Biotechnologie v životním prostředí Sylabus obsahuje klíčové informace z látky probírané na přednáškách. V žádném případě však uvedený rozsah nestačí pro úspěšné absolvování zkoušky z tohoto předmětu.
Úvod Problematika ochrany a tvorby životního prostředí se řadí v posledních letech mezi prioritní a nejsledovanější společenské úkoly jak ve světě, tak i v České republice. Nedílnou součástí tohoto procesu je odstraňování ohnisek antropogenní kontaminace horninového prostředí, podzemních a průmyslových vod a vzdušnin (tzv. sanace). Výběr vhodné sanační technologie je nejdůležitější proces v celé sanaci, který zásadním způsobem ovlivní průběh a výsledky sanačního zásahu. Obvykle je možné volit z několika variant vhodných pro dekonatminaci znečištěného území (obr.1 * ). Nejčastěji jsou užívány sanační metody fyzikálně-chemické nebo biologické, přičemž právě biologické metody přinášejí řadu výhod, např. velkou flexibilitu biologických systémů, možnost provádění technologie in-situ a v neposlední řadě nízkou cenu (viz. tabulka I.). Obecná charakteristika bioremediací Bioremediace je technologie odstraňování polutantů, která využívá biologického systému k úplnému rozkladu nebo transformaci různých nežádoucích chemických sloučenin na látky méně nebezpečné, v ideálním případě na CO 2 a vodu. Bioremediace lze využít pro čištění odpadních a podzemních vod, půdy, plynů a kalů. Obecné přístupy k procesu bioremediace jsou následující: monitorování přirozeného biodegradačního procesu, provádění modifikace prostředí, ve kterém k biologickému procesu dochází (přídavek nutrientů, aerace apod.), přídavek mikroorganismů (tzv. bioaugmentace). Konečnými produkty efektivní bioremediace jsou látky netoxické, které již nejsou nebezpečím pro životní prostředí ani živé organismy. Bioremediace však není řešením pro všechny problémy našeho prostředí. Jako jiné technologie i bioremediace je limitována typem polutantů, které může odstraňovat, fyzikálně-chemickými podmínkami a časovými nároky. Pokud je však bioremediační zásah vyhodnocen jako vhodný, pak se jedná ve srovnání s fyzikálně-chemickými přístupy o metodu s nízkými náklady (viz Tab. I). Tab. I. Ekonomické výhody bioremediací. 1 Aplikace Fyzikálně-chemické přístupy Bioremediace Ušetřené náklady Odstranění ropných uhlovodíků z půdy Odstranění chlorovaných uhlovodíků z industriální zóny Odstranění mnohočetného znečištění Vytěžení a uskladnění na skládce; náklady 3 mil.$ Vytěžení a uskladnění na skládce; náklady 15 mil.$ Fyzikální zachycení; náklady 25 mil. $ Bioventing; náklady 0.2 mil. $ Bioventing; náklady 2 mil. $ In-situ odstraňování; náklady 5 mil. $ 2,8 mil. $ 13 mil. $ 20 mil. $ * Příloha s obrázky se nachází na konci textové části dokumentu. 1 Demain, A. L. and Davies, E.: Manual of Industrial Microbiology and Biotechnology, ASM Press, Washington, D.C., 1999, p. 666-681.
FAKTORY OVLIVŇUJÍCÍ BIOREMEDIACI Faktory, které ovlivňují úspěšné použití bioremediačních technologií se řadí do následujících skupin: 2 Faktory biologické: a) přítomnost organismů, které jsou vybaveny příslušným biodegradačním potenciálem (mikroorganismy, rostliny) b) schopnost výše uváděných organismů degradovat polutant až pod stanovený sanační limit c) biodegradční rychlost d) genetický potenciál organismů, jejich schopnost adaptace a aklimatizace Faktory fyzikálně-chemické: a) struktura kontaminantu, jeho toxicita, biodostupnost a biodegradabilita b) parametry okolního prostředí jako např. koncentrace kyslíku, dusíku, fosforu a dalších nutrientů, teplota, ph, salinita, vlhkost prostředí, přítomnost induktoru katabolické dráhy apod. c) přítomnost dalších chemických látek, které by na sanované lokalitě potlačovaly či zcela znemožňovaly reprodukční a biodegradční aktivitu organismů. Jiné: a) cena Jedním z nejdůležitějších faktorů omezujících bioremediace je biodegradabilita sloučenin nacházejících se v místě znečištění. Některé organické molekuly jsou degradovány velice snadno, jiné biologickému rozkladu odolávají. V tomto ohledu existují určitá pravidla podle nichž se lze řídit: polyaromatické sloučeniny jsou obecně hůře rozložitelné než-li sloučeniny alifatické či monoaromáty. Zvyšující se halogenace molekul opět znesnadňuje jejich biologickou odbouratelnost. Např. trichlorethen nebo polychlorované bifenyly jsou mnohem hůře bilogicky odstranitelné než např. dichlormethan a monochlorbifenyly, protože k jejich biodegradaci je zapotřebí kosubstrátu, zatímco výše zmiňované mono- a dihalogenované sloučeniny mohou sloužit jako jediný zdroj uhlíku a energie. 1 Dalším velmi důležitým faktorem, zmiňovaným v souvislosti s biodegradacemi je biologická dostupnost polutantu. Ještě v nedávné minulosti se předpokládalo, že biodegradační proces proběhne vždy, jestliže je přítomen příslušný enzym nutný pro katabolické reakce. Výsledkem bylo, že mnoho studií bylo zaměřeno na izolaci a charakterizaci enzymů a genů zodpovědných za biodegradaci a nebyl brán v potaz první krok nutný k proběhnutí jakéhokoliv biodegradačního děje, a to absorpce substrátu z okolního prostředí. Právě degradace kontaminantů s omezenou rozpustností ve vodě nebo jejich silná sorpce na půdní matrici či sedimenty mohou limitovat jejich úspěšný rozklad a to i v případě, že disponujeme populací s příslušným enzymovým vybavením. Přítomnost a množství mikroorganismů v kontaminovaném prostředí však není dáno pouze dostupností zdroje uhlíku, ale také nejrůznějšími fyzikálně-chemickými faktory vyjmenovanými výše. Snad vůbec nejdůležitějšími činiteli kontrolujícími biodegradaci kontaminantů jsou dostupnost kyslíku a dusíku a obsah organických látek. Tyto faktory jsou značně proměnlivé a souvisí přímo s lokací odbourávaného konatminantu. Obecně platí, že koncentrace kyslíku a organického materiálu klesá se zvětšující se hloubkou a výsledkem je snižování biodegradační aktivity organismů. Většina uvedených aspektů je znázorněna na obr. 2 a 3. 2 Maier, R.M., Pepper, I.L., Gerba, Ch.P.: Environmental Microbiology, Academic Press, 2000.
