Obsah sborníku | Časopis BIOM, články a sborníky | Domovská stránka     

Dekontaminace těžkých kovů z půdy rostlinami

Ing. Jaroslav Váňa, CSc.

Výzkumný ústav rostlinné výroby Praha-Ruzyně

Úvod

V současné době je na pracovišti autora řešen projekt GA ČR č. 502/95/0854, jehož cílem je odstanit těžké kovy z půdy pěstováním energetických rostlin. Uvedené technologie fluidního spalování a zplynování fytomasy umožňují účinnou separaci těžkých kovů v popelnatém odpadu.

Podnět k hypoteze reálnosti dekontaminace půdy pomocí rostlin přichází na základě odborného sdělení (Haase 1988) z Oldenburgu o schopnosti křídlatky sachalinské (Reynoutria sachaliense) vyčerpat z půdy za rok na 1 ha 1,3 kg Cd, 24 kg Pb a 322 kg Zn. Další sdělení o účinnosti tohoto způsobu dekontaminace půdy (heavy metal harvesting) jsou značně střízlivější (Metz, Wilke 1992; 1994; Schweder, Krawielitzki, Sarich 1994; Schaller, Diez 1991) nebo praktické využití toto metody zpochybňují (Diez, Krauss 1995).

Materiál a metody

V první etapě řešení projektu byly využity rostlinné a půdní vzorky z agrotechnických experimentů s pěstováním energetických rostlin z let 1992 - 1995. Do databáze byly zahrnuty obsahy těžkých kovů v půdě a v rostlinách, výnos sušiny nadzemní biomasy, COX a pH půdy. Z původních údajů byly vypočítány následné charakteristiky:

- transferfaktor (Ft): poměr koncentrace těžkého kovu v rostlině (enventual. v části rostlin a v půdě)

- odběrný faktor (Fo): odběr těžkého kovu rostlinou na jednotku plochy (g . ha-1)

- dekontaminační faktor (Fd): poměr hmotnosti těžkého kovu ve sklizni a na 20 cm vrstvě půdy vyjádřený v %.

Obsah sledovaných těžkých kovů (Cd, Cu, Hg, Pb, Zn) v půdě i v rostlinách byl stanoven jako totální standardními metodami AAS.

Vyhodnocením databáze, do které bylo zahrnuto 21 druhů rostlin technicky vhodných pro spalování nebo zplynování bylo zjištěno, že nejvyšší hodnoty transferfatktoru a dekontaminačního faktoru se vyskytovaly u křídlatky sachalinské (Reynoutria sachalinensis Nakai) a u šťovíku krmného “Uteuša” (Rumex tianshanicus x Rumex patientia). Uspokojivé hodnoty dekontaminačního faktoru alespoň u jednoho sledovaného těžkého kovu vykázal z vytrvalých rostlin Sléz meljuka (Malva meluca Gralbn), Mužák prorostlý (Silphium perfoliatum L.) a z jednoletých rostlin Hyso a konopí. Vybrané vytrvalé energetické rostliny (křídlatka sachalinská, šťovík krmný, sléz meljuka a mužák prorostlý) byly testovány v polním (4x opakovaném) parcelkovém pokusu (výměra parcelky 50 m2) na mělké degradované hnědé půdě se zvýšenou skeletovostí v Nových Spořicích (okres Chomutov) na kontrolní (nehnojené variantě) č. 1, a na variantách č. 2 a 3 s odstupňovanými dávkami odvodněného čistírenského kalu (110 t sušiny . ha-1 a 220 t sušiny . ha-1) ČOV Kadaň.

