγωγική αποχλωρίωση, ενώ μη αποτελεσματικοί δότες ήταν το οξικό οξύ και η προπανόλη. Το τυρόγαλο, επίσης, αποτελεί σημαντική πηγή ηλεκτρονίων για την αναγωγική αποχλωρίωση μειώνοντας έτσι και το κόστος της αποκατάστασης, εφόσον μπορεί να αντικαταστήσει έναν συμβατικό δότη στο πεδίο. Επιπροσθέτως, η νεκρή βιομάζα συμβάλλει στην παραγωγή ηλεκτρονίων και πρέπει να λαμβάνεται υπόψη κατά το σχεδιασμό της βιοαποκατάστασης μιας ρυπασμένης περιοχής. Όμως, η συμβολή της οργανικής ύλης του εδάφους και του διαλυτού σιδήρου στην αποχλωρίωση του TCE είναι αμελητέα. Αντιθέτως, ο θειούχος σίδηρος, που παραμένει αδιάλυτος στο νερό, βελτίωσε την απόδοση της αναγωγικής αποχλωρίωσης, δεδομένου ότι έδρασε ως πηγή ηλεκτρονίων για την αναγωγή των χλωριωμένων αιθενίων. Σημαντικό είναι, επιπλέον, το εύρημα ότι η αναγωγική αποχλωρίωση με τη χρήση θειούχου σιδήρου ως δότη ακολούθησε το βιολογική μονοπάτι της υδρογονόλυσης και όχι το αβιοτικό της β-απόσπασης, όπως αναφέρεται σε αρκετές έρευνες στη βιβλιογραφία. Η αντίδραση αυτή μάλλον πραγματοποιείται εξωκυτταρικά από τους μικροοργανισμούς μεταφέροντας με αυτόν τον τρόπο ηλεκτρόνια από τον οργανικό δότη στον ρύπο. Τα παραπάνω αναδεικνύουν τον σημαντικό ρόλο που διαδραματίζουν οι γεωχημικές συνθήκες του πεδίου στην βιοαποκατάσταση, υπογραμμίζοντας παράλληλα ότι πρέπει να λαμβάνονται υπόψη κατά την επιλογή της μεθόδου και κατά το σχεδιασμό της αποκατάστασης.	el
heal.abstract	The group of chlorinated ethenes, i.e the organic substances with a double bond between two atoms of carbon and one to four atoms of chlorine, includes tetrachloroethylene (PCE), trichloroethylene (TCE), three isomers of dichloroethylene (DCEs) and vinyl chloride (VC). Trichloroethylene, a known human carcinogen, is the most prominent of the group, since it was widely used by the military, as well as the commercial and industrial sectors; as a degreasing solvent. Significant usage alongside with improper disposal and storage practices has led to widespread soil and groundwater contamination. Due to its unique combination of physical and chemical properties, such as the high density, low viscosity and poor solubility in water, once released in the environment, TCE tends to form a dense non-aqueous phase (DNAPL) in the aquifer. As a result of its carcinogenic potential, it has been listed as one of the priority pollutants, by the Environmental Protection Agency, Ministry of Environmental Protection of China and the European Commission. Several in situ technologies have been used to remediate TCE-contaminated sites, such as sorption, volatilization, chemical stabilization, etc., but bioremediation is the preferred method because it transforms chlorinated ethenes to harmless compounds. One major pathway for TCE bioremediation is reductive dechlorination, where various substrates act as electron donors and chlorinated ethenes as electron recipients, in either abiotic or biological process. In environmental conditions, both can take place simultaneously, though the prevalence of the mechanism depends on factors such as microorganism abundance, soil characteristics and active minerals’ capacity. Specifically, abiotic transformation of TCE is achieved via β-elimination; a process where an additional bond between the two carbons is formed with the loss of two vicinal atoms of chlorine. Hence, TCE can be degraded to acetylene without the production of less chlorinated ethenes. Abiotic dechlorination may play a significant role if the concentration of reactive minerals is high and the activity of dechlorinating microorganisms is poor. Especially, iron-mediated abiotic reactions are of particular significance, since iron is abundant in soil. Several studies have shown that chemically precipitated ferrous iron can be an active reductant for halogenated organic compounds, and that surface-bound ferrous iron can react directly with chlorinated ethenes. The reactive iron minerals are considered to include iron sulfide, green rust, magnetite, etc., and can be either naturally occurring or formed through biological processes. The synergistic effect of biological, abiotic and geochemical mechanisms for the removal of contaminants with the use of minerals is referred to as in situ biogeochemical transformation. Recently, biogeochemical transformation has gained the interest of the scientific community as a low-cost remediation technique. However, the effect of iron minerals on TCE removal in the presence of an active dechlorinating culture has not been investigated yet. Biological reductive dechlorination is a sequential electron transfer process, where a chlorine atom is replaced by hydrogen under anaerobic conditions. Hence, TCE is converted to less