MIKROBNÍ SPOLEČENSTVA V BIODEGRADAČNÍCH PROCESECH Klíčovým prvkem každé bioremediační technologie je vlastní biologický činitel, nejčastěji mikroorganismus. V případě dekontaminace půd nebo podzemních vod se v praxi, z materiálu odebraného přímo na znečištěné lokalitě, pod nutričním tlakem (tzn. jediným zdrojem uhlíku je samotný kontaminant) izolují mikroorganismy, které splňují požadavek dané biodegradační aktivity. Jinou možností je aplikace již známých taxonů mikroorganismů, buď jednotlivých nebo v kombinaci ve směsné populaci. Mikroorganismy jako celek patří do dvou rozsáhlých taxonomických skupin označovaných jako eukaryotní a prokaryotní organismy. Mezi eukaryotní buňky řadíme kvasinky, houby, včetně nižších hub tzv. mikromycet (plísně). Druhou skupinu tvoří prokaryotní buňky bakterie, archaebakterie a sinice (cyanophyta). Disimilace organických látek, které tvoří většinu průmyslových odpadů (ropné uhlovodíky, oleje, fermeže, rozpouštědla, výpalky apod.), může probíhat buď za nepřítomnosti nebo přítomnosti molekulárního kyslíku. Anaerobní procesy jsou vývojově starší a mikroorganismy jejich pomocí získávají menší množství energie než při aerobní disimilaci. Aerobní způsob respirace je vývojově mladší a vyvinul se z anaerobních dehydrogenací. 3 U velké škály chemických sloučenin je možné využívat oba typy metabolismu, avšak některé látky např. vysoce chlorované sloučeniny odolávají většině aerobních mikroorganismů. Jak je nastíněno výše nejvhodnějším zdrojem pro izolaci směsných (konsorcií) či čistých kultur mikroorganismů s biodegradačním potenciálem jsou místa vystavená dlouhodobému kontaktu polutantů. Obvykle se jedná o kontaminované půdy, sedimenty jezer a rybníků a rovněž o podzemní vody. Mezi mikroorganismy disponujícími biodegradačním potenciálem nejčastěji nacházíme bakterie. Anaerobních bakterií bylo dosud izolováno velmi málo, nejčastěji se jedná o mikroorganismy podílející se na biodegradacích vysoce chlorovaných sloučenin, které řadíme k rodům Desulfomonile, Clostridium, Desulfitobacterium apod. Aerobní bakterie jsou dosud popsány lépe a jejich nejhojněji se vyskytující zástupci se řadí k rodům Pseudomonas, Acinetobacter, Corynebacterium, Rhodococcus, Alcaligenes, Achromobacter, Arthrobacter, Nocardia, Bacillus apod. Méně často nacházíme na kontaminovaných lokalitách plísně a kvasinky. Mezi jejich nejvýznamnější zástupce patří rody Candida, Rhodotorula, Sporobolomyces, Trichoderma, Penicillium, Aspergillus. Mikroorganismy se obvykle nevyskytují v přírodě samostatně, ale tvoří nejrůznější konsorcia, ve kterých spolu mohou vzájemně spolupracovat anebo naopak soupeřit (tab. II). Synergistické vztahy jednotlivých mikroorganismů mohou být ještě dále posíleny jejich těsným kontaktem, který je přirozeně dán např. mikroorganismům rostoucím v agregátech nebo biofilmech (obr. 4). Pozorování prokázala, že tvorba biofilmů v přírodě je zcela běžným jevem. Ve vodním prostředí můžeme nalézt mikrobní osídlení na ponořených kamenech a větvích a rovněž v půdě jsou společenstva mikroorganismů vázána na povrchu zrnitých částic. Bakterie tvořící biofilmy jsou navíc přirozeně resistentní k velmi vysokým hladinám antibakteriálních látek zahrnujících např. těžké kovy a další polutanty životního prostředí. Adheze na povrch může vyvolat také zvýšení metabolické aktivity mikroorganismů, která může být následně využita v moderních zařízeních pro biologickou degradaci toxických látek a čištění odpadních vod. 2000. 3 Demnerová, K., Pazlarová, J.,Pazlar, M. : Biotechnologie životního prostředí, vyd. VŠCHT v Praze,
ROZDĚLĚNÍ SANAČNÍCH TECHNOLOGIÍ Přehled sanačních metod včetně nebiologických (obr. 5): 4 Podle cíle, resp. technologické funkce: 1. Izolace kontaminovaného horninového prostředí tato metoda neodstraňuje (buď vůbec ne, anebo ne v první fázi) vlastní znečištění, ale brání vložením mechanické nebo hydraulické překážky šíření kontaminace v nesaturovaném pásmu anebo podzemní vodě do dosud čistého prostředí. 1. Úplná dekontaminace (revitalizace) horninového prostředí obvykle kombinace několika sanačních technologií, jedná se o nákladnou a dlouhodobou záležitost. 