MASARYKOVA UNIVERZITA

Transkript

1 MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA BAKALÁŘSKÁ PRÁCE Brno 2011 Marek Šudoma

2 MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA CENTRUM PRO VÝZKUM TOXICKÝCH LÁTEK V PROSTŘEDÍ VYUŽITÍ KONTAKTNÍCH TESTŮ PŘI HODNOCENÍ EKOTOXICITY KALŮ A KOMPOSTŮ Vedoucí práce: Mgr. Jana Vašíčková Marek Šudoma Bakalářská práce Brno, Česká republika, rok

3 Poděkování: Rád bych na tomto místě poděkoval za odbornou pomoc a podporu vedoucí mé práce Mgr. Janě Vašíčkové, doc. RNDr. Jakubu Hofmanovi Ph.D. za cenné rady a Bc. Blance Maňákové za poskytnutí vzorků pro testování. Prohlášení Prohlašuji, že jsem svou bakalářskou práci napsal samostatně a výhradně s použitím citovaných pramenů. V Brně dne 9. června Marek Šudoma 3

4 Abstrakt Práce je zaměřena jednak na teoretické zhodnocení používání kompostů a kalů jako prostředků obohacující půdu a jednak jejich praktické hodnocení pomocí ekotoxikologických biotestů. V práci jsou popsána environmentální rizika, která s sebou aplikace fertilizérů přináší, a metody jejich minimalizace. Pro stanovení ekotoxicity byly vybrány tři kontaktní testy. Pomocí nich bylo prakticky posouzeno další využití kalu silně kontaminovaného arsenem. Jednalo se o testy s E. crypticus, F. candida a L. sativa. Klíčová slova: Kompost, kompostování, vermikompostování, kal, odpad, toxicita, ekotoxicita, kontaktní testy, biodostupnost Abstract This thesis is aimed at theoretical evaluation of composts and sludges as soil conditioners and their practical evaluation by ecotoxicological bioassays. Within the thesis, there are described environmental risks that usage of fertilizers brings with and techniques of their minimalization. As one of the ekotoxicological assessment method three contact tests were selected. Sludge contaminated by arsenic was studied by those tools. The following three tests were used E. crypticus, F. candida and L. sativa. Key words: Compost, composting, vermicomposting, sludge, waste, toxicity, ekotoxicity, contact bioassays, bioavailability 4

5 Obsah Teoretická část 7 1. Úvod a cíl práce Půdní ekotoxikologie Úvod do půdní ekotoxikologie Stanovení (eko)toxicity Půdní biotesty Půdní biotesty v legislativě ČR Kaly ČOV Vznik kalů ČOV Úpravy a využití kalů Primární metody úpravy kalů: Sekundární metody úpravy kalů Kaly v legislativě ČR Kompostování Charakteristika procesu Legislativa kompostování Vermikompostování Charakteristika procesu Vlastnosti vermikompostu Hodnocení vlivu kompostování na toxicitu a biodostupnost kontaminantů Vliv kompostování na osud kontaminantů Hodnocení ekotoxicity kontaminantů v kompostech a kalech Experimentální část Testovaný materiál Kompostovaný kal (varianty K5 a K10) Kal smísený s půdou (varianty PA1, PA2, PA3, PA4) Příprava vzorků Test ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus Přístroje a pomůcky, chemikálie Charakteristika testovacího organismu Aklimatizace roupic před zahájením testu

6 9.4. Postup testu Podmínky testu Validita testu Test ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida Přístroje a pomůcky, chemikálie Charakteristika testovacího organismu Laboratorní chov F. candida Synchronizace chovu Postup testu Podmínky testu Validita testu Test ekotoxicity se salátem Lactuca sativa Přístroje a pomůcky, chemikálie Postup testu Podmínky testu Validita testu Výsledky Výsledky testu s Enchytraeus crypticus Výsledky testu s Folsomia candida Výsledky testu s Lactuca sativa Diskuze Závěr Zkratky Literatura

7 Teoretická část 1. Úvod a cíl práce Vysoká míra urbanizace jako důsledek ekonomického rozvoje vede k produkci ohromného množství odpadů a přináší tak vážné environmentální problémy s jejich nakládáním (Khwairakpam & Bhargava, 2009). Vlivem lidské činnosti je na odpady přeměněna většina nedostatkových surovin. Proto je nutné jednak předcházet a omezovat jejich vznik, zabraňovat zbytečnému plýtvání a také podporovat snahu o recyklaci a další využití (Váňa, 1997). V současné době je jedním z hlavních témat této problematiky recyklace některých prvků či sloučenin obsažených v odpadních vodách. V procesu klasického čistírenského postupu se většina z přivedeného znečištění v odpadních vodách převádí do kalů. Kaly představují přibližně 1-2% objemu čištěných vod, je v nich však kumulováno 50-80% původního znečištění (Kutil & Dohányos, 2011). Úprava a využívání kalů produkovaných během zpracování odpadních vod jsou jedním z nejkritičtějších environmentálních problémů. Kaly jsou různorodou suspenzí anorganických a organických látek, jsou zdrojem jak organické hmoty, základních živin a stopových prvků, tak i rizikových prvků, nebezpečných organických sloučenin a mikroorganismů (Kubík, 2009). Proto jsou podle zákona o odpadech (č. 185/2001 Sb.) klasifikovány jako nebezpečný odpad. Na druhou stranu jsou kaly vzhledem k vysokému obsahu živin často používány pro zemědělské účely jako hnojiva. Použití městských odpadů pro obohacení půdy je užitečnou cestou, jak naložit s odpadem jakým je právě splaškový kal. Nicméně je potřeba věnovat pozornost jejich využívání, jelikož mohou mít i výrazné negativní vlivy na půdu a rostliny (Garcia et al., 1995). Podle vyhlášky 382/2001 Sb. o podmínkách použití upravených kalů na zemědělské půdě mohou být použity pouze kaly vyhovující mezním hodnotám obsahu rizikových prvků a látek (těžké kovy, AOX, PCB) s ohledem na kategorii cílové půdy. Zde jsou dále stanoveny i limity pro mikrobiologické znečištění. Z tohoto důvodu jsou aplikovány technologie úpravy a zpracování kalu, které ho zpracují ve stabilizovaný materiál, předurčený svými vlastnostmi přímo k dalšímu využití v zemědělství (Lyčková, 2009). Mezi využitelné scénáře zpracování kalu patří kompostování. Úprava kompostováním může mít za následek fyzikální, chemické a biologické reakce, které mohou vést ke změnám 7