Na zrekultivované výsypce Březno na parcelách o výměře 20 m2 (pH 6,78; COX 0,651%) byl založen pokus s modelově kontaminovanou půdou a se zásahy zvyšujícími mobilitu těžkých kovů a jejich transfer do rostlin. Modelová apliakce roztoku solí těžkých kovů (Cd, Pb, Ni, Zn) zabezpečila varinaty na 3 hladinách kontaminace půdy těžkými kovy. Na nejvyšší hladině kontaminace byly testovány dvě úrovně (cca pH 5 a 3,5) modelového okyselení půdy (0,2% roztokem kyseliny fosforečné opakovanými dávkami). Na další variantě s maximální hladinou kontaminace těžkými kovy s neokyselenou půdou byl testován vliv gradientu elektrického pole na zvýšení příjmu těžkých kovů křídlatkou sachalinskou. Výsadba rostlin byla na pokusné parcele provedena v jednom středovém řádku a v kořenové zóně rostlin byla umístěna horizontální katoda na okrajích parcelky byly s roztečí 150 cm rozmístěny vertikální tyčové anody zapuštěné do hloubky 50 cm. Byly použity uhlíkové elektrody (firma Elektrokarbon, Topolčany) a elektrické pole bylo vytvořeno stejnosměrným proudem 12 V a udržováno po celou dobu vegetace. Cílem této instalace bylo vyvolat transfer kationtů sledovaných kovů z parcelky směrem ke kořenové zóně rostlin.

Výsledky a diskuse

Dekontaminace půdy energetickými rostlinami po aplikaci čistírenského kalu je hodnocena výsledky vegetačního pokusu v Nových Spořicích (tab. č. 1). Aplikaci stupňovaných dávek čistírenského kalu byly v půdě překročeny maximální přípustné hodnoty pro obsah těžkých kovů v zemědělských půdách u Cd o 17 - 83%, Hg o 97 - 461%, Zn o 15 - 95%. U Cd a Pb nedošlo k nadlimitní kontaminaci. Aplikace čistírenských kalů na jedné straně kontaminuje půdu těžkými kovy, současně ji však obohatila rostlinnými živinami a COX a mírně alkalizovala půdní reakci. Transferfaktor těžkých kovů s růstem COX klesá nebo stagnuje, odběr kovů (FO) většinou stoupá vlivem vyšší produkce fytomasy. Podstatně nízký odběr sledovaných těžkých kovů je u mužáku prorostlého a slezu. Nejůčinnější dekontaminace byla zjištěna u křídlatky sachalinské a šťovíku krmného, i když účinek se zdaleka nepřibližuje očekávaným hodnotám (Hasse 1988). Snižování transferfaktoru při vzestupu COX je v souladu se zjištěním dalších autorů (Váňa 1995; Hasselbich, Boguslawski 1991; Herms 1989). V dalších letech sledování experimentu lze očekávat u testovaných rostlin vyšší odběr těžkých kovů v důsledku stoupajících výnosů a mineralizace čistírenského kalu.

Výsledky dekontaminace půdy v maloparcelkovém pokusu na zrekultivované důlní výsypce Březno s modelově kontaminovanou půdou a se zásahy, zvyšujícími mobilitu těžkých kovů jsou uvedeny v tab. č. 2. Se stoupající kontaminací půdy klesá transferfaktor a u křídlatky a konopí dochází též k mírnému poklesu výnosu sušiny nadzemní biomasy. Na výrazný pokles transferfaktoru u Ni a Cd se stoupající koncentrací těchto kovů v půdě upozorňuje Hasselbach, Boguslawski 1991.

Modelové okyselení půdy způsobilo u všech sledovaných kovů a u všech testovaných rostlin zvýšení transferfaktoru. To je v souladu se zjištěním řady dalších autorů (Herms 1989, Cottenie, Kiekens 1981, Sauerbeck 1989).

Kombinace elektroreklamačního postupu s dekontaminací půdy křídlatkou na pokusné variantě č. 6 zvýšila transfaktor a to především u Zn a Ni. Pokles výnosu nadzemní fytomasy však způsobil stagnaci, nebo i snížení dekontamiace ve srovnání s variantou 3. Po sklizni bylo zjištěno, že v okolí horizontálních katod je vyšší koncentace Cd, Zn a Ni o 10 - 18% ve srovnání s průměrným vzorkem odebraným z parcelky. Zemina v okolí katod vysychá, což zřejmě snišuje výnos křídlatky.