2. Částečná dekontaminace horninového prostředí dekontaminují se a izolují pouze ohniska znečištění. Podle technologické funkce sanace: 1. Odstranění kontaminovaného materiálu nejčastěji odtěžení kontaminovaných zemin, odsávání půdního vzduchu (venting) a čerpání znečištěné vody. Následují čistící procesy na povrchu terénu. 2. Rozklad kontaminovaného materiálu biologickými nebo fyzikálně-chemickými pochody dojde k destrukci či mineralizaci kontaminantů (biodegradace, bioventing, spalování, katalytická oxidace). 3. Izolace, fixace kontaminantu fyzikální nebo fyzikálně-chemické zachycení kontaminantu do zeminové či jiné matrice (např. solidifikace, enkapsulace, vitrifikace). Podle místa sanace: 1. Metody in situ probíhají přímo v horninovém prostředí. V nesaturovaném pásmu je nejčastější metodou biodegradace, venting a bioventing, eventuálně promývání. V podzemní vodě je nejvíce v ČR používáno odstranování samostatné ropné fáze s následnou biodegradací a air spargingem. 2. Metody ex situ sanace probíhá na povrchu terénu, proto je nutným předpokladem dodání kontaminovaného materiálu do předmětného čistícího zařízení. Metody ex situ dále dělíme na " on site" a "off site" metody. 3. Metody pomocné pomáhají zlepšit odstraňování nebo degradaci kontaminantů. Obvykle slouží ke zlepšení propustnosti prostředí, k odčerpávání, odsávání nebo naopak dotaci dekontaminačních roztoků do těžko přístupných míst. Podle zavedenosti technologie: 1. Technologie ověřené jedná se o zavedené a dlouhodobě ověřené technologie, kde je podrobně znám nejen technologický postup a účinnost, ale také případné nedostatky a omezení. Sem náleží: čerpání a stripování vody, adsorpce, odstraňování ropných látek z hladiny podzemní vody. U zemin je to zejména venting in situ, biodegradace ex situ a solidifikace/stabilizace ex situ. 2. Technologie vznikající známé, ale dosud dlouhodobě neodzkoušené technologie (např. air sparging, biodegradace in situ, parní air sparging, termální venting). 3. Technologie experimentální v ČR např. vitrifikace in situ, elektrokinetické metody apod. 4 Sanační práce příručka Ministerstva životního prostředí dostupná na: www.env.cebin.cz/publikace/3_sanace/02.html.
VLASTNOSTI A CHOVÁNÍ VYBRANÝCH KONTAMINANTŮ Nejrozšířenější kontaminanty v ČR lze rozdělit podle původu a fyzikálně chemických vlastností do následujících skupin: 4 Organické látky těkavé (TOL) benzen, toluen, ethylbenzen, xylen (BTEX), ostatní těkavé ropné uhlovodíky, nižší alkány a alkény do 11 uhlíků. Prakticky se jedná o destilační ropné frakce s nízkým rozmezím bodu varu jako jsou technické, automobilové a letecké benzíny, petrolether, většinou i letecký petrolej, zejména jeho čerstvé průniky do podzemí, chlorované alifatické uhlovodíky (např. dichlorethan, dichlorethylen, trichlorethylen). Organické látky obtížně těkavé polyaromatické uhlovodíky (PAU), ostatní ropné uhlovodíky (prakticky motorová nafta a topné oleje), polychlorované bifenyly (PCB), fenoly. Anorganické látky kyanidy, amoniak, těžké kovy. Těkavé organické kontaminanty patří mezi látky s vysokým parciálním tlakem par. Pro snadnost přechodu sloučeniny z vodné fáze do plynné je významná Henryho konstanta vyjadřující poměr parciálního tlaku k rozpuštěné koncentraci látky ve vodě, tento vztah se také někdy vyjadřuje jako rozdělovací koeficient vzduch-voda. Čím je tato konstanta vyšší, tím větší je tendence sloučenin přecházet z roztoku do plynné fáze (viz tab. II). Praktickým důsledkem je lepší stripovatelnost a ventovatelnost daného produktu. Dalším důležitým kriteriem pro těkavé látky je okolnost, zda jsou halogenované nebo nehalogenované. Halogenované těkavé uhlovodíky jsou obecně biologicky hůře odstranitelné než stejné sloučeniny nehalogenované. Navíc halogenované sloučeniny při spalování vyžadují složitou úpravu emisí. V podzemí se TOL vyskytují ve čtyřech fázích: i) plynná fáze ii) pevná fáze (sorbce na částice zeminy iii) vodná fáze iv) volná fáze (např. fáze kontaminantu na hladině spodní vody nebo dokonce na basi zvodně). Těkavé organické látky mohou podle aktuálního tlaku a teploty v podzemí přecházet z vodné fáze do plynné a naopak. Organické látky netěkavé a částečně těkavé se málokdy vyskytují v plynné fázi. Např. ropné uhlovodíky mají s rostoucím počtem uhlíků stoupající bod varu, nižší tenzi par, nižší Henryho konstantu a jsou proto méně a méně těkavé (viz tab. II). Při masivních kontaminacích vytvářejí rozsáhlá ropná tělesa v kapilární zóně a