chlorinated compounds, such as dichloroethylene isomers (cis-DCE, trans-DCE, 1,1-DCE), VC and eventually ethene (ETH). The success of dechlorination depends mainly in three factors, a) the composition of the culture, b) electron donor availability and c) the presence of competitor hydrogen scavengers. Various bacteria species have the ability to metabolize chloroethenes, however only Dehalococcoides mccartyi can achieve a complete transformation of TCE to ethene by using solely hydrogen as the electron source. However, mixed dechlorinating cultures exhibit faster dechlorination rates than pure cultures, due to their high resistance to aerobic conditions exposure. Moreover, Dehalococcoides spp. are not capable of producing some important substances necessary for their functions, thus, the presence of other microorganisms is crucial for the growth of Dehalococcoides spp. In addition, the production of hydrogen requires at least two different groups of microorganisms, fermenters and acetogens, who work together for the oxidation of organic compounds. Typically, a mixed community that achieves complete or partial reductive dechlorination consists of a variety of microorganisms that carry out many other processes. In brief, it is observed that either Dehalococcoides spp. or fermentative microorganisms, such as Synergistetes and Bacteroidetes, are predominant in dechlorinating communities. Other groups often detected are the following: (a) microorganisms that cause partial dechlorination, like Geobacter spp. and Sulfurospirillum spp., (b) the methanogenic archaea Methanosarcinales and Methanomicrobiales, (c) acetogens, such as Spirochaetes phylum, Acetobacterium and Sporomusa genus, and (d) Proteobacteria phylum, especially Gamma- and Delta-proteobacteria that contains nitrate-, sulfate- and iron- reducing bacteria. Although hydrogen is the ultimate electron donor to achieve complete dechlorination, under anaerobic conditions, several types of organic substrates can be oxidized by fermenters to provide acetate and hydrogen. Hence, the fermentable electron donors give faster dechlorination rates and higher dechlorination efficiency than the non-fermentable. Some dechlorinating species can also transform TCE and PCE to DCEs using acetate and formate as electron donors. So, dechlorination performance is linked with the availability of hydrogen in the aquifer. Overall, the criteria for choosing the type of electron donor are performance of reductive dechlorination, cost-effectiveness, impact on chlorinated ethenes solubility and microbial community, metal content, resilience, spreading ability and the requirements for its proper handling. Selecting a suitable donor can also be a tool to manage electron delivery so dechlorinators can have a competitive advantage towards other reductive processes, like methanogens, homoacetogens, sulfate reducers and iron-reducing bacteria. Previous studies found that reductive dechlorination is more thermodynamically favorable than methanogenesis and homoacetogenesis under hydrogen limiting conditions. Therefore, the addition of slowly degrading organic substrates, like butyrate or propionate, can lead to dechlorinators’ prevalence over methanogens due to their higher affinity for hydrogen. Therefore, low hydrogen concentrations are used to transform chlorinated ethenes, while an increase in quantity will shift electron delivery towards methane and acetate production. However, the effect of sulfate reduction on dechlorination has been less studied and the available results are often inconsistent and contradictory, since, the yield of chloroethene removal appears to vary, ranging from ethene production to incomplete dechlorination. The maximum permissible sulfate concentration above which reductive dechlorination is considered to be adversely affected, varies in the literature within a wide range, from 20 mg/L to 500 mg/L. Furthermore, besides electron donor competition, the product of sulfate reduction, sulfide, seem to inhibit dechlorinators in some studies. Simulations of the dechlorination model have shown that long-term exposure to sulfides can be toxic to certain microorganisms, while promoting less efficient dechlorinating species. The conflicting findings in the literature complicate the interpretation of data and contribute to misconceptions regarding competition mechanisms in sulfate reducing and dechlorinated mixed cultures. The objective of this research is to investigate the effect of soil’s geochemical parameters on TCE removal, with the aim to understand the abiotic and biological mechanisms that take part in the reductive dechlorination. To this end, batch experiments were conducted