8 ph, mineralizace organické frakce či tvorbě humusových látek. Tyto změny mohou ovlivnit dostupnost těžkých kovů a jejich fixaci v kompostovaném kalu (Liu et al., 2007). Biologická dostupnost těžkých kovů není v přímé korelaci s jejich celkovou koncentrací v kalu či půdě. Je dána hlavně půdními vlastnostmi (Kubík, 2009). Pro zhodnocení rizika, které kontaminanty představují, je nutné analytické výsledky doplnit ekotoxikologickým testováním, při kterém jsou živé organismy vystaveny toxickému vlivu přímo. Tímto způsobem je možné získat informace o reálných efektech na sledované populace a extrapolovat je na další složky ekosystému. Nejčastěji se pro hodnocení ekotoxicity pevných matric používají testy kontaktní a výluhové. Výhoda kontaktních testů oproti výluhovým spočívá v zahrnutí efektů matrice, čímž je možné získat informace o biodostupnosti kontaminantů. Bakalářská práce navazuje na předchozí experimenty, kdy byl v průběhu kompostování sledován osud průmyslového kalu silně kontaminovaného arsenem v průběhu kompostování. Jejich cílem bylo zjistit, zda se mobilita a biodostupnost arsenu mění během kompostování kalu, vermikompostování či jeho aplikaci na půdu. Cílem této práce je: Rešerše zaměřená na problematiku ekotoxicity kalů a kompostů a využití kontaktních testů při testování jejich ekotoxicity. Praktická aplikace kontaktních testů s cílem stanovit ekotoxicitu vzorků průmyslového kalu s obsahem As v různých scénářích aplikace na půdu a během kompostování. 8

9 2. Půdní ekotoxikologie 2.1. Úvod do půdní ekotoxikologie Ekotoxikologie je poměrně mladá mezioborová vědní disciplína na pomezí chemie životního prostředí, toxikologie, ekologie a biologie, o které, jako o samostatném vědním oboru, se hovoří teprve od konce 60. let 20. století. Cílem oboru je vyvíjet metody, které umožňují charakterizovat vliv látek na rostliny, živočichy a bakterie, obecně na živé organismy v životním prostředí (Kočí, 2006). Půda sehrává v přírodě klíčovou roli a má mnoho nenahraditelných funkcí. Je to zásobárna živin, substrát pro růst rostlin a habitat pro nejrůznější organismy. Tvoří základní článek potravního řetězce, na jehož začátku plní funkci vstupů látek do prostředí. Na konci se dekompozičními procesy obnovuje přirozená rovnováha. Půda je základem pro zemědělství a přírodní společenství. Přežití většiny terestrického života závisí na tenké vrstvě pedosféry pokrývající povrch Země (Doran & Zeiss, 2000). Jelikož půdotvorné procesy probíhají velice pomalu, není možné nakládat s půdou jako s obnovitelným přírodním zdrojem, ale je třeba ji chránit a udržovat v co nejpřirozenější podobě. Zásadní funkci v udržování půdní kvality hraje biota, zejména díky činnosti mikroorganismů a bezobratlých v dekompoziční části potravního řetězce, v biochemických cyklech, při tvorbě humusu a transformacích cizorodých látek. Půdní organismy jsou proto považovány za zcela klíčové bioindikátory a ukazatele kvality půdy. Půdní ekotoxikologie zkoumá efekty kontaminace právě na půdní organismy a přímo jich využívá pro testování a monitoring půdních vlastností, což poskytuje jedinečné informace o stavu prostředí a komplexním vlivu stresorů Stanovení (eko)toxicity K popisu toxických účinků látek a jejich směsí v životním prostředí a k hodnocení rizik pro biotu se využívá dvou přístupů. 9

10 První přistup chemický (analýza životního prostředí) stanovuje chemické složení emisí vstupujících do životního prostředí nebo koncentrace látek již se v prostředí vyskytujících a s využitím údajů o toxicitách jednotlivých složek odhaduje rizika spojená s výskytem těchto látek v jednotlivých složkách prostředí (Kočí, 2006). Chemické analýzy samotné však nedokáží poskytnout informace o reálném nebezpečí pro organismy s dostatečnou výpovědní hodnotou. Skutečná expozice závisí i na biodostupnosti toxických látek, vlivu použité matrice, vzájemných interakcích složek směsí toxikantů či přítomnosti neanalyzovatelných frakcí (Hofman et. al., 2009). Skutečné riziko je proto nutné hodnotit také na základě testů s živými systémy, což odpovídá druhému přístupu ekotoxikologickému, který nestanovuje přesné složení vzorků, ale zaměřuje se na efekty, které vyvolávají. V případě ekotoxikologického stanovení jsou živé organismy exponovány kontaminantem v jejich životním prostředí a reagují na něj určitým měřitelným způsobem. Tyto odpovědi můžeme pozorovat na různých úrovních biologické organizace. Již na biomolekulární úrovni polutanty způsobují poškození klíčovým makromolekulám a vyvolávají obranné strategie, jako detoxikace a reparační mechanismy, které jsou určitým způsobem měřitelné. Na úrovni celých organismů jsou nežádoucí efekty sledovány pomocí narušení růstu a reprodukce, vývojových abnormalit či zvýšení mortality (Shugart et al., 1992). Oba přístupy mají své výhody i nevýhody. Zatímco přístup chemie životního prostředí je relativně rychlý a díky rozvinuté instrumentaci i robustní, odhaduje možná rizika na základě analyzovatelných látek. Neanalyzovatelné látky, přestože mohou být toxické, opomíjí. Ekotoxikologický přístup naopak hodnotí vzorky jako celek. Výsledkem je tudíž toxicita všech přítomných složek, včetně jejich možných synergických či antagonistických spolupůsobení. Test toxicity ovšem obvykle nepodá informaci o tom, která látka byla příčinou toxického účinku (Kočí, 2006) Půdní biotesty Základním nástrojem ekotoxikologické práce jsou biologické testy (biotesty). Pomocí nich hledáme odpověď živé struktury na expozici toxickou látkou. Biotest je v podstatě umělý systém, který sice úplně nereflektuje skutečnou problematiku probíhajících procesů, nicméně je jakýmsi kompromisem mezi vědou a komerční proveditelností, rychlostí a cenou. Potřeba 10

11 využívat biotesty jako nástroje pro standardní hodnocení životního prostředí se v podstatě stala hlavním důvodem, proč biotesty vůbec vznikly (Hofman, 2011). K testování toxicity pevných matric slouží kontaktní testy, neboli testy půdní terestriální. Používají se při studiu toxických vlastností vzorků kontaminovaných půd, sedimentů, pevných odpadů, pesticidů, kalů a podobných materiálů. Nejčastěji používanými organismy, které se využívají pro sledování toxicity půd a sedimentů, jsou žížaly (Lumbricidae), hlístice (Nematoda), chvostoskoci (Collembola), roupice (Enchytraeidae), jednoděložné a dvouděložné rostliny, či testy biochemické aktivity směsných mikrobiálních kultur jako je test aktivity enzymů dehydrogenas či test respirační (Kočí, 2006). Pro správné zhodnocení ekotoxicity konkrétního ekosystému je nutné otestovat vhodného zástupce či použít celou baterii testů. V opačném případě se mohou stát výsledky ekotoxikologické práce irelevantními pro požadovanou složku životního prostředí. V ideálním případě se proto používají testy zahrnující všechny úrovně trofické pyramidy, a sice producenty, konzumenty a destruenty. Půdní biotesty se začaly používat nejprve pro predikci nebezpečnosti chemických látek, jako jsou například pesticidy. Bylo nutné určit bezpečné koncentrace, ve kterých by je bylo možné vnést do prostředí. Až v pozdějších letech se začaly využívat také pro testování komplexních matric (kaly ČOV, sedimenty, komposty). Dnes se biotesty výjimečně využívají i pro retrospektivní hodnocení vzorků přírodních půd. Klasickým příkladem je zhodnocení účinnosti remediace půd. V případě hodnocení remediace půdními biotesty je možné získat informace s mnohem přesnější vypovídající hodnotou. Výsledky chemických analýz v tomto případě mohou být nejasné až zavádějící. Příkladem může být situace, kdy je na základě chemické analýzy zjištěn celkový pokles koncentrace vneseného kontaminantu po provedené remediaci půdy. Toto zjištění ale nemusí odhalit možnou změnu formy kontaminantu, díky které se mění jeho biodostupnost. Celá lokalita se může stát ještě toxičtější než před remediací. Na základě analytických dat tedy může dojít k chybné interpretaci (Hofman, 2011). Pro stanovení ekotoxicity je vhodné využívat optimalizované metodiky srovnatelné mezi různými laboratořemi navzájem i přijatelné pro regulační orgány. Z tohoto hlediska se používají zejména normované postupy ekotoxikologických biotestů standardizované mezinárodními i nadnárodními organizacemi, jako je například ISO (International Organization for Standardization), OECD (Organization for Economic Cooperation and Development) nebo ČNI (Český normalizační institut). 11