Závěr

V jednotlivých pokusech energetické rostliny s vysokým výnosem fytomasy a s transferfaktory několikanásobně vyššími než u konvenčních plodin byly maximálně schopny zabezpečit odběr 1,4% celkového obsahu těžkého kovu v půdě. Dekontaminace by tak trvala několik desetiletí. Doporučuji zvýšit schopnost příjmu těžkých kovů u uvedených druhů šlechtěním.

Tab.č. 1.:

Průměrné hodnoty výnosu sušiny v t . ha-1, transferfaktoru (Ft), odběrového faktoru (FO) v g . ha-1 a dekontaminačního faktoru (Fd) v % pro sledované těžké kovy na variantách čtyřikrát opakovaného maloparcelkového pokusu v Nových Spořicích (var. č. 1: kontrola, var.č. 2: kal ČOV 110 t suš - ha-1, var. č. 3: kal ČOV 220 t suš. . ha-1)

Testovaná rostlinaCd Cu Hg Pb Zn        
      Ft 0,905 0,143 0,421 0,192 1,350
  1 18,10 Fo 3,44 16,83 4,24 49,41 526,35
      Fd 0,55 0,09 0,25 0,12 0,82
Křídlatka     Ft 0,894 0,068 0,822 0,153 0,287
sachalin- 2 25,18 Fo 10,58 47,11 24,43 90,43 1083,17
ská     Fd 0,75 0,06 0,69 0,13 0,24
      Ft 0,849 0,070 0,587 0,135 0,295
  3 30,10 Fo 18,66 96,02 29,19 128,53 2257,50
      Fd 0,85 0,07 0,29 0,14 0,30
      Ft 1,619 0,540 0,410 0,068 1,809
  1 10,32 Fo 3,51 36,08 4,02 9,90 401,06
      Fd 0,56 0,19 0,14 0,02 0,62
Šťovík     Ft 1,043 0,223 0,584 0,064 0,741
krmný 2 20,13 Fo 9,87 123,32 13,90 30,42 2238,86
      Fd 0,70 0,15 0,39 0,04 0,50
      Ft 1,123 0,219 0,334 0,091 0,839
  3 30,11 Fo 24,68 299,80 34,92 87,28 6412,81
      Fd 1,13 0,22 0,35 0,09 0,84
      Ft 0,762 0,190 0,316 0,227 0,979
  1 8,31 Fo 1,33 10,21 2,49 32,62 174,63
      Fd 0,21 0,05 0,09 0,08 0,27
Sléz     Ft 0,745 0,072 0,650 0,197 0,280
Malva 2 16,39 Fo 5,74 32,31 13,45 76,10 689,46
      Fd 0,41 0,04 0,38 0,11 0,15
      Ft 0,684 0,047 0,297 0,159 0,272
  3 23,60 Fo 11,80 50,50 23,60 119,18 1633,83
      Fd 0,54 0,04 0,23 0,13 0,21
      Ft 0,571 0,231 0,221 0,160 0,628
  1 1,08 Fo 0,13 1,65 0,23 2,50 14,85
      Fd 0,02 0,01 0,01 0,01 0,02
Mužák     Ft 0,468 0,073 0,150 0,144 0,147
prorostlý 2 4,82 Fo 1,06 9,55 1,10 16,27 106,08
      Fd 0,08 0,01 0,03 0,02 0,02
      Ft 0,479 0,049 0,074 0,156 0,114
  3 9,61 Fo 3,36 21,60 2,40 47,42 277,15
      Fd 0,15 0,02 0,02 0,05 0,04

Tab.č.2 :

Transferfaktor (Ft), odběrový faktor (Fo) v g . ha-1 a dekontaminační faktor (Fd) v % pro sledované těžké kovy na variantách maloparcelkového pokusu na důlní výsypce Březno s modelově kontaminovanou půdou a se zásahy zvyšující mobilitu těžkých kovů (var. 1: kontrola, var. 2: 1 hladina kontaminace, var.č.3: 2. hladina kontaminace, var.č.4: 2. hlad. kontaminace pH 5,2, var. č. 5: 2. hladina kontaminace pH 3,7, var.č.6: 2. hladina kontaminace, vliv elektroreklamace)

Testovaná rostlina pokusná varianta výnos suš.

