Časopis BIOM, články a sborníky | Domovská stránka     

Kompostování kontaminovaných zemin a remediace znečištěných půd aplikací kompostů

Antonín SLEJŠKA

SANAČNÍ TECHNOLOGIE I, Vodní zdroje s.r.o. Ekomonitor, Seč u Chrudimi, 19.-20. 5. 1998, s.190-199.

Bioremediace se zařazuje mezi degradační technologie. Její vztah k ostatním asanačním technologiím je možno vypozorovat z obr. 1. (FRTR 1998^WWW):

V tomto sdělení se budu zabývat pouze dvěma bioremediačními technologiemi, jež jsou v podstatě založeny na zintenzivnění mikrobiální činnosti přídavkem vhodné organické hmoty. Tím se vytvoří vhodné podmínky pro mineralizaci, kometabolismus a akumulaci některých organických xenobiotik. Obě tyto technologie používají mikrobiálních společenstev přítomných ve stanoveném prostředí a ve vnesených organických materiálech, jelikož izolace optimálních mikrobiálních druhů či společenství je velmi složitá (Jirků 1997) a vnesená kultura bývá méně vitální a hůře přizpůsobená danému prostředí než kultura autochtonní (Glaser a Potter 1998^WWW, Váňa 1998). Inokulace namnoženou autochtonní mikroflórou se vyplatí pouze u technologií, kde se do sanované zeminy (půdy) nevnáší žádná organická hmota: Landfarming (bio-venting). Příprava inokula může vypadat např. takto (EPA 1994, EPA 1995^WWW):

Názory na účinnost bioremediačních technologií se u některých xenobiotik často dosti liší. Jako příklad uvedu PCB. Snell (1982) uvádí 75% degradaci méně chlorovaných PCB (aroclor 1221) přidaných v koncentraci 500 mg / kg během 30 dní kompostování, během kterého ubylo pouze 5% organické hmoty, což ukazuje na spíše pomalý průběh kompostování. Hogan et al. (1989) dosáhl 83% rozložení arocloru 1232 (11 mg / kg) s 1,6% volatilizací po 35 dnech kompostování při 50°C. Firma ABB-ES uvádí několik příkladů aplikací kompostování pro bioremediace PCB (Thomas et al. 1995^WWW). Na druhé straně mnozí praktici zůstávají spíše skeptičtí. Glass (1998^USE) uvádí: ”většina technologií bioremediace PCB nepracovala tak, jak se původně myslelo, minimálně pro širší spektrum kongenerů se ukázala být bioremediace komerčně neefektivní”. Podobně Adelstein (1998^USE) a Rothstein (1998^USE) upozorňují na neexistenci jim známé bioremediační technologie vhodné pro PCB.