12 Výhodou standardizovaných testů je jejich jednotnost a opakovatelnost, jasná definice pravidel validity a přesná experimentální a analytická dokumentace. Výsledky standardizovaných testů jsou porovnatelné s předchozími experimenty, i když jsou provedené v různých laboratořích. Nevýhodou jsou naopak často příliš specifické odpovědi. Z tohoto hlediska bohužel nemusí vždy přímo korelovat s reálným prostředím Půdní biotesty v legislativě ČR Chemické látky se podle české legislativy hodnotí na základě zákona č. 356/2003 Sb. O chemických látkách a chemických přípravcích a jeho prováděcích předpisů. V příloze 2 prováděcí vyhlášky MŽP 222/2004 Sb., kterou se u chemických látek a chemických přípravků stanoví základní metody pro zkoušení fyzikálně-chemických vlastností, výbušných vlastností a vlastností nebezpečných pro životní prostředí jsou uvedeny půdní ekotoxikologické testy včetně metodik. Jedná se v podstatě o přeložené OECD testy: Akutní test se žížalou Eisenia foetida Testy efektů na aerobní a anaerobní transformace v půdě Testy efektů na aktivitu půdních mikroorganismů při transformaci dusíku Testy efektů na aktivitu půdních mikroorganismů při transformaci uhlíku Další požadavky na vyhodnocení půdních ekotoxikologických testů jsou ukotveny ve znění zákona č. 326/2004 Sb. o rostlinolékařské péči a konkrétně v jeho prováděcí vyhlášce č. 329/2004 Sb., o přípravcích a dalších prostředcích na ochranu rostlin, v příloze 1 a 2. Dle tohoto zákona je nutné (na základě uvedených okolností a relevance) zhodnotit vliv na: Necílové suchozemské členovce Žížaly a jiné necílové půdní makroorganismy považované za ohrožené (test akutní toxicity, test subletálních účinku, popř. polní studie) Necílové půdní mikroorganismy Ekotoxicita, jako nebezpečná vlastnost odpadu vlastnost H14, je popsána v zákoně č. 185/2001Sb., o odpadech (ve znění zákona 106/2005Sb.; poslední změna: zákon č. 383/2008 Sb.). Tuto nebezpečnou vlastnost mají odpady, které představují nebo mohou představovat akutní nebo pozdní nebezpečí pro jednu nebo více složek životního prostředí. Hodnocení 12

13 kritéria ekotoxicita probíhá pomocí sady 4 testů s vodným výluhem odpadů, mimo jiné testem s vyšší rostlinou. Je to inhibice růstu kořene Sinapis alba vodným výluhem odpadu, která se stanovuje podle Metodického pokynu MŽP ke stanovení ekotoxicity odpadů (Věstník MŽP, ročník XVII, částka 4, duben 2007) Nevýhodou je, že tyto testy nejsou vhodné pro testování látek ve vodě nerozpustných. Proto odpady, které nevykazují vlastnost H14, mohou být stále toxické pro životní prostředí, což je způsobeno právě úzkým výběrem metod, jež jsou legislativně předepsány. Typickým příkladem může být zemina kontaminovaná polychlorovanými bifenyly (PCBs). Dle legislativy nemusí být posouzena jako ekotoxická, neboť PCBs jako látky hydrofobní při vyluhování ve větší míře nepřecházejí do vodného roztoku, i když kontaktními testy by se mohla prokázat vysoká toxicita pro životní prostředí (Kočí; 2006). Kontaktní testování odpadů bylo dosud opomíjeno, ačkoli má pro hodnocení odpadů, jako jsou kaly, sedimenty, stavební odpady, apod. nesrovnatelně vyšší vypovídající schopnost. Prvním legislativním přijetím půdních biotestů, kde jsou hodnoceny přímo pevné matrice nebo komplexní směsi, byla vyhláška č. 257/2009 Sb., O používání sedimentů na zemědělské půdě. Při přecenění reálné nebezpečnosti vytěžených sedimentů se s nimi nakládá jako s odpadem, případně nebezpečným odpadem, což je ve většině případů zbytečné a tedy ekonomicky a administrativně nevýhodné. V případě vytěžených sedimentů se zbytečně plýtvá materiálem, který mohl být využit k úpravám terénu, či dokonce využit v zemědělství k obohacení půdy o cenné živiny. Z tohoto důvodu je potřeba konkrétní vzorky sedimentů otestovat z hlediska ekotoxických vlastností a zhodnotit možnost jejich případné aplikace na zemědělskou půdu (Hofman, 2009). Takové hodnocení se podle platné legislativy provádí buď na základě mezních limitů rizikových prvků a látek v půdě, na kterou má být sediment použit, nebo za pomoci kontaktních testů, které jsou zahrnuty v příloze 4 zákona č. 257/2009 Sb. Jsou to konkrétně testy s modelovými organismy: Test toxicity půd a půdních materiálu na roupici Enchytraeus crypticus Test toxicity půd a půdních materiálů na chvostoskoka Folsomia candida Stanovení inhibice nitrifikace v půdách a půdních materiálech Test inhibice růstu vyšších rostlin Všechny uvedené testy ekotoxicity se provádí ve směsném vzorku sedimentu s referenční půdou v poměru 1:3. 13