using acclimatized trichloroethene-dechlorinating parent cultures. The parent cultures were developed at various sulfate concentrations in order to provide biomass for the batch experiments that was exposed to selected sulfate concentrations that ranged from 0 to 400 mg/L. Αll parent cultures were in duplicates with different initial sulfate concentration by adjusting, on weekly basis, the concentration of sulfate to four levels: Ν (0 mM, zero-sulfate), QL (0.7 mM or 70 mg/L), QM (1.6 mM or 150 mg/L) and M (4.2 mM or 400 mg/L) and were maintained for approximately 2 to 6 years. All cultures were fed with basal medium, vitamin solution, yeast extract and selenium-tungsten solution. At the same time, 0.5 mM TCE (65.7 mg/L; TCE nominal concentration, i.e. total amount added to the bottle divided by liquid volume) and 0.3 mM butyrate (27.0 mg/L), which served as electron donor, were added. The quantity of the electron donor was adequate only for 40% of the required reducing equivalents for complete dechlorination of TCE to ethene (assuming conservatively that butyrate yields 4 eq/mol), without taking into account the presence of sulfate. All parent cultures were acclimatized for a period of at least 300 days, prior to providing biomass for the batch experiments. The batch experiments differed in type, amount of electron donor added, time of electron donor addition and reductive conditions. Headspace samples were withdrawn frequently for chlorinated ethenes, ethene, methane and acetylene analysis. Liquid samples were taken at longer time intervals to quantify volatile fatty acids (VFAs), sulfate, iron and biomass content. Electron distribution was calculated to identify the prevailing conditions in each batch. The focus of this research on quantification imposed strict requirements on the quality of chlorinated ethenes and ethene measurements. The screening criteria for measurements were developed according to the following rationale; the total concentration of chlorinated ethenes and ethene, ideally, remains constant and the initial concentration is not known with certainty. So, this sum equated to the target concentration (e.g. the 0.5 mM TCE added in our study) and the sum of all chlorinated ethenes and ethene detected during the first measurement. Moreover, the maximum value of sum throughout the operation of batch experiments equated to the minimum value. A compilation of studies focusing on reductive dechlorination of chlorinated ethenes was necessary, to compare with the state of practice, as it is stated in literature, and to establish an acceptable range of deviations (qualification goals). Sources reviewed include seven journals: Bioremediation Journal (2001 to 2011), Environmental Science and Technology (1991 to 2011), Applied and Environmental Microbiology (1991 to 2011), Water Research (2001-2011), Journal of Contaminant Hydrology (2001-2011), Journal of Hazardous Materials (2001-2011) and Chemosphere (2001-2011). The criteria for selecting a study were sorted into two main categories, compulsory and optional. The compulsory criteria, which had to be satisfied by all studies, were: i) the experiments had to be similar with the experiments described by this study, e.g. a chlorinated ethene, which was injected into a sealed bottle with two phases (headspace and liquid), transforms to a less chlorinated product through the pathway of reductive dechlorination with detailed information about each step, and ii) headspace analysis had to be used for the measurement of chlorinated ethenes and ethene. The optional criteria, which one of the two had to be satisfied by all studies, were: i) articles with over 20 citations up to 2012 or ii) studies which simulate anaerobic dechlorination with kinetics since measurements ought to have high quality to retrieve best-fitting parameters. Based on the criteria above, twenty-nine articles were qualified. Chlorinated ethenes and ethene concentrations and time of the sampling were exported from graphs of the selected studies. The mean and maximum values of deviations were determined for the first week, after one week and all days of operation from each study. This was necessary, considering that throughout the experiment deviations will increase, since leakage problems and small changes in headspace/liquid ratio may occur. Afterwards, the average values of all deviations from the qualified articles were calculated. The two qualitative goals of this study were: (a) each measurement had to be less than the maximum deviation, if not the measurement was repeated and (b) the average values of entire set of measurements had to be less than the average deviation, if not then one or two