na hladině podzemní vody. Rovněž polyaromatické uhlovodíky mají s přibývajícími uhlíkovými jádry nižší tenzi par a klesá i Henryho konstanta a rozpustnost ve vodě. Problematická je jejich rozpustnost v aromatických uhlovodících, protože při směsné kontaminaci může docházet k nežádoucí migraci PAU v přírodním prostředí. PCB byly hojně používány pod obchodním názvem Delor jako teplovodní media a přísady do nátěrových hmot a plastifikátory. Ve vodě jsou velmi málo rozpustné, ale dobře se rozpouštějí v uhlovodících a tucích. Tato jejich vlastnost souvisí se snadným vstupem do potravinového řetězce, což následně vede k výrazné bioakumulaci. Z tohoto pohledu se jedná o látky velmi nebezpečné, pro něž existují velmi přísné limity. Při sanaci PCB navíc hrozí vznik toxických produktů a proto se jedná o skupinu velice obtížně sanovatelných látek. Z anorganických látek je největším problémem výskyt těžkých kovů (TK). TK se vyskytují zejména na vojenských cvičištích (střelnice), skládkách komunálního a průmyslového odpadu, v okolí některých průmyslových subjektů (galvanovny, sklárny, textilky, hutě apod.). Kovy se nacházejí někdy v elementární formě, častěji v iontové formě, vysrážené na částicích zemin, jako komplexy s org. hmotou a sorpčně vázány na půdní matrici. Význačnou vlastností, která rozhoduje o pozdější kontaminaci podzemní vody je jejich mobilita.
CHARAKTERISTIKA ZÁKLADNÍCH BIOREMEDIAČNÍCH METOD I. Sanace zemin in situ 3,4 "biodegradace in situ" tato metoda řeší problematiku dočištění zóny kontaminované biologicky rozložitelnými kontaminanty. Využívá přirozené biodegradační aktivity přítomné mikroflóry, případně používá cíleně izolovaných bakteriálních kmenů. Aplikuje se provzdušňování, obohacení půdy o nedostatkové nutrienty (N, P) nebo jiný způsob dotace elektronů (obr. 6). "bioventing" princip metody je založen na stimulaci degradačního potenciálu mikroorganismů a to dodáváním atmosférického kyslíku do nesaturované zóny. Kyslík je dodáván buď vtláčením atmosférického vzduchu, nebo odsáváním půdního vzduchu anebo jejich kombinací (obr. 7). Sanace zemin ex situ 3,4 "biodegradace ex situ land farming" - dekontaminační zásah je vždy realizován na zabezpečeném prostoru, který má oficiální statut "biopole." Po úpravě zeminy (homogenizace, vylehčení, obohacení o nutrienty, úprava vlhkosti) je případně provedena inokulace rozstřikem bakteriální suspenze z bioreaktoru. Dodávka kyslíku je zajištěna obracením, orbou apod. (obr.8). "biolože" biolože nebo-li "bed reactor" je umístěn vždy v hale opatřené filtry pro zachycení vznikajících těkavých produktů metabolické aktivity mikroorganismů. Kontaminovaná půda nebo kal je umístěn do uzavřené vany s drenáží, která odvádí nebezpečný výluh k dalšímu zpracování v bioreaktorech. Kontaminovaná půda je aerována, zavlažována, obohacována o chybějící nutrienty či mikroorganismy. Obě výše uvedené technologie mohou být použity i pro sanaci kontaminovaných vod. Ty mohou být nastřikovány na půdu, kde probíhá vlastní biologický rozklad. "kompostování" je technologie, kde se kontaminovaný materiál míchá s organickým materiálem (sláma, piliny, kůra aj.) a je obohacen o nutrienty. Následně je materiál uložen do vysokých hromad, které jsou pravidelně vlhčeny a vzdušněny (obr.9). Kompostování je nejčastěji prováděno při teplotě mezi 50 a 60 C. "kalové reaktory" tato technologie je využívána pro kontaminované půdy, kaly nebo sedimenty (obr. 10). Kal je míchán a vzdušněn. Většina reaktorů využívá uměle připravených konsorcií mikroorganismů. Výhodou bioreaktoru je velmi dobrá kontrola všech faktorů ovlivňujících biodegradaci (konc. kyslíku, nutrientů, ph apod.). Je možné udržovat stabilní teplotu tak, aby se projevila zvýšenou rychlostí biodegradace polutantu. "bioloužení zemin" metody biologického loužení zemin tvoří přechod mezi metodami biologického a chemického čištění. Jedná se o metodu používanou pro zeminy kontaminované těžkými kovy. V pilotním výzkumu mikrobiální procesy vedly k rozpuštění sulfidů kovů, které jsou využívány bakteriemi a tvorbě kyseliny sírové extrahující těžké kovy. Metoda je stále ve stadiu vývoje. Laboratorní experimenty prokázaly úspěšnou vyluhovatelnost Pb, Cu, Zn, As ze zeminy, kde byly silně vázány na matrici. Rychlost loužení řídí obsah síry a organického uhlíku.