Aplikace kompostů do půdy

Je používána zejména pro urychlení rozkladu pesticidů a polyaromátů. Množství kompostu potřebné pro úspěšnou biodegradaci velmi kolísá podle druhu kontaminantu a podmínek prostředí. Liu a Cole (1996) dosáhli při kompostování třech insekticidů těchto degradací: metolachlor se po dvaceti dnech zcela rozložil i bez přídavku kompostu, pendimethalin potřeboval 20% přídavek pro 80% rozklad a 87% rozklad trifuralinu byl dosažen až přídavkem 40% kompostu. V průběhu pokusu byly v substrátech pěstovány rostliny. Nejvyšší výnosy byly zaznamenány při 20% přídavku kompostu. Hupe et al. (1996) našli téměř přímou úměru mezi množstvím přidaného kompostu a rychlostí degradace motorové nafty. Nejvyšší spotřeba kyslíku pro degradaci nafty byla pozorována při poměru 2 díly zeminy na 1 díl kompostu (1% kontaminace). Archipčenko et al. (1997) zkoušely pro změnu vliv Bamylu (sušený kal z aerobního čištění odpadních vod z prasečí farmy) na degradaci ropných látek v půdě. Již při přídavku 1% Bamylu bylo dosaženo 53% degradace a při přídavku 5% až 66% úbytek ropy z tekutého minerálního média s 1% kontaminací. Na otázku osudu ropných látek v sanované půdě se pokusili odpovědět Hupe et al. 1996, kteří zjistili, že v 1% motorové nafty kontaminovaném vyzrálém kompostu po 21 dnech (při 30°C) bylo 59% nafty mineralizováno, 5% vyprchalo, 4% přešly do biomasy mikroorganismů, 8% zůstalo extrahovatelných a zbylých 24% se pravděpodobně navázalo na humusové látky. Tito autoři také zjistili, že vliv stáří kompostu na rychlost biodegradace je minimální. U půl měsíce starého kompostu byla během 60 dní zjištěna 95% degradace, zatímco u 13 měsíčního 93% (1% kontaminace, 20% kompostu, v Ah půdním horizontu). Liu a Cole (1996) konstatují, že přídavek kompostu chrání rostliny proti vlivu fytotoxických látek, což znamená, že je velmi výhodné pěstovat na takto sanovaných půdách rostliny, jejichž růst urychluje degradaci nejen pesticidů, ale i některých dalších kontaminantů (Anderson a Coats 1994). Rozklad polutantů je zvláště intenzivní ve rhizosféře (Shann a Boyle 1994) proto např. Carman et al. (1998) doporučují pro zaolejované půdy spíše vrbu, než hybridní topol, jelikož ta při pokusech prokázala větší zakořenění při přibližně stejném výnosu nadzemní hmoty. Volba vhodné rostliny záleží na více faktorech. Všeobecně se dá říci, že nejvhodnější jsou fytoenergetické rostliny, které vykazují v daných podmínkách nejvyšší výnosy. V ČR (na Chomutovsku) se ukázala být velmi vhodná např. Křídlatka sachalinská, u které bylo při experimentech dosahováno energetické výtěžnosti 1057 GJ /ha, což bylo více než trojnásobek ostatních perspektivních rostlin (Usťak a Honzík 1997). Křídlatka je rovněž vhodná pro dekontaminaci půdy zamořené TK, jak upozorňují Váňa a Usťak (1995). Reálná dekontaminace by však trvala velmi dlouho (Váňa 1998).

Přídavek kompostu do půdy může urychlovat biodegradaci xenobiotik těmito mechanismy (Hupe et al. 1996):

• zvýšením aerobní kapacity půdy (zejména u těžkých půd);
• značným zvýšením pestrosti a množství mikrobiálního osídlení půdy (Kästner et al. 1994);
• zlepšením pH pufrovací kapacity (Dalyan et al. 1990) a vodní kapacity;
• zlepšením struktury kohezních půd, což zabraňuje tvoření pelet při dekontaminaci v míchaných reaktorech;
• přídavkem živin a stopových prvků (kvalitní kompost je téměř dokonalé depotní hnojivo postupně uvolňující živiny a stopové prvky - funguje tedy také jako kosubstrát); a
• interakcí humusových látek kompostů s kontaminanty (inkorporace cizorodých látek v půdně humusové matrici).

Kompostování

Kompostování je nejčastěji používáno u půd kontaminovaných trhavinami (TNT, RDX, HMX, pikramid), PAU, ale i mnohými dalšími organickými xenobiotiky. Pro tyto technologie kompostování se většinou doporučují teploty mezi 50 - 55°C. Někteří autoři doporučují i vyšší teploty, ale např. Glaser a Potter (1998^WWW) zjistili, že při kompostování zemin s PAU při dosáhnutí teplot nad 60°C zmizeli rozkladači fenantrenů, z čehož vyvodili, že teploty vyšší než 60 °C mohou ničit mikroorganizmy rozkládající PAU. Zároveň také uvažují o možném pozitivním vlivu anaerobních kapes pro iniciaci degradace těžko rozložitelných látek - zvláště těch silně chlorovaných.

Anaerobní prostředí používají ve svém patentu Bernier et al. (1995^WWW), kteří doporučují kompostovat zeminu kontaminovanou DDT v několika sériích anaerobních a aerobních fází. Začínají většinou anaerobní fází. Jedna fáze trvá 1 - 2 týdny a celkem jich obvykle bývá 6 či 7. Optimální anaerobní prostředí pro rozklad DDT uvažují při redox potenciálu - 300 až - 500 mV, aerobní mezi + 200 až + 300 mV. Zatímco při anaerobní fázi dochází k odštěpování 1 - 2 alifatických chlorů z DDT, tak v aerobní se dále rozkládají takto vzniklé metabolity (DDD, DDE). Anaerobní fáze je důležitá taktéž při degradaci kongenerů PCB majících více než 5 chlórů (Fournier 1998^USE).