measurements were removed. Alternative metrics also served as tools for the quantification of dechlorination efficiency and comparison purposes. Aggregate measures, mole fractions of chloroethenes, MCl and NCl, were used to describe the process of reductive dechlorination, i.e. the transformation of TCE to ETH. Moreover, the velocities of TCE, cDCE and VC reduction were calculated and used for comparison between the different batch experiments. The experimental observations led to the following conclusions. Elevated sulfate concentrations cause slower cDCE and VC reduction rate, but do not affect the completion of the process; given ample time and electron donor, complete transformation of the chlorinated ethene to ethene was observed. Methanogenesis was also influenced by the presence of sulfate, considering the lag phase of methane production of many days to a few months under medium and high sulfate concentrations. The increase in the amount of donor achieved faster VC-dechlorination rates, until a certain concentration above which further addition of butyrate appeared to cause a slight deterioration in TCE reduction and methane production. Butyrate rapidly disappeared without the corresponding electron consumption or acetate production in batch experiments conducted with medium and excess electron donor addition. Microscopic examinations showed that in all experiments conducted with excess butyrate, poly-hydroxybutyrate (PHB) inclusions were identified. The presence of Neisser positive granules was greater in zero-sulfate experiment, while lesser were noted in sulfate experiments. Hence, part of butyrate consumption obtained at the start of batch experiments was not due to oxidation and it is attributed to intracellular storage by microorganisms forming PHB inclusions. Furthermore, molecular analysis of parent cultures showed that Dehalococcoides spp. thrives even in the presence of sulfate. Compared to other dechlorinating communities found in the literature, the cultures described herein have a typical microbial composition, containing mainly organohalide-respiring bacteria, acetogens, methanogenic archaea and Deltaproteobacteria. Methanogenic archaea percentage is lower under sulfate reducing conditions ranging from to 4% to 10%. Likewise, sulfate concentration seems to affect acetogens, too, considering that Acetobacterium spp. population was 39% and 20% of total DAPI cells in N and M, respectively. On the contrary, Deltaproteobacteria seems to increase in QM and M cultures, mainly due to higher population of sulfate-reducing bacteria. The above finding may be caused by sulfide toxicity, because methanogens are sensitive to hydrogen sulfide exposure. It could also be due to the competition for the electron donor, since the sulfate-reducing microorganisms maintain the level of hydrogen below the threshold for methanogenic archaea and homoacetogens. Regarding the type of electron donor, butyric acid and hydrogen were the optimal donor choices for reductive dechlorination, while non-effective donors were acetic acid and propanol. Whey is also an important source of electrons for reductive dechlorination, thus reducing the cost of recovery, since it can replace an expensive donor in the field. In addition, biomass decay contributes to the production of electrons and must be taken into account when designing the bioremediation of contaminated sites. The contribution to the dechlorination of TCE of natural organic matter and soluble iron seems to be insignificant. On the other hand, iron sulfide, which is insoluble in water, improved the yield of chlorinated ethenes removal, since it became the source of electrons for reductive dechlorination. The major pathway of reductive dechlorination with ferrous sulfide as a donor was the biological process of hydrogenolysis and not the abiotic β-elimination mechanism, as it is reported in several studies in literature. The findings of this thesis show the important role the geochemical conditions of the field play in reductive dechlorination of TCE, and should be taken into account in the designing phase of the remediation.	en
heal.sponsor	ΕΛΚΕ	el
heal.advisorName	Μαμάης, Δανιήλ	el
heal.advisorName	Πανταζίδου, Μαρίνα	el
heal.committeeMemberName	Μαμάης, Δανιήλ	el
heal.committeeMemberName	Πανταζίδου, Μαρίνα	el
heal.committeeMemberName	Ανδρεαδάκης, Ανδρέας	el
heal.committeeMemberName	Καλογεράκης, Νικόλαος	el
heal.committeeMemberName	Μαλαμής, Σιμεών	el
heal.committeeMemberName	Νουτσόπουλος, Κωνσταντίνος	el
heal.committeeMemberName	Παπασιώπη, Νυμφοδώρα	el
heal.academicPublisher	Σχολή Πολιτικών Μηχανικών	el
heal.academicPublisherID	ntua
heal.numberOfPages	429
heal.fullTextAvailability	true