14 3. Kaly ČOV Kaly jsou heterogenní suspenzí anorganických a organických látek, odsazených z odpadních vod nebo vzniklých při technologických procesech čištění. Jsou zdrojem jak organické hmoty, základních živin a stopových prvků, tak i rizikových prvků, nebezpečných organických sloučenin a mikroorganismů (Lyčková, 2008; Kubík, 2006). Koncentrace prospěšných i znečišťujících složek v kalu (a zdravotní rizika s nimi spojená) závisí na počáteční kvalitě odpadní vody a na úrovni požadované technologie, která zaručí dosažení kvalitativních požadavků na vyčištěnou odpadní vodu (MŽP ČR, 2008). Zvláštní skupinu kalů představují průmyslové kaly, které vznikají při čištění odpadních vod z průmyslových závodů. Vlastnosti těchto kalů se mohou naprosto lišit v závislosti na průmyslové výrobě i na způsobu čištění. Díky této specifičnosti se ve vědecké literatuře hovoří především o problematice kalů z ČOV nebo případně o konkrétní formě znečištění. Způsob nakládání s konkrétním průmyslovým kalem znečištěným arsenem je dále rozveden v experimentální části této bakalářské práce Vznik kalů ČOV Kaly ČOV jsou hlavním nevyhnutelným odpadním produktem procesu čištění odpadních vod. Obsah znečišťujících složek odpadní vody je na odtoku z ČOV podstatně snížen, přičemž se nežádoucí složky obsažené ve vodě koncentrují do odpadního kalu (Lyčková, 2009). Při klasickém čistírenském zpracování vody dochází nejprve k mechanickému odstranění hrubých nečistot, které jsou separovány jako shrabky nebo usaditelné nerozpuštěné látky zachycené v lapáku písku. K redukci biologicky odbouratelných látek následně dochází zejména činností mikroorganismů v aktivovaném kalu. Poté se oddělí vyčištěná voda a odloučené látky jsou kumulovány v kalu (Hlavínek, 2003). Podle toho, kde je ze systému kal odebírán, rozlišujeme (Hlavínek, 2003): a) Primární kal Primární kal je oddělován od surové odpadní vody v usazovacích nádržích nebo jiných separačních zařízeních. Složení je dáno zejména přitékající vodou a poměry ve 14

15 stokové síti. Jeho složení ale může být ovlivněno i chemickým hospodářstvím, a to v případě, že se před usazovací nádrž aplikuje koagulant. b) Sekundární kal Také nazývaný jako přebytečný aktivovaný kal nebo přebytečný biologicky kal je oddělován z biologického stupně čištění v dosazovací nádrži. Obsahuje nerozložené zbytky organických látek a přebytečnou biomasu. Jeho složení je dáno jednak složením přitékající vody a jednak způsobem čištění a parametry provozu. c) Terciární kal Terciární kal vzniká po chemickém čištění a srážení, kdy je z vody odstraněn fosfor a nerozpuštěné látky. Primární a sekundární kal se může zpracovávat odděleně nebo se mísí a dále zpracovává ve formě směsi. Zpracování směsi primárního a sekundárního kalu je založeno zpravidla na jeho zahuštění, biologické stabilizaci, odvodnění a hygienizaci. Cílem je zlepšit rozložitelnost organické frakce kalu. Obrázek 1 Základní schéma čistírny odpadních vod s kalovým hospodářstvím (Dohányos, 2006) 15

16 3.2. Úpravy a využití kalů K úpravám kalů se přistupuje zejména kvůli snížení rizika, které představují pro životní prostředí a lidské zdraví. Obecně lze metody zacházení a zpracování kalů rozdělit do dvou skupin: a) Primární: - metody úpravy kalu, slouží jako první stupeň. Usnadňují průběh nebo jsou mnohdy podmínkou pro použití finálních metod. Primární metody úprav jsou aplikovány ještě v čistírně odpadních vod. b) Finální - metody umožňující konečné řešení, co s daným materiálem. Zahrnují zpracování vzniklého kalu a minimalizaci jeho škodlivých vlastností Primární metody úpravy kalů: Ve vědecké literatuře se často objevují rozdílné postupy zpracování kalů. Neexistuje žádná univerzální metoda pro zpracování, využití, eventuelně likvidaci čistírenských kalů a tak rozdílnost přístupů k nakládání s čistírenskými kaly je značná (Kutil & Dohányos, 2005). Dohányos, 2006; Hlavínek, 2003; Černý, 2010; Kutil & Dohányos, 2005; Bresters et. al., 1997 rozdělují primární metody úpravy kalů na několik fází: Separace Třídění podle kvality materiálu (oddělení organické frakce, recyklovatelných složek jako sklo, kovy, plasty) Kondicionace Chemická, termická nebo fyzikálně chemická předúprava kalů (ke zlepšení odvoditelnosti kalu) Zahušťování a odvodňování Metody pro zvýšení koncentrace kalu před dalším zpracováním. Dochází ke zvýšení sušiny do obsahu 20-50%. Odvodňování kalu probíhá na kalolisech, sítopásových lisech nebo odstředivkách. Odstraňování vody mechanickými způsoby je energeticky řádově výhodnější než odstraňování termicky. Desintegrace Zahrnuje mechanickou desintegraci (mlýny, vysokotlaké homogenizátory, centrifugy), fyzikální desintegraci (ultrazvuk) a chemicko-fyzikální desintegraci (termická hydrolýza, 16

17 alkalická nebo kyselá hydrolýza). Rozemletí materiálu a rozbití buněk mikroorganizmu z aktivovaného kalu způsobuje zlepšení následujících stabilizačních anaerobních procesů a větší výtěžnost bioplynu. Hygienizace Slouží k likvidaci přítomných patogenních mikroorganismu na hodnoty přijatelné pro další využití. Může být zařazena samostatně nebo jako součást termických metod. Anaerobní biologická stabilizace Bývá také někdy označována jako metanizace nebo vyhnívání. Setkáváme se s ní hlavně u větších čistíren, kde probíhá v uzavřených metanizačních nádržích. Slouží k zušlechtění kalu přeměnou jeho převážné části rozložitelné organické frakce na bioplyn díky činnosti mikroorganismů. Současně dochází k minimalizaci množství zpracovávaného materiálu, k jeho částečné hygienizaci a odstranění zápachu. Nevýhodou jsou ale vysoké investiční nároky a dlouhá doba zdržení. Produktem je kromě stabilizovaného kalu bioplyn, který je možné využít k produkci energie a k vlastnímu ohřevu vyhnívacích nádrží, sloužící k urychlení procesu. Aerobní biologická stabilizace Aerobní stabilizace probíhá za přístupu kyslíku díky činnosti mikroorganismů a používá se spíše u menších čistíren. Mikroorganismy oxidují organickou frakci kalu na CO 2 a H 2 O. Probíhá v otevřených nádržích buď odděleně, nebo již přímo v aktivační nádrži. Výhodou tohoto způsobu jsou přijatelné investiční náklady, jednoduchost provozu a nízká spotřeba kyslíku v kalové vodě. Nevýhodou je ale dlouhá doba zdržení a nutnost aerace, což zvyšuje provozní náklady. Aerobně stabilizovaný kal vykazuje horší odvodňovací schopnost než anaerobně stabilizovaný. Hygienizace tímto způsobem také není příliš efektivní. Chemická stabilizace Spočívá ve zvýšení ph na alespoň 11,5, kdy dojde ke zničení patogenních mikroorganismů, zatímco organické látky zůstanou nerozloženy. Tato metoda se často používá před aplikací na zemědělskou plochu. Sušení Navýšení sušiny na 60-95%. Vhodný krok před spalováním. 17