t . ha-1

 faktor Cd Pb Ni Zn
      Ft 0,840 0,174 0,211 1,580
  1 18,92 Fo 3,98 58,45 43,65 455,90
      Fd 0,53 0,11 0,13 1,00
Křídlatka     Ft 0,790 0,033 0,088 0,374
sachalinská 2 18,23 Fo 17,84 95,91 45,42 1458,18
      Fd 0,48 0,02 0,05 0,23
      Ft 0,806 0,034 0,064 0,457
  3 17,49 Fo 32,19 175,90 194,02 3342,10
      Fd 0,47 0,02 0,04 0,27
      Ft 1,088 0,047 0,126 0,515
  4 15,16 Fo 37,29 212,91 325,56 3231,40
      Fd 0,55 0,02 0,06 0,26
      Ft 1,744 0,059 0,188 0,895
  5 11,18 Fo 44,35 196,67 360,08 4166,40
      Fd 0,65 0,02 0,07 0,33
      Ft 0,860 0,035 0,069 0,483
  6 16,39 Fo 32,17 172,28 194,33 3298,66
      Fd 0,47 0,02 0,04 0,26
      Ft 1,560 0,086 0,349 3,523
  1 11,92 Fo 4,64 18,19 45,30 636,70
      Fd 0,62 0,02 0,14 1,40
Šťovík     Ft 0,857 0,014 0,193 0,821
krmný 2 14,35 Fo 15,10 26,22 201,71 2024,00
      Fd 0,41 0,01 0,07 0,31
      Ft 0,881 0,014 0,187 0,503
  3 10,56 Fo 21,36 44,43 340,48 2232,12
      Fd 0,31 0,01 0,07 0,18
      Ft 1,264 0,020 0,299 0,741
  4 8,07 Fo 23,39 48,82 416,63 2510,20
      Fd 0,34 0,01 0,08 0,20
      Ft 1,823 0,041 0,370 0,996
  5 6,58 Fo 27,28 79,28 416,16 2728,26
      Fd 0,40 0,01 0,08 0,22
      Ft 0,680 0,038 0,259 3,944
  1 3,97 Fo 0,71 2,86 11,84 252,00
      Fd 0,09 0,01 0,04 0,55
      Ft 0,294 0,07 0,078 0,418
  2 4,08 Fo 1,33 4,45 27,77 349,05
      Fd 0,04 0,001 0,01 0,05
      Ft 0,431 0,010 0,064 0,269
Hyso 3 3,48 Fo 3,72 10,98 41,80 425,60
      Fd 0,05 0,001 0,01 0,03
      Ft 0,551 0,015 0,102 0,462
  4 3,27 Fo 4,13 14,65 57,88 633,60
      Fd 0,06 0,002 0,01 0,05
      Ft 0,705 0,034 0,130 0,48
  5 2,98 Fo 4,96 31,46 68,88 621,55
      Fd 0,07 0,004 0,01 0,05
      Ft 1,640 0,075 0,670 3,283
  1 9,33 Fo 3,85 12,50 68,62 469,06
      Fd 0,51 0,92 0,21 1,03
      Ft 0,492 0,020 0,130 0,471
Konopí 2 9,15 Fo 5,61 28,98 108,56 929,20
      Fd 0,15 0,01 0,04 0,14
      Ft 0,674 0,016 0,125 0,602
  3 8,90 Fo 13,77 43,20 192,06 2251,17
      Fd 0,20 0,01 0,04 0,18
      Ft 1,233 0,024 0,241 0,699
  4 8,03 Fo 22,68 58,32 332,99 2353,05
      Fd 0,33 0,01 0,06 0,19
      Ft 3,524 0,033 0,336 0,886
  5 7,91 Fo 63,20 78,21 453,07 2907,99
      Fd 0,93 0,01 0,09 0,23

 

Literatura :

COTTENIE, A. - KIEKENS, L.: Beweglichkeit von Schwermetallen in mit Schlamm angereicherten Böden. In: Korrespondenz Abwasser 28, 1981: 206 - 211.