Nejintenzivněji probíhají biologické procesy při pH mezi 6 - 7,5 (Viraraghavan et al. 1998^WWW). Optimální vlhkost kompostu je dle Craig a Vayne (1998^WWW) 50% vodní kapacity (pro rozklad TNT a RDX); dle Váni (1994), když je 70% pórovitosti zaplněno vodou (všeobecně pro kompostování). Rozdíl mezi těmito hodnotami může být dán tím, že zatímco v prvním případě jde především o rozklad xenobiotik, tak ve druhém je důležitá zejména tvorba humusových látek (Váňa 1998).

Provzdušňování kompostů může být prováděno buď sáním či tlačením vzduchu skrz perforované PP trubky umístěné vespodu zakládky, či překopáváním. Překopávání zajišťuje zároveň průběžné promíchávání, ale vzniká zde nebezpečí úniku prchavých polutantů do atmosféry. Z tohoto důvodu se při dekontaminaci látek jež (či jejichž metabolity) jsou prchavé doporučuje podtlaková aerace s čištěním odplynu v biofiltru. Podtlaková aerace bývá rychlejší než klasické kompostování s překopávkami. Viraraghavan et al. (1998^WWW) např. uvádí biodegradaci 70% ropných uhlovodíků během 60 dní kompostování s podtlakovou aerací, zatímco klasické kompostování vyžadovalo 90 dní. Dále tito autoři uvádí přibližné doby potřebné na bioremediace některých MAU při použití různých technologií:

Podobný vliv technologie na rychlost biodegradace xenobiotik nalezli Diaz et al. 1996, kteří naměřili 4 a 11,9% degradaci zaolejovanosti za měsíc při landfarmingu a 30 - 66% v bioreaktorech.

S ohledem na přídavek organických látek bývá objem finálního kompostu větší než sanované zeminy o 50 - 100% (Craig a Sisk 1998^WWW). V surovinové skladbě surového kompostu bývá totiž většinou pouze kolem 30% zeminy. Příklad skladby uvádí Kuroda (1998^WWW): 30% zeminy, 18% pilin, 18% vojtěšky, 3% drůbežího trusu, 21% hovězích exkrementů a 10% odpadu z rajčat. Důležitý je porézní materiál jako je např. sláma, který umožní lepší aeraci. Slámy je však možné přidat max. 5% na sušinu, jelikož velmi zvětšuje objem. Jako zdroj dusíku a dalších živin je možné přidat dle dostupnosti různé živočišné exkrementy či kaly z ČOV. U kalů je však třeba být obezřetný na obsahy cizorodých látek, zejména TK.

Bačík (1994) zkoumal vliv materiálu použitého pro kompostování na rychlost degradace ropných látek (z kalu ze sedimentační nádrže umývárny vozidel s 23 130 mg/kg ropných látek). Nejlépe dopadly starší piliny, nejhůře hrubě drcená kůra, což je připisováno horší homogenitě, viz tab. 2:

Dále Bačík (1994) zjistil, že je výhodnější zabezpečit správný poměr živin přídavkem kejdy či drůbežího trusu, než pomocí průmyslových hnojiv.

Váňa et al. (1993) došli k velmi překvapivým hodnotám rozkladu ropných uhlovodíků v kůro-kejdových kompostech, kdy při přídavku biopreparátu, jež jinak vylepšoval průběh kompostování, nastala pouze 26,6-28,9% degradace, zatímco u kontroly bez přídavku tohoto přípravku bylo rozloženo 72,6-80% ropného znečištění. Autoři však uvádí, že nevhodnost mikrobiálních preparátů pro kompostování zaolejovaných odpadů a zemin, by musel ověřit opakovaný experiment. Dále zjistili, že ropné uhlovodíky potlačují mikroorganismy využívající organické dusíkaté látky (masopeptonový agar), zatímco některé jiné stimulují (thortonův a zejména škrobový agar).