18 Sekundární metody úpravy kalů Bresters et. al., 1997; Černý, 2010; Dohányos, 2006 a Hlavínek, 2003 poukazují na různé metody nakládání s kaly: Aplikace na zemědělskou půdu Stabilizované odvodněné čistírenské kaly představují vhodný typ hnojiva pro zemědělskou půdu. Výhoda spočívá v obsahu organické hmoty, makroprvků (především N a P), obsahu stopových prvků a biologicky aktivních látek. Hlavním limitujícím faktorem využívání kalů v zemědělství je obsah cizorodých látek v kalech a přítomnost patogenních mikroorganismů (infekčnost). Z cizorodých látek jsou to především těžké kovy. Druhou nebezpečnou skupinou jsou organické chlorované látky (PCB, dioxiny aj.), polycyklické aromatické uhlovodíky a dále organické sloučeniny, jako jsou farmaceutika, endokrinní disruptory, chemikálie pro domácnost a další (Černý, 2010). V ČR se v současné době aplikace čistírenských kalů v zemědělství řídí vyhláškou č. 382/2001 Sb., O používání upravených kalů na zemědělské půdě. Kompostování Kompostování je biochemický proces, při kterém se odbourává organická hmota činností termofilních mikroorganismů při aerobních podmínkách. Výhodou je zmenšení objemu, částečná hygienizace a další využití kompostu jako hnojiva. Spalování Před spalováním je kal odvodněn a často i vysušen. Spalování je efektivní metodou hlavně při požití kalu s vysokým organickým obsahem. Organická hmota je oxidována na CO 2 a H 2 O, voda je vypařena a patogeny jsou zničeny. Vzniklý popel se dále může ukládat na skládku. Nevýhodou může být toxicita plynných emisí a exhalátů, kvůli kterým je potřeba používat další ochranná opatření. Spalování v cementárenské peci Některé materiály je možné přidat do různých stavebních materiálů. Při vhodné aplikaci kalu a vysokých teplotách spalování dojde k úplnému odstranění toxických organických látek, přičemž anorganický podíl zůstane fixován ve stavebním materiálu. Jeho vlastnosti však neovlivňuje nijak podstatně. 18

19 Spoluspalování Další možností likvidace je spalování spolu s energeticky bohatším palivem. Tohoto způsobu je možné využít v teplárnách a elektrárnách nebo spalovnách spolu s komunálním odpadem. Termické zpracování (pyrolýza) Pyrolýzou se rozumí likvidace kalů bez přístupu kyslíku za vysokých teplot. Dochází k destrukci organických látek teplem ( C). Je známa řada technologických variant, lišící se tlakem, teplotou a eventuálně použitím katalyzátorů. Produkovaný pyrolýzní plyn a kapalný podíl se spalují, tuhý zbytek je možno skládkovat. Je žádoucí vést proces tak, aby byl minimalizován kapalný podíl a tuhý zbytek byl co nejméně vyluhovatelný. Skládkování Jedná se o uložení kalu na zabezpečenou skládku, pokud nevyhovuje jiné řešení. Pro skládkování se používají především inertní materiály. Jedná se o nejméně vhodné environmentální řešení. Někdy se kal před skládkováním spaluje. Typ skládky, na kterou může být uložen, se stanovuje pomocí vodného výluhu z kalu. Množství vyluhovatelné frakce lze snížit tzv. solidifikací zpevněním kalu. Kal je zpevněn za pomoci matrice, což je organická nebo anorganická vazebná látka. Matrice reaguje s vodou obsaženou v kalu, nežádoucí látky jsou v něm pevně vázány v důsledku srážení a fixace a roste ph, což má za následek ničení patogenů. Solidifikací se sice zvýší celkový objem, ale získané vlastnosti umožňují uložení kalu na skládku s nižšími požadavky na vyluhovatelnost než před solidifikací (Hlavínek, 2003) Kaly v legislativě ČR Roku 2002 vstoupil v platnost zákon č. 185/2001 Sb., o odpadech a vyhláška č. 382/2001 Sb., o podmínkách použití upravených kalů na zemědělskou půdu. Podle Katalogu odpadů (381/2001 Sb.) zákona O odpadech je čistírenský a průmyslový kal jednoznačně zařazen mezi odpad. Podle zákona O odpadech č. 185/2001 Sb. je nutné předcházet tvorbě odpadů, omezovat jejich množství a nebezpečné vlastnosti. Odpady, jejichž vzniku nelze zabránit, musí být využity, případně odstraněny způsobem, který neohrožuje lidské zdraví a životní prostředí a který je v souladu s tímto zákonem a se zvláštními právními předpisy. 19

20 Vyhláškou č 382/2001 Sb. byly implementovány požadavky směrnice Rady 86/278/EHS, o ochraně životního prostředí a zvláště půdy při používání čistírenských kalů v zemědělství. Vyhláška ještě zpřísnila požadavky výše uvedené směrnice požadavkem na sledování obsahu organických kontaminantů, halogenovaných organických sloučenin, PCB a mikrobiologického znečištění (Sirotková, 2010). Musí být dodrženy mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových látek a prvků v kalech a mikrobiologická kritéria pro použití kalů na zemědělské půdě. Vyhláška 382/2001 Sb. ale klade požadavky i na půdu, na kterou má být kal aplikován. Nesmí být překročeny mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových prvků v půdě, při jejichž překročení by mohlo dojít k poškozování funkcí půdy a složek životního prostředí, s ohledem na kategorizaci půd. Tyto mezní limity jsou uvedeny v tabulce 1. Tabulka 1 - Mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových látek a prvků v kalech pro jejich použití na zemědělské půdě (ukazatele pro hodnocení kalů). Převzato z přílohy č. 3 vyhlášky MŽP 382/2001 Sb. Mezní (maximální) hodnoty koncentrací v kalech [mg/kg sušiny] As 30 Cd 5 Cr 200 Cu 500 Hg 4 Ni 100 Pb 200 Zn 2500 Riziková látka AOX 500 PCB * 0,6 * suma 6 kongenerů: Uložení kalů na skládku je možné pouze v případě, kdy není dostupné jiné vhodné řešení nebo by přinášelo zvýšené riziko pro životní prostředí či lidské zdraví. Ukládáním na skládky se zabývá vyhláška MŽP 294/2005 Sb., kde je stanoven seznam odpadů, které je zakázáno ukládat na skládky všech skupin a používat jako technologický materiál nebo využívat na povrchu terénu a odpadů, které lze na skládky ukládat jen za určitých podmínek. Tato vyhláška mimo jiné zakazuje uložení na skládku u infekčních, toxických nebezpečných odpadů nebo kapalných odpadů, které sedimentací uvolňují kapalnou fázi. Neupravené odpady mohou být uloženy na skládky jen tehdy, jedná-li se o odpady inertní, pro které je 20

21 úprava technicky neproveditelná, a odpady, u nichž nelze ani úpravou dosáhnout snížení jejich objemu nebo snížení nebo odstranění jejich nebezpečných vlastností. Nakládání s kalem jako jedné ze vstupních surovin pro kompostování se zabývá zákon č. 341/2008 Sb., o podrobnostech nakládání s biologicky rozložitelným odpadem. 21