CHARAKTERISTIKA ZÁKLADNÍCH BIOREMEDIAČNÍCH METOD II. Sanace vod in situ 3,4 Jádro technologie je založeno na čerpání a zpětném zasakování podzemní vody (obr. 11). Podzemní voda recirkuluje systémem: čerpané vrty aerační nádrž s dávkováním nutrientů (eventuálně bioreaktor) zasakovací vrty nebo rýhy kontaminovaná zemina čerpané vrty. "biodegradace s O 2 "- mikrobní oxidace, při které je finálním akceptorem elektronů kyslík (obvykle dodávaný rozpuštěný v zasakované vodě). "biodegradace s H 2 O 2 " - kombinace chemické a biochemické oxidace při které peroxid působí jako oxidační činidlo a po samovolném rozkladu jako zdroj kyslíku. "biodegradce s NO 3 - " mikrobní oxidace v procesu tzv. nitrátové respirace při které je finálním akceptorem elektronů dusičnanový dusík, který je v horninovém prostředí vysoce mobilní. "kometabolismus" mikrobní transformace, kdy je kontaminant rozkládaný široce působícími enzymy za přítomnosti jiného substrátu (např. chlorované alkeny s výjimkou perchlorethylenu působením oxygenáz metabolismu oxidace methanu, amoniaku, nebo aromátů). "anaerobní dehalogenace" mikrobní reduktivní dehalogenace za striktně anaerobních podmínek Sanace vod ex situ 3,4 "bioreaktor" mikrobní biochemická oxidace (kyslíkem) v ideálně míchaném reaktoru (hydrodynamicky nebo pneumaticky) za téměř optimálních podmínek (homogenita, vysoká konverze hmoty, optimální ph, nutrienty, kyslík). (Obr. 12). "biofiltr (mokrý)" mikrobní oxidace (kyslíkem) v prostředí biofilmu s vysokou koncentrací biomasy a schopností simultánních procesů za téměř optimálních podmínek (ph, nutrienty, kyslík). (Obr. 12). Sanace vzdušnin 4 "biofiltr (vlhký)" sorpce a následná mikrobní biochemická oxidace (kyslíkem) v prostředí biofilmu s vysokou koncentrací biomasy za téměř optimálních podmínek (ph, nutrienty, kyslík). (Obr. 13). Pro provádění jednotlivých technologií je tedy možné využívat přirozeného osídlení, nebo pro zvýšení rychlosti degradace se používají vybrané druhy mikroorganismů, případně jejich vhodné kombinace. Z hlediska biologického jsou výhodnější technologie využívající směsi mikroorganismů, protože ty jsou v prostředí podstatně stabilnější a odolnější vůči tlaku vnějšího prostředí. Je nutné však upozornit na to, že pro biodegradační procesy není možné používat jakékoli mikroorganismy. Základní podmínkou je, aby nebyly patogenní ani potenciálně patogenní pro člověka. Další podmínkou je, že mikroorganismy nesmí produkovat žádné nebezpečné toxické látky jako metabolické produkty a dále, že mikroorganismy nesmějí být "geneticky modifikovány." V ČR povolení k použití mikroorganismů v dekontaminačních technologiích vydává hlavní hygienik ČR na doporučení Státního zdravotního ústavu.
BIODEGRADACE ORGANICKÝCH POLUTANTŮ ZA AEROBNÍCH PODMÍNEK I. Alifatické uhlovodíky alkany a alkeny Alkany jsou utilizovány řadou mikroorganismů, protože z hlediska jejich chemické struktury jsou podobné mastným kyselinám a rostlinným parafinům, které jsou v přírodě všudypřítomné. Z tohoto pohledu jsou alkany považovány za jedny z nejsnadněji biodegradovatelných uhlovodíků. Při odbourávání alkanů dochází k inkorporaci jednoho nebo dvou atomů kyslíku za vzniku příslušného alkoholu nebo hydroperoxidu (obr.14). Konečným produktem obou metabolických drah jsou mastné kyseliny. Obecně jsou nejlépe odbourávány středně dlouhé řetězce (C 10 C 18 ). Delší řetězce jsou utilizovány hůře z důvodu jejich nízké rozpustnosti ve vodě. Na druhou stranu alkany s kratším řetězcem jsou poměrně dobře rozpustné ve vodě, ale vůči buňkám vykazují toxické účinky. Narušují zejména integritu a fluiditu buněčných membrán. 2 Alkeny jsou odbourávány stejným způsobem jako alkany s tím rozdílem, že může dojít k reakci na dvojné vazbě za vzniku primárního nebo sekundárního alkoholu nebo epoxidu. Každý z těchto produktů je následně oxidován na příslušnou mastnou kyselinu. Halogenované alifatické uhlovodíky Halogenované alifatické uhlovodíky jsou obecně pomaleji odbouratelné než ty samé nehalogenované. Přítomnost dvou nebo tří chlorů vázaných na jeden uhlík inhibuje aerobní degradaci. Biodegradace halogenovaných alifatických uhlovodíků probíhá na základě tří typů reakcí (obr. 15). (1) Substituce halogenovaná sloučenina je substituována hydroxylovou skupinou. (2) Oxidace halogenovaná sloučenina je atakována bakteriálními monooxygenasami a dioxygenasami za vzniku nestabilních