Zhou a Crawford (1995) se zabývali vlivem některých činitelů na rychlost degradace motorového benzinu v půdě. Některé jejich závěry se dají zevšeobecnit i pro kompostování. Rychlost degradace se zvyšovala přímo úměrně s počáteční koncentrací rop. uhlovodíků (nejvyšší byla 1780 ppm). Se zvyšující se teplotou se rozklad urychloval (testované teploty: 11, 25 a 37°C). Optimální koncentrace kyslíku byla 10%, tedy asi poloviční oproti atmosférické. Rychlosti biodegradace a množství mikroorganismů vykazovali přímou úměru. Některé další vlastnosti půdy jako specifický povrch, pH, ionto-výměnná kapacita, minerální obsah, vlhkost a obsah živin mohou ovlivňovat rychlost rozkladu, působením na množství a aktivitu mikroorganismů (Stotzky 1986).

Löbl et al. (1989) testovali možnost kompostování čistírenského kalu z Dehtových závodů (tehdy Urxovy závody) společně s kůrou, pšeničnou slámou a kejdou prasat v různých poměrech. Během 14 denního rychlokompostování došlo k 35-64% úbytku aromatických vazeb (– CH=), k 20-80% úbytku fenolu, a k 20-70% úbytku pyridinu. S výjimkou kombinace č. 1 došlo k 50-97% degradaci benzenu a rozkladu 22-33% toluenu. Úbytek vyšších aromatických uhlovodíků se podařilo prokázat pouze u kombinace č. 2, ve které byla použita největší koncentrace biologického kalu. Zvýšená teplota se v průběhu zrání u kombinace 1A ve srovnání s kombinací 6 neprojevila ve zvýšeném odbourání aromatických vazeb a v úbytku benzenu. Urychlila však rozklad fenolu, toluenu a pyridinu. Bližší údaje jsou v tabulce 3:

Kašíková (1986) se zabývala detoxikací nealkalických zaolejovaných kalů z mytí zemědělské techniky prostřednictvím kompostování, poté co usoudila, že klasické spalování je neekonomické, jelikož tento “kal” je vlastně zemina s přibližně 5% obsahem ropných uhlovodíků. Postup detoxikace kompostu se složením: 14 tun kalu (72mg rop. uhl./g suš.), 12 tun rašeliny, 6 tun kejdy a 35 tun drtě domovního odpadu (dnes by připadalo v úvahu pouze použití občanem tříděného bioodpadu, protože netříděný komunální odpad obsahuje obvykle příliš mnoho cizorodých látek), je možno vidět na grafu 1:

V případě potřeby urychlit proces kompostování, je možno zařadit na začátek technologické linky bioreaktor(y). Na konec je možno zařadit vermikompostování, čímž se prodlouží doba aktivní biodegradace a výrazně se zvýší kvalita finálního produktu (vermikompostu). Důležitým se jeví recykl inokula, který může procházet všemi fázemi technologie. Náčrt takové technologie může vypadat např. takto (Slejška a Váňa 1997):

Podobných variací na téma kompostárenské technologie je možno vytvořit více. Tu nejvýhodnější určí vždy až ekonomická rozvaha.

Zkušenosti ukazují, že počáteční náklady na kompostování bývají vyšší než na jiné remediační technologie, což je dáno požadavkem na dostatečně prostorný vodohospodářsky zabezpečený pozemek v blízkosti místa dekontaminace. Průběžné náklady bývají však o to nižší.

Použité zkratky

Literatura

ANDERSON, T.A. a COATS, J.R. (cit. Liu a Cole 1996, s. 910) :Bioremediation through rhizosphere technology. Washington, DC: American chemical society, 1994.

ARCHIPČENKO, I.; BARBOLINA, I.; ZOLNIKOVA, N.: Využití biohnojiv při bioremediaci zemědělské půdy. S. 26-31, IN: Cizorodé látky v zemědělských ekosystémech, seminář CZ Biom, Praha, 104 s., 1997.

BAČÍK, J.: Zneškodňování zaolejovaných kalů kompostováním s kůrou a pilinami. S. 57-62, IN: Biologické metody zneškodňování odpadů a asanace. Sborník BIJO, s.r.o., Praha, 160 s., 1994.

BERNIER, R.L.; GRAY, N.C.C. A MOSER, L.E.: Compost econtamination of DDT contaminated soil - US Patent Number: 5660612. <http://www.optipat.com/TEXT/5660612.htm>, [zkopírováno 25.3.1998], 1995.