22 4. Kompostování Mezi významné možnosti nakládání s kaly a biologicky rozložitelným odpadem patří kompostování. Výhodou tohoto procesu je jednak snížení objemu biologicky rozložitelného odpadu, což je v souladu se zákonem 185/2001 Sb., o odpadech, a jednak snížení jeho nebezpečnosti částečnou hygienizací a stabilizací. Jak již bylo popsáno výše, kaly obsahují organickou hmotu, živiny a stopové prvky. Navrácení těchto látek zpět do potravního řetězce je z ekologického pohledu výhodné (Kosobucki et al., 2000) Charakteristika procesu Kompostování je biochemický proces humifikace organických látek činností termofilních aerobních mikroorganismů. Jde o analogický proces jako při přeměně organické hmoty v přírodním prostředí. Činností mikroorganismů se organická hmota rozkládá za současného uvolňování tepla. Teplota uvnitř kompostu může dosáhnout až teplot okolo 60 C. Tento nárůst teploty se odehrává na začátku kompostování v tzv. termofilní fázi, kdy se teplo uvolňuje při rozkladu polysacharidů, proteinů a lipidů obsažených v kompostovaném materiálu. Vysoké teploty mají za následek částečné zahubení patogenů. Též se uplatňují termofilní houby, rozkládající lignocelulózové hmoty. Také se výrazně zvyšuje kyselost substrátu hromaděním organických kyselin (Váňa, 2002; Khalil et. al., 2011). Po termofilní fázi, která trvá okolo 2-3 týdnů následuje pokles teploty (40 C) a mění se i složení mikroorganismů. Vlivem aktinomycet narůstá humusová složka. Materiál se homogenizuje a tvoří se jeho typická drobivá struktura. Využívá se různých metod kompostování. Jejich výběr závisí na množství použitého materiálu, složení a účelu. Pro každou metodu je nutné vytvořit optimální průběh procesu a vhodné podmínky. Jedním z nejdůležitějších předpokladů je provzdušňování - aerace. Největší potřeba aerace je v první fázi kompostování. Lze ho dosáhnout různými způsoby, podle použité technologie (Bresters et. al., 1997; Khalil et. al., 2011; Kosobucki et. al., 2000): 22

23 Usnadněná aerace Nejjednodušším způsobem může být například použití perforovaného dna kompostéru, přes které je usnadněna difůze plynů. Také se často používá na zakládku kompostu hrubý materiál, jako jsou piliny, kůra a jiné rostlinné zbytky. Mechanická aerace Překopáváním, obracením a promícháním je jednorázově rovnoměrně usnadněna výměna plynů. Nucená aerace Výměna plynů je usnadněna pomocí vhánění nebo odsávání vzduchu. Tímto způsobem lze jednoduše regulovat průběh procesu. Dalším důležitým prvkem pro správný průběh kompostování je poměr uhlíku a dusíku v kompostu C:N poměr. Tento poměr je nezbytný pro růst mikroorganismů. Pomocí C:N je možné stanovit optimum, které je v čerstvém kompostu v rozmezí 30-35:1 a ve zralém kompostu 25-30:1. Příliš vysoký poměr C:N prodlužuje zrání kompostu. Při příliš nízkém poměru C:N v čerstvém kompostu převyšuje obsah dusíku metabolickou přeměnu mikroorganismů, vznikají ztráty čpavkového dusíku a klesá produktivita tvorby humusových látek (Bresters et. al., 1997; Váňa, 2002). Pro dosažení těchto hodnot se zakládka kompostu optimalizuje smísením vhodných surovin podle obsahu uhlíku a dusíku v sušině. Touto přípravou se docílí zvýšení účinnosti při tvorbě humusových látek (Kosobucki et al., 2000). Dále je potřeba zabezpečit dostatečnou vlhkost substrátu. Ideální vlhkost kompostovaného materiálu by se měla pohybovat okolo 55%. Vysoký obsah vody (již nad 60%) snižuje teplotu, poréznost a s ní i provzdušnění, zatímco nízká vlhkost pod 50% snižuje rychlost kompostování. Při vlhkosti okolo 10-15% bakterie zastavují svůj metabolismus Bakteriální společenství je také ovlivnitelné hodnotami ph s optimem mezi 5,5-8 (Bresters et. al., 1997). Požadavek na minimální přítomnost fosforu v kompostu je 0,2% P 2 O 5 v sušině. Surovinová skladba kompostu musí zabezpečovat přítomnost lehce rozložitelných organických látek pro počáteční rozvoj mikroorganismů a zároveň vhodnou mikroflóru. Doplnění mikroflóry inokulací se při praktickém kompostování jeví jako značně problematické a zpravidla méně účinné. Výhodnější je očkování čerstvého kompostu zrajícím kompostem, nebo zeminou (Váňa, 2002).

24 4.2. Legislativa kompostování Výroba kompostů je regulována pomocí dvou hlavních právních zákonných předpisů: Zákonem o odpadech č. 185/2001 Sb. Zákonem o hnojivech č. 156/1998 Sb., ve znění zákona č. 308/200 Sb. Kompost ve smyslu zákona o hnojivech je považován za hnojivo se všemi právními důsledky. Výroba kompostu se zákonem o hnojivech řídí v případě, kdy je kompost uváděn na trh. To znamená, že se v plné míře vztahuje na výrobu a distribuci průmyslového kompostu a v některých případech i faremních a komunitních kompostů, pokud jsou uváděny na trh (Pastorek, 2004). Postup výroby kompostu v kompostárně se řídí normou ČSN o průmyslových kompostech. Tato norma stanovuje nejvyšší přípustné množství látek kompostovatelném odpadu včetně těžkých kovů. 24

25 5. Vermikompostování V našich podmínkách se vermikompostování zatím nevyužívá ve větším množství. V současné době se spíše rozvíjí na úrovni domácností. Většinou se s ním můžeme setkat ve vědecké literatuře v souvislosti s testováním vlivu na čistírenské kaly a na obsah těžkých kovů. Pro vermikompostování v ČR platí stejná legislativní opatření jako pro běžné kompostování Charakteristika procesu Vermikompostování lze zjednodušeně definovat jako kompostování s využitím žížal. Je to proces biooxidace a stabilizace organického materiálu s využitím schopnosti žížal přeměňovat ve svém trávicím traktu organické látky (Jamaludin & Mahmood, 2010). Při vermikompostování také hrají významnou roli mikroorganismy, ale na rozdíl od kompostování, tento proces neprochází termofilní fází. Žížaly potřebují k životu nižší (mezofilní) teploty. Také sami zprostředkovávají aeraci kompostu a není nezbytné další zprostředkované provzdušňování (Dominguez et al., 1997; Sim & Wu, 2010). Pro vermikompostování jsou vhodné jen některé druhy. V našich podmínkách se často využívá druh Eisenia foetida, kalifornský červený hybrid. Dalšími vhodnými druhy pro vermikompostování jsou Eudrilus eugeniae a Perionyx excavatus. Tyto dva druhy se běžně používají po celém světě a ukázaly se jako všestranné a efektivní. Na druhou stranu má druh Eisenia foetida větší teplotní optimum a může být kultivována při teplotách 5-40 C (Sim & Wu, 2010). Důležité je udržet vhodnou vlhkost substrátu 60-70%, protože žížaly dýchají celým povrchem těla. Pokles vlhkosti pod 50% je pro ně nebezpečný (Dominguez & Edwards, 1997). Žížaly jsou velice citlivé na změny ph. Jejich optimum je ph neutrální. 25