meziproduktů. Tyto látky velmi rychle přecházejí např. na CO 2, CO nebo org.kyseliny. (3) Reduktivní dehalogenace za aerobních podmínek méně obvyklá (probíhá pouze u malého množství halogenovaných látek a to u těch, které mají vyšší redukční potenciál než O 2, např. hexachlorethan, dibromethan). Reduktivní dehalogenace je zprostředkována oxidačně-redukčním přechodem komplexu kovů, za vzniku alkyl-radikálu a volného halogenu. Alicyklické uhlovodíky Alicyklické uhlovodíky jsou součástí surové ropy (20-70%) a jsou nalézány všude v přírodě v rostlinných olejích a parafínech, mikrobních lipidech a pesticicdech. Je známo, že neexistuje žádný vzájemný vztah mezi schopností utilizovat n-alkany a schopností plně oxidovat cykloalkany. Nejčastěji jsou alicyklické uhlovodíky degradovány pomocí symbiotických kmenů. Aromatické uhlovodíky Široká škála bakterií a hub je schopna transformace aromátů, ať už částečné nebo úplné. Za aerobních podmínek u bakterií většinou dochází nejprve k hydroxylaci aromátů, která zahrnuje zakomponování kyslíku do molekuly (obr. 16). Nejčastěji vzniká cis-dihydrodiol, který je dále rearomatizován na katechol. Kruh katecholu je rozštěpen buď mezi dvěma hydroxylovými skupinami (ortho cesta) nebo vedle jedné z hydroxylových skupin (metha cesta). Eukaryotní mikroorganismy inkorporují 1 atom molekulárního kyslíku do aromátu a zároveň redukují druhý na vodu, výsledkem je vznik aren oxidu Následně dojde buď k adici vody za vzniku trans-dihydrodiolu anebo dojde k izomeraci aren oxidu a vznikne fenol, který se zúčastňuje dalších reakcí.
BIODEGRADACE ORGANICKÝCH POLUTANTŮ ZA AEROBNÍCH PODMÍNEK II. Substituované aromáty Největší pozornost je věnována skupině chlorovaných aromátů, které jsou hojně používány např. jako rozpouštědla a desinfekční prostředky. Obtíže způsobuje mikroorganismům zejména vazba C-Cl, která je velmi silná a k jejímu narušení je zapotřebí velkého množství energie. Druhý problém je spojen s faktem, že běžným intermediátem degradace aromátů je katechol nebo dihydroxybenzen. Tyto molekuly vyžadují dva nesubstituované uhlíky sousedící s OH-skupinou, aby mohla úspěšně proběhnout jejich degradace. Substituce chlorem však tato místa blokuje a odbourání takových sloučenin je značně ztíženo. Mezi substituované aromáty, které lze degradovat pomocí mikrobní biodegradace patří ještě methylované aromatické deriváty (např. toluen) a dále pak alkyl deriváty. (Obr. 17). Dioxiny Dioxiny a dibenzofurany vznikají během spalování odpadů a jsou součástí výfukových plynů. Jsou řazeny mezi potenciální karcinogeny a teratogeny. Jedním z nejnebezpečnějších dioxinů je 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD obr. 18), který je spojen s výrobou pesticidů, kde slouží jako prekursor jejich syntézy. Z hlediska karcinogenity je sice méně nebezpečný, ale zvyšuje riziko diabetes a způsobuje poruchy chování. Látky tohoto typu jsou však díky své chemické struktuře a nízké rozpustnosti ve vodě velmi odolné vůči mikrobnímu rozkladu a jejich případná biodegradace je nesmírně pomalá (např. během 12-ti týdnů dojde k odbourání méně jak 1 % TCDD). Heterocyklické sloučeniny Heterocykly jsou cyklické sloučeniny obsahující jeden nebo více heteroatomů (dusík, síra nebo kyslík). Dioxiny diskutované v předešlém odstavci také spadají do této kategorie. Obecně jsou heterocyklické sloučeniny mnohem hůře degradovatelné, než analogické aromáty. Je to pravděpodobně důsledek vyšší elektornegativity atomů dusíku a kyslíku vedoucí k deaktivaci molekul participujících na elektrofilních substitucích. Heterocyklické sloučeniny s 5-ti členým kruhem a jedním heteroatomem jsou snadněji biologicky odbouratelné, pravděpodobně díky vyšší reaktivitě vůči elektrofilním činidlům a jsou snadněji biologicky hydroxylovatelné. Sklon heterocyklických sloučenin k biologickému odbourání klesá se stoupajícím počtem heteroatomů v molekule. Pesticidy Pesticidy jsou největším a plošně nejvíce rozptýleným zdrojem chemikálií dodaných člověkem do přírody (obr. 19). Mnoho v současnosti užívaných syntetických pesticidů je nevšední kombinací chemických struktur, ale poměrně velká část se řadí mezi látky relativně jednoduché (alifatické, alicyklické a aromatické struktury). Tyto základní struktury jsou však osazeny řadou halogenů, amino- nebo nitroskupinami, hydroxylovými nebo karboxylovými substituenty, které ztěžují jejich biodegradaci.