CARMAN, E.P.; CROSSMAN, T.L. a GATLIFF, E.G.: Trees stimulate remediation at fuel oil contaminated site. Soil & groundwater cleanup, s. 40-42, Ún./Bř. 1998.

CRAIG, H. A SISK W.: The Composting Alternative to Incineration of Explosives Contaminated Soils. <http://clu-in.com/ttrend/ttcmpost.htm>, [zkopírováno 25.3.1998].

DALYAN, U.; HARDER, H. a HÖ PNER, T. (cit. Hupe et al. 1996, s. 917): Hydrocarbon biodegradation in sedimants and soils, a systematic axamination of physical and chemical conditions - Part II. pH values. Erdö l und kohle - erdgas - petrochemie vereinigt mit brennstoff-chemie, 9, s. 337-342, 1991.

DIAZ, L.F.; SAVAGE, G.M. a GOLUEKE, C.G.: Stabilization of hazardous wastes through biotreatment. S. 849-862, IN: The Science of Composting. Ed. Bertoldi, M.; Sequi, P.; Lemmes, B. a Papi, T., Blackie Acadamic & Professional, Glasgow, 1500 s., 1996.

EDELSTEIN, G. A. <[email protected]>: BG: Re: Bioremediation of PCBs. [Usenet newsgroup http://biogroup.gzea.com], přijato 2.4. 1998.

EPA: Cost and Performance Report: Composting Application at the Dubose Oil Products Co. Superfund Site Cantonment, Florida.<http://clu-in.com/dubose.htm#ref18>, [zkopírováno 25.3.1998], 1995.

EPA: Operation and Maintenance Manual for Soil Bio-Treatment, Revision 1, Dubose Oil Products Company Site, Cantonment, Florida, for DOPC Steering Committee and Engineering-Science, Inc. Waste Abatement Technology, L.P. March 1994.

FOURNIER, L.B. < [email protected]>: Re: BG: Bioremediation of PCBs. [Usenet newsgroup http://biogroup.gzea.com], přijato 3.4. 1998.

FRTR: classification of remedial technologies by function. <http://www.frtr.gov/matrix2/section3 /figure3_1.html>, [zkopírováno 20.3.1998].

GLASER, J. a POTTER, C.: Evaluation of Composting Techniques for Effective Treatment of Hazardous Waste. < http://www.epa.gov/ORD/NRMRL/lrpcd/tdb/>, [zkopírováno 20.3.1998].

GLASS, D. <[email protected]>: BG: Bioremediation of PCBs. [Usenet newsgroup http://biogroup.gzea.com], přijato 3.4. 1998.

HOGAN, J.A.; TOFFOLI, G.R.; MILLER, F.C.; HUNTER, J.V. a FINSTEIN, M.S. (cit.Michel 1996^WWW): Composting physical model demonstration: mass balance of hydrocarbons and PCBs. IN: Proceedings of the Int.Conf. on Physicochemical and biological detoxification of hazardous waste, Technomic Publishing Co., Lancaster, PA, 1989.

HUPE, K.; LÜ TH, J.C., HEERENKLAGE, J. a STEGMAN, R.:Enhancement of the biological degradation of contaminated soils by compost addition. S. 913-923, IN: The Science of Composting. Ed. Bertoldi, M.; Sequi, P.; Lemmes, B. a Papi, T., Blackie Acadamic & Professional, Glasgow, 1500 s., 1996.

JIRKŮ, V.: Problematika biologických dekontaminací. S. 163-164, IN: Odpady, jejich využití a zneškodňování. Sborník VŠCHT, Praha, 196 s. 1997.

KÄSTNER, M.; LOTTER, S.; HEERENKLAGE, J.; BREUER-JAMMELI, M.; STEGMANN, R. a MAHRO, B. (cit. Hupe et al. 1996, s. 917): Fate of ¹⁴C-labeled anthracene and hexadecane in compost manured soil. Applied micro-biology and biotechnology, 1994.

KAŠÍKOVÁ, N.: Likvidace nealkalických zaolejovaných kalů. Výzk. a vývoj. ústav STS a OZS, z.č. 50 45. 00, Praha, 11 s., 1986.