DIEZ, T. - KRAUSS, M.: Odčerpávání těžkých kovů z kontaminovaných ploch pomocí rostlin. In: Sborník Těžké kovy v zemědělské půdy a rostlinách. Praha 1995: 41 - 43.

HAASE, E.: Pflanzen reiningen Schwermetall - Böden. In: Umwelt 7-8, 1988: 342 - 344.

HASSELBACH, G. - BOGUSLAWSKI, E.: Bodenspezifische Einflüsse auf die Schwermetallaufhahme der Pflanzen und Einordnung der Ergebnisse in Bodenschutznormen. In: Auswirkungen von Siedlungsabfällen auf Böden, Bodenorganismen und Pflanzen. 6, 1991: 126 - 179.

HERMS, U.: Löslichkeit von Schwermetallen in Böden unter variierenden Milieubedingungen: In: Dechema (Hrsg. von D. Behrens u J. Wiesner, 1989). Beurleilung von SK-Kontamination im Boden. Frankfurt/Main, 189 - 199.

METZ, R. - WILKE, B.M.: Dekontamination von Schwermetallbelasteten Rieselfeldböden durch Anbau von Energiepflanzen am Beispiel des Elements Cadmium. VDLUFA, 1992.

METZ, R. - WILKE, B.M.: Sachalinknöterich (Polygonum oder Teynoutria sachalinense) - eine alternative Pflanze zur Dekontamination von schvermetallbe lasteten Rieselfeldem? VDLUFA, 1994.

SAUERBECK, D.: Der Transfer von Schwermetallen in die Pflanze. In: Beurteilungen von Schwermetallkontaminationene im Boden, Dechema. Frankfurt(Main), 1989: 281 - 316.

SCHALLER, A. - DIEZ, T.: Pflanzenspezifische Aspekte der Schwermetallaufnahme für Lebens - und Futtermittel. In: In: Auswirkungen von Siedlungsabfällen auf Böden, Bodenorganismen und Pflanzen. Berichte aus der Ökologischen Forschung, 6, 1991: 92 - 125.

SCHWEDER, P. - KRAWIELITZKI, H. - SARICH, W.: Der Versuch einer Cadmium - Dekontaminierung eines Bodens mit Sachalin - Knöterich. VDLUFA 1994.

VÁŇA, J.: Obsahy těžkých kovů v půdě a v rostlinách po dlouhodobém hnojení průmyslovými komposty. In: Sborník Těžké kovy v zemědělské půdě a rostlinách, Praha 1995, str. 4 - 7.

Résumé :

Heavy Metals Decontamination of Soil by means of Plants

The decontamination of soil by means of the perrenial plants (Reynoutria sachalinensis, Rumex tianshanicus x Rumex patientia, Malva meluca Graebn., Silphium perfoliatum) at plot experiment in Nové Spořice was assessed. The plants were cultivated on the control unmanured plot and the same plants were grown on the plot manured with sludges from the water treatment plant in Kadaň with the 110 and 220 tons doses of dry matter per hectar. The application of sludges causes the contamination of soil by heavy metals and, simultaneously, the soil was enriched by the plant nutrients and Cox . The most efficient decontamination was found at the plot with Reynoutria sachalinensis and Rumex tianshanicus x Rumex patientia, although the decontamination effect did not meet the values expected. During the increase of Cox the transferfactor of heavy metals has had decreased or stagnated, but the decontamination of soil has had increased in most cases as a consequence of higher production of phytomass.

Another vegetation experiment was established on reclamated ash dump in Březno with the model contamination of soil by the solution of heavy metals salts (3 contamination levels) and with the precautions which increase the mobility of heavy metals ions (soil acidification, electroreclamation). The transferfactor decreased with the increase of soil contamination and the model acidification of soil caused the transferfactor increase of all metals observed. The electroreclamation course caused the increase of Zn and Ni transferfactors with the simultaneous decrease or stagnation of dry matter yield of energy plants.

Although, the high yield of energy plant phytomass in both experiments was obtained and many times higher values of transferfactors than values of conventional plants were found, the decontamination of soil by this way would last several decades.

 

            Časopis BIOM, články a sborníky       Domovská stránka BIOMu