BIODEGRADACE ORGANICKÝCH POLUTANTŮ ZA ANAEROBNÍCH PODMÍNEK Anaerobní podmínky jsou běžnou součástí našeho prostředí, nejčastěji je nalézáme ve vodním prostředí nebo sedimentech. Ale také v neaerovaných půdách lze nalézt místa s nízkou koncentrací kyslíku nebo zcela bez kyslíku. V nepřítomnosti kyslíku jsou organické sloučeniny mineralizovány díky anaerobní respiraci, kdy se terminálním akceptorem elektronů stávají jiné látky než kyslík (dusičnany, sírany, Mn 4+, CO 2 ). Alifatické uhlovodíky Nasycené alifatické uhlovodíky jsou degradovány za anaerobních podmínek pomaleji, nicméně nenasycené uhlovodíky, alifatické alkoholy a ketony jsou biologicky odbourávány i za nepřístupu vzduchu. Halogenované alifatické uhlovodíky Halogenované alifatické uhlovodíky mohou být za anaerobních podmínek degradovány částečně nebo úplně pomocí reduktivní dehalogenace. Jak je popsáno v kapitole 8 reduktivní dehalogenace je doprovázena redukčním přechodem kovového komplexu. V prvním kroku jsou elektrony transferovány z redukujícího kovového komplexu na halogenovaný alifatický uhlovodík, výsledkem tohoto přenosu je alkyl radikál a volný halogen. Radikál může navázat vodíkový atom nebo naopak ztratit druhý halogen za vzniku alkenu. Obecně jsou za anaerobních podmínek odbourávány vysoce halogenované sloučeniny, zatímco za aerobních podmínek dochází k degradaci mono- a di-substituovaných halogenovaných sloučenin. Aromatické uhlovodíky Obdobně jako u alifatických uhlovodíků i aromáty mohou být kompletně degradovány za anaerobních podmínek, ale tento proces je pomalejší ve srovnání s aerobní degradací. Anaerobní mineralizace aromátů často vyžaduje směsnou mikrobní komunitu, která vzájemně spolupracuje ačkoliv každý mikroorganismus může vyžadovat různý redox potenciál. Např. úplná mineralizace benzoátu může proběhnout za účasti anaerobního degradéra benzoátu ve směsné kultuře s methanogeny a sulfát redukujícími bakteriemi. Počáteční transformace v takových systémech jsou často prováděny fermentativně a jejich výsledným produktem bývají aromatické kyseliny, které jsou dále transformovány na acetát, CO 2 a formiát. Tyto malé molekuly mohou být utilizovány methanogeny. Dosud není zcela jasné jak takováto kooperující komunita řeší problém s požadavkem na různé redoxní potenciály v těsné blízkosti. Dosud je zřejmé, že vyšší redox potenciály jsou vyžadovány pro degradaci komplexnějších substrátů jako je benzoát. Menší organické kyseliny nebo alkoholy jsou degradovány za nižšího redox potenciálu. V některých případech je možno nejlepších výsledků dosáhnout při použití sledu anaerobníaerobní degradace. Např. při biodegradaci PCB (obr. 20 a 21) jsou v průběhu anaerobní fáze dehalogenovány vysoce halogenované sloučeniny za vzniku kongenerů s menší molekulovou váhou. Následně jsou za aerobních podmínek tyto kongenery degradovány až na CO 2, vodu a chloridové ionty.
BIOREMEDIACE ROPNÝCH UHLOVODÍKŮ Během posledního století nároky na využití ropných uhlovodíků jako zdroje energie a suroviny pro chemický průmysl značně vzrostly a jejich světová produkce se pohybuje okolo 3500 milionu tun za rok. Úniky do světových moří činí 0,1 % celkového objemu, tyto ztráty však nejsou způsobeny pouze medializovanými haváriemi tankerů, ale zejména úniky ze zpracovatelského průmyslu, průsaky z transportních systémů nebo zásobních tanků a vypouštěním znečištěných odpadních vod. 5 Přibližně od 80-tých let minulého století je známo, že některé mikroorganismy jsou schopny degradovat ropné uhlovodíky a využívat je jako jediný zdroj energie a uhlíku pro svůj růst. Mikroorganismy vybavené touto schopností jsou obvykle v přírodě běžné a není tedy obvykle nutné kontaminované místo obohacovat dalšími speciálními kulturami. Typický postup bioremediace při likvidaci ropných uhlovodíků začíná mikrobiologickou a chemickou charakterizací místa. Chemická analýza zahrnuje zjištění koncentrace nutrientů a vyhodnocení faktorů, které by mohly negativně ovlivnit mikrobní růst. Pomocí mikrobních testů je zjištěno celkové množství aerobních bakterií a počet bakterií degradujících ropné uhlovodíky. V půdách je dále proměřena jejich propustnost pro kyslík. Na základě těchto parametrů je vybrána nejvhodnější a nejméně nákladná strategie vedoucí k dosažení určených sanačních limitů. Obvykle se volí kombinace fyzikálně-chemických metod s biologickými. V prvé řadě je nutno kontaminant znehybnit (obr.22), aby nebyl roznášen dále do okolí. Toto je zajištěno použitím různých mechanických bariér (cementové, bentonitové bariéry) anebo tzv. dynamickou bariérou (čerpání kontaminovaného