26 5.2. Vlastnosti vermikompostu Kvalita vermikompostu je obecně vyšší než kvalita běžného kompostu. Žížaly působí na substrát trávicími enzymy a jinými antibakteriálními tekutinami, které dokáží snížit množství patogenů v kompostu. Dochází proto k částečné hygienizaci (Aira et al., 2006; Sinha et al., 2010). Kompostovaný materiál prochází trávicím traktem žížal. Dochází tedy k bioakumulaci kontaminantů do těl žížal (Khwairakpam & Bhargava, 2009; Sinha et al., 2010). Tímto způsobem je možné zmenšit míru kontaminace substrátu. Ve vermikompostu dochází k částečné mineralizaci, snižuje se obsah těžkých kovů a zvyšuje se obsah snadno přístupných živin pro rostliny (Aira et al., 2006; Khwairakpam & Bhargava, 2009; Sinha et al., 2010). Vermikompostování může být využíváno jako rychlejší prostředek stabilizace kalu než běžné kompostování (Dominguez et al., 1997). Do budoucna je v něm možné nalézt ještě velký potenciál. 26

27 6. Hodnocení vlivu kompostování na toxicitu a biodostupnost kontaminantů O změně toxicity v průběhu kompostování se ve vědeckých studiích hovoří především v souvislosti s těžkými kovy v kompostovaných kalech a jiných odpadech. Těžké kovy nemohou být odbourány. Studie se proto zabývají fixací a imobilizací těžkých kovů do organické složky kompostů. Fertilizéry, jako jsou kaly, sedimenty, tuhý odpad nebo pesticidy, se běžně používají v zemědělství. Zároveň ale obsahují těžké kovy. Používáním fertilizérů se zvyšuje dostupnost těžkých kovů pro pěstované plodiny, což zapříčiňuje jejich vstup do potravního řetězce. Jednou z možností jak studovat množství a biodostupnost těžkých kovů je měřením jejich extrahovatelné frakce. Tento postup je ve vědecké literatuře nejrozšířenější Vliv kompostování na osud kontaminantů Kompostovaný odpad má vysokou schopnost vázat na sebe těžké kovy. Je všeobecně známo, že aerobní kompostovací proces zvyšuje fixaci těžkých kovů v organických reziduích biologicky rozložitelného odpadu, což ovlivňuje jejich vyluhovatelnost a biodostupnost. Těžké kovy zakomponované do organických reziduí mají nižší biodostupnost než sorbované na půdních částicích (Barker et. al., 2002; Garcia et al., 1995; Haroun et al., 2007; He et al., 2009; Hua et al., 2009; Kumpiene et al., 2008; Mena et al., 2003; Pare et al., 1999; Smith, 2009). Na druhou stranu, díky snížení obsahu uhlíku během kompostování, se může koncentrace těžkých kovů dostupných z kompostovaných odpadů zvýšit (Barker et. al., 2002; He et al., 2009; Liu et al., 2007; Pare et al., 1999; Smith, 2009). Paré et al., 1999 dokonce kvantifikoval nárůst některých těžkých kovů na % oproti původnímu množství v tuhém komunálním odpadu po dokončení kompostovacího procesu. Dále hrozí reálné riziko, spočívající v navýšení biodostupnosti těžkých kovů v půdě přirozenou přírodní degradací či mineralizací organokovových sloučenin (Barker et. al., 2002; Kumpiene et al., 2008). 27

28 Mobilita těžkých kovů v kompostu se může výrazně lišit podle formy, ve které se vyskytují. Sawhney et. al., 1996 poukázal na fakt, že vyluhovatelnost As (více než 20% z celkového obsahu při zakládání kompostu) byla mnohem větší než u ostatních kovů Cd, Cr, Ni a Pb (okolo 3% z celkového množství). Vyluhovatelnost arsenu během kompostování prudce klesla, což značí, že byl původně přítomen ve vodou snadno vyluhovatelných solích či iontech. Tyto vědecké práce dokazují, že kompostování má na toxicitu těžkých kovů nezanedbatelný vliv. Kontaminace kalů může být způsobena i perzistentními organickými polutanty (POPs). Tyto nebezpečné látky mohou být díky kompostování částečně degradovány. Cai et al., (2007) testoval vliv různých druhů aerace kompostu na odbourávání polutantů. Po 56denním kompostování čistírenského kalu kontaminovaného POPs dosáhl snížení množství všech polyaromatických uhlovodíků (PAHs) o více než 65%. Neméně významný přínos kompostování lze nalézt v hygienizaci kalu. Na začátku klasického procesu kompostování můžou teploty uvnitř kompostu přesáhnout 60 C. Při této teplotě dochází k zahubení většiny patogenů. Nejvíce zastoupenými organismy v této fázi jsou termofilní bakterie, které jsou tolerantní k vysokým teplotám. Většina plísní a hub nedokáže přežít v teplotách větších než 50 C (Khalil et. al., 2011). Po termofilní fázi ale dochází k poklesu teplot a společenstva v kompostu se mění (Mena et al., 2003). S klesající teplotou na konci kompostování ve fázi dozrávání klesá také mikrobiální biomasa termofilních bakterií. Celkové množství těchto mikroorganismů v průběhu kompostování může být tedy chápáno jako indikátor zralosti kompostu (Jimenez & Garcia, 1989). Zralost kompostu je velice důležitá pro úspěšné použití kompostu v zemědělství. Správné stanovení míry zralosti se proto stává klíčové. Díky velké rozmanitosti kompostů podle použitého materiálu nelze zralost určit jedinou metodou, ale je nutné jich aplikovat více (Iwegbue et. al., 2006). Mimo chemických a fyzikálních stanovení se používají také testy s živými organismy. Jedná se zejména o hodnocení klíčivosti a růstu rostlin a hodnocení mikrobiální aktivity Hodnocení ekotoxicity kontaminantů v kompostech a kalech Na základě platné legislativy se u odpadů hodnotí jejich nebezpečné vlastnosti. Jednou z nich je H14, neboli ekotoxicita. Standardizované metody, které byly původně vyvinuty pro 28