KURODA D.R.: Progress using bioremediation for site restoration by the U.S. army corps of engineers. < http://www.mrd.usace.army.mil/mrded-h/biorem.html>, [zkopírováno 20.3.1998].

LÖ BL, F.; VÁŇA, J.; ŠTIKOVÁ, A. a REICHLOVÁ, E.: Laboratorní ověření optimální skladby substrátu a biotechnologických podmínek pro výrobu rychlokompostu. Hodnotící zpráva VÚRV, Praha, 39 s., 1989.

LIU, X a COLE, M.A.: Minimum effective compost addition for remediation of pesticide-contaminated soil. S. 903-912, IN: The Science of Composting. Ed. Bertoldi, M.; Sequi, P.; Lemmes, B. a Papi, T., Blackie Acadamic & Professional, Glasgow, 1500 s., 1996.

MICHEL, F.: PCB Bioremediation via Composting. <http://pilot.msu.edu/user/michel/compost.htm>, [zkopírováno 25.3.1998], 1996.

ROTHSTEIN, M.P.E. <[email protected]>: BG: Bioremediation of PCBs. [Usenet newsgroup http://biogroup.gzea.com], přijato 2.4. 1998.

SHANN, J.R. a BOYLE, J.J. (cit. Liu a Cole 1996, s. 910): Influence of plant species on in situ rhisosphere degradation. S. 70-81, IN: Bioremediation through rhisosphere technology. Ed. Anderson, T.A. a Coats, J.R., Washington, DC: American chemical society, 1994.

SLEJŠKA, A. a VÁŇA, J.: Kompostování zaolejovaných odpadů. S. 75-85, IN: Cizorodé látky v zemědělských ekosystémech, seminář CZ Biom, Praha, 104 s., 1997.

SNELL, J.R.. (Snell Environmental Group, Inc.)(cit.Michel 1996^WWW): Rate of biodegradation of toxic organic compounds while in contact with organics which are actively composting. NSF final report ISP 8113992, NTIS PB84-193150. National Technical Information Service, Springfield, VA, 1982.

STOTZKY, G.(cit. Zhou a Crawford 1995, s. 133) : Influence of soil mineral colloids on metaboloc processes, growth, adhesion, and ecology of microbes. IN: Interactions of soil minerals with natural organics and microbes. SSSA spec. Pub. No. 17, s. 305-451, 1986.

THOMAS, D. R.; CARSWELL, K. S. a GEORGIOU, G. (cit.Michel 1996^WWW): Mineralization of biphenyl and PCBs by the white rot fungus Phanerochaete chrysosporium. Biotechnol Bioeng 40:1395-1402, 1992.

USŤAK, S. a HONZÍK, R.: Pěstování netradičních plodin pro fytoenergetiku. S. 37-40, IN: Energetické využití biomasy. Sborník VUSTE-APIS, s.r.o., Praha, 72 s., 1997.

VÁŇA, J. a USŤAK, S.: Transfer TK z půdy do energetických rostlin. S. 52-55, IN: Těžké kovy v zemědělské půdě a rostlinách, seminář VÚRV, Praha, 58 s., 1995.

VÁŇA, J.: Osobní sdělení, 1998.

VÁŇA, J.; REICHLOVÁ, E.; PROCHÁZKOVÁ, J.; JANOVSKÝ, J. a JÍCHA, P.: Aplikace biopreparátů při kompostování kůry s kejdou při biodegradaci cizorodých látek v kůrovém substrátu. Hodnotící zpráva pro fi. AlphaBio International, Ltd., VÚRV, Praha, 17 s. 1993.

VÁŇA,J.: Výroba a využití kompostů v zemědělství.Praha, 38 s., 1994.

VIRARAGHAVAN, T.; MIHIAL, D.; THOMSON, R.B. A MORTIN M.D.: Bioremediation of a petroleum - contaminated site - a feasibility analysis. <http://ce.ecn.purdue.edu/~alleman/w3-piwc/papers/virara.html>, [zkopírováno 25.3.1998].

ZHOU, E. a CRAWFORD, R.L.: Effects of oxygen, nitrogen, and temperature on gasoline biodegradation in soil. Biodegradation 6, s. 127-140, 1995.