podílu a spodních vod ven z kolektoru). Teoreticky by dostatečně dlouhé čerpání mělo být schopno odstranit všechen kontaminant, ale ve skutečnosti by se jednalo o proces velmi zdlouhavý a neekonomický. Ani fyzikální čištění vod kontaminovaných ropnými uhlovodíky zahrnující např. přídavek emulgátorů a dispergovadel nemusí přinést očekávaný výsledek a navíc není použitelné za všech okolností. Nicméně použití kombinace metod - biodegradace a emulsifikace - je obvykle efektivnější a ekonomičtější. Běžné jsou také modifikace, kdy je odčerpávaná kontaminovaná voda provzdušňována a navrácena do kolektoru s vyšší koncentrací kyslíku a po přídavku nutrientů, tak aby byly maximálně intenzifikovány biodegradační procesy. Těkavé kontaminaty, které jsou nemísitelné s vodou mohou být odstraňovány z nesaturované zóny pomocí ventingu. Vzduch je pumpován pod zem a odnáší sebou vytěkané kontaminanty. U nejjednodušší varianty odcházejí kontaminanty do atmosféry, kde mohou být eventuelně fotodegradovány. V kontrolovaných sytémech je výstup kontaminovaného vzduchu veden přes filtry s aktivním uhlím, případně přes biofiltry. Při bioventingu (obr. 7) jsou do půdy obvykle vtlačovány menší objemy vzduchu než při klasickém ventingu a odsávaný kontaminovaný vzduch obvykle prochází přes vrstvu nekontaminované zeminy. Během tohoto prostupu zemina působí jako biofiltr a pomocí procesu biodegradace může být odstraňována část nebo všechen polutant. Obvykle však bývá nezbytné zařazení další (nadzemní) filtrace vzduchu. Příkladem bioremediace ropných uhlovodíků byl projekt realizovný U.S. Air Force v roce 1993 v Utahu. Jednalo se o čištění půdy kontaminované 27 000 galony leteckého petroleje bioventingem. Během 18 měsíců došlo ke snížení koncentrace výše uvedeného kontaminantu z 900 mg/kg zeminy na méně než 10 mg/kg zeminy. V průběhu bioventingu byli zjištěno, že přibližně 60 % kontaminantu vytěkalo a zbylých 40 % bylo odstraněno biodegradací. Press, 1996. 5 Crawford, R.L., Crawford, D.L.: Bioremediation, Principles and Application, Cambridge University
BIOREMEDIACE CHLOROVANÝCH UHLOVODÍKŮ Tradičně jsou vody znečištěné těkavými chlorovanými alifatickými sloučeninami čištěny stripováním (obr. 23). Odváděný kontaminant je pak ze vzduchu sorbován na aktivní uhlí. Tento přístup je však poměrně ekonomicky náročný. Bioremediace vod znečištěných halogenovanými aromáty, haloethany a halomethany reprezentují komplexní problém. Některé látky mohou být degradovány pouze anaerobně, jiné slouží jako růstový substrát jen za aerobních podmínek a další jsou rozkládány pouze kometabolicky v přítomnosti methanu nebo toluenu. Ještě před 20 30 lety byly chlorované sloučeniny považovány za nerozložitelné biologickou cestou. Posléze byly objeveny čtyři možné enzymové mechanismy, které umožňují štěpit vazbu C-Cl a následně zapojit uhlík do metabolických drah. Porozumění mechanismu odbourávání halogenovaných organických sloučenin je důležité pro návrh bioremediačních systémů. Jak již bylo zmíněno výše v prvé řadě je nutno se rozhodnout mezi aerobním a anaerobním typem bioremediace, což souvisí s typem odbourávaného chlorovaného uhlovodíku. Od té doby co je znám fakt, že methanotrofové, kteří produkují enzym methan monooxygenasu, jsou schopni degradovat trichlorethen (TCE), dichlorethen a vinylchlorid kometabolismem, jsou využíváni při bioremediacích kontaminovaných míst (obr. 24). In-situ testy prokázaly 98 % redukci TCE ve spodních vodách. Při modelovém bioremediačním zásahu bylo použito 5 200 kg methanu a 19 200 kg kyslíku ke konverzi 1 375 kg chlorovaných uhlovodíků, které se nacházely v 480 000 m 3 vody. Další skupina bakterií, která je často využívána k aerobní a anaerobní degradaci dichlormethanu patří mezi methylotrofy. Tyto bakterie mohou využívat dichlormethan jako jediný zdroj uhlíku a energie a to jak z vody, tak ze vzduchu. V průběhu degradace dochází k dechloraci CH 2 Cl 2 pomocí dichlormethan dehalogenas, za vzniku formaldehydu, který je dále oxidován na CO 2. Při batch kultivacích je nutno dodržovat maximální možnou koncentraci CH 2 Cl 2 10 mm, protože vyšší koncentrace mají toxický efekt na bakterie, konkrétně působí jako rozpouštědla a způsobují tak narušení membrán. Rozdílné bakteriální skupiny s jinými typy oxygenas jsou využívány pro oxidace trichlorethylenu (TCE). Tyto oxygenasy jsou syntetizovány pro účely oxidace aromatických uhlovodíků, plynných alkanů a amoniaku. Obecně uhlovodíky oxidující oxygenasy mají velmi širokou substrátovou specifitu a mohou zahrnout i rozklad nerůstových substrátů. Nemalá pozornost je