29 testování chemických látek a půd, byly přizpůsobeny pro stanovení vlastnosti H14 (Wilke et al., 2008). Pevně stanovená baterie ekotoxikologických testů pro hodnocení vlastnosti H14 u tuhých odpadů, jako jsou například kompostované kaly, však stále chybí (Hofman et. al., 2006). Neustále se přistupuje k hodnocení pomocí vodného výluhu. Na rozdíl od testů s vodným výluhem dokážou ekotoxikologické kontaktní testy podat informaci i o biodostupnosti kontaminantů pro půdní společenstva, jelikož také zahrnují vlastnosti matrice. I když se může zdát kontaktní testování kompostů a kalů velice výhodné, ekotoxikologické studie se přesto většinou zaměřují spíše na testování pomocí jejich vodných výluhů. Nejběžněji používanými testy pro hodnocení ekotoxicity kompostů a kalů jsou testy s perloočkou Dafnia magna (Aguayo et al., 2004; Alvarenga et al., 2007; Moser et al., 2011), s mořskou bakterií Vibrio fisheri (Bernardo et al., 2009; Degli-Innocenti et al., 2001; Itavaara et al., 2010; Mantis et al., 2005; Moser et al., 2011; Wilke et al., 2008) a testy zahrnující inhibici růstu řas (Aguayo et al., 2004; Moser et al., 2011). Velice četnými jsou testy klíčivosti semen různých rostlin ve vodném výluhu (Alvarenga et al., 2007; Aparna et al., 2008; Itavaara et al., 2010; Kapanen et al., 2007; Moreira et al., 2008; Planquart et al., 2006; Ranalli et al., 2001). Přesto je možné ve vědecké literatuře najít doporučení pro testování kalů a kompostů za pomoci kontaktních testů. Moreira et. al., 2008 testoval vyhnilý splaškový kal a od něho odvozený kompost pomocí baterie kontaktních testů. Jednalo se o reprodukční i avoidance testy se žížalou Eisenia andrei a chvostoskokem Folsomia candida. Dále použil testy s kapustou polní Brassica rapa a ovsem Avena sativa, kde byl hodnocen růst nadzemní části rostlin. Pomocí této baterie dosáhl rozdílných výsledků, a proto doporučuje pro testování organického odpadu používat více různých testů. Alvarenga et. al., 2007 ve své studii hodnotil chemické a ekotoxikologické aspekty biologicky rozložitelných odpadů, které měly sloužit k obohacení zemědělské půdy. Konkrétně se jednalo o komunální splaškový kal, kompostovaný organický komunální odpad a běžný zahradní kompost. Využil při tom jednak testy s vodnými výluhy a jednak testy kontaktní (růst rostlin řeřichy Lepidum sativum a ječmene Hordeum vulgare, akutní test s Eisenia foetida). Ve studii také poukazuje na vyšší citlivost na chemický stres u řeřichy než u ječmene. Pandard et al., 2006 ve své studii hodnotil přínosnost ekotoxikologické baterie testů na hodnocení vlastnosti H14. Jednalo se o testy na Pseudokirchnerella subcapitata, Lactuca sativa, Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia, Eisenia foetida a Vibrio fisheri. Provedením 29

30 matematicko-statistických analýz vyhodnotil relevanci této baterie. Ve výsledku navrhuje používání pouze tří testů, z toho jsou dva prováděny pomocí vodných výluhů a jeden kontaktně. Jedná se o testy s V. fisheri, C. dubia a L. sativa. Tyto tři testy představují kompromis mezi cenou a relevantním ekotoxikologickým hodnocením. Wilke et. al., 2008 hodnotil ekotoxicitu pevného nebezpečného odpadu (splaškový kal) na základě akutní toxicity na E. foetida, ovlivnění reprodukce F. candida a inhibice klíčivosti a růstu Brassica rapa. V závěru své práce hodnotí citlivost těchto testů a poukazuje na obecně nižší senzitivitu akutních testů. Vhodná baterie podle Wilke et. al., 2008 by měla zahrnovat test s alespoň jedním producentem a konzumentem z terestriálního a akvatického prostředí. V roce 2005 byla vybrána baterie vhodných ekotoxikologických testů pro hodnocení odpadů (Gawlik & Moser, 2005). Baterie obsahovala jak testy kontaktní, tak i testy výluhů. Použitelnost této sady testů byla validována na třech vzorcích odpadů v roce 2006 v rozsáhlém ringtestu. Této mezinárodní akce se účastnilo 58 laboratoří z 13 zemí (Hofman et. al., 2009). Základní sada kontaktní testů vhodných pro hodnocení odpadů a doporučených na základě ringtestu zahrnovala vliv na růst Brassica rapa, reprodukci Eisenia foetida/andrei a enzymatickou aktivitu Arthrobacter globiformis. Akutní test se žížalou E. foetida nebyl doporučen kvůli nízké citlivosti. Nízká citlivost byla zaznamenána i u reprodukčního testu s roupicemi (Moser et. al., 2011). V publikovaných studiích (od laboratorních experimentů po terénní studie) se sledují efekty na biotu. V případě běžného používání kalů a kompostů na zemědělskou půdu nebyly pozorovány škodlivé účinky kontaminace. Nelze však vyloučit environmentální riziko v případě používání nadlimitního množství těchto materiálů (Domene et al., 2008). S výhledem do budoucna mohou kompostované materiály aplikované na zemědělskou půdu představovat ještě další riziko. Přirozenými degradačními procesy se bude kompost rozkládat a bude ubývat jeho organická hmota. Časem se tak mohou uvolňovat do prostředí původně fixované škodliviny a je možné, že aplikace těchto materiálů na zemědělskou půdu přinese další environmentální problémy v budoucnosti (Barker et. al., 2002; Kumpiene et al., 2008). 30

31 Experimentální část V teoretické části bakalářské práce je poukazováno na potřebu hodnocení kalů nebo kompostovaného materiálu pomocí baterie ekotoxikologických testů. V experimentální části jsou tyto poznatky aplikovány do praxe. Pomocí půdních ekotoxikologických kontaktních testů je hodnoceno riziko průmyslového kalu, které představuje pro životní prostředí. Tento kal je bohatý na fosfor a mohl by být tedy použit jako hnojivo. Problémem je vysoký obsah arsenu a rizika s ním spojená. Vliv kontaminantu je hodnocen pomocí 3 ekotoxikologických biotestů: Testu ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus Testu ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida Testu ekotoxicity se salátem Lactuca sativa 31

32 7. Testovaný materiál Veškeré testované vzorky byly získány na základě předchozích experimentů v Centru pro výzkum toxických látek v prostředí od Bc. Blanky Maňákové. Hodnoceným materiálem v experimentu bakalářské práce je průmyslový kal pocházející ze sanačního čerpání podzemních vod (stará ekologická zátěž) kontaminovaných z výroby fosfátů. Obsahuje zvýšené množství arsenu (253 mg/kg) a fosforu (84,4 mg/kg). Díky obsahu fosforu by mohl být kal využitelný jako hnojivo, ale množství arsenu překračuje povolenou limitní koncentraci danou vyhláškou č. 382/2001 Sb. Podle dalšího možného využití průmyslového kalu byly použity 3 postupy zpracování: kompostování, vermikompostování a smísení s půdou. V bakalářské práci jsem za pomoci ekotoxikologických půdních biotestů hodnotil pouze vybrané vzorky, a sice kompostovaný kal a kal smísený s přírodní půdou. Vzorky byly vytvořeny v rámci diplomové práce Bc. Blanky Maňákové a dodány v suchém stavu Kompostovaný kal (varianty K5 a K10) Průmyslový kal byl kompostován s koňským hnojem po dobu 3 měsíců, pro zhodnocení kompostovacího procesu na chování arsenu. Suroviny pro zakládku kompostu byly tvořeny koňským hnojem, předem smíchaným s pilinami a průmyslovým kalem v poměru 2:1. Suroviny byly předsušeny, homogenizovány a smíchány. Následně byl materiál ovlhčen vodou na 50% WHC a dokonale promíchán vrtačkou s míchacím nástavcem. Byl zvolen kompostér s perforovaným dnem, jež mělo zajistit výměnu plynů mezi zakládkou a okolím. Tímto postupem byla zajištěna činnost aerobních mikroorganismů. Každý týden bylo provedeno překopání kompostu kvůli kyprosti a poréznosti a zabránilo se průběhu anaerobních procesů. Materiál byl v kompostéru 51 dní, nedošlo však k procesu kompostování, a proto byl materiál dále zpracován. Materiál byl vysypán z kompostéru na plachtu a promíchán s trávou. Vzhledem k vlhkosti trávy nebyl úplně homogenně promíchán. Část materiálu byla odebrána a označena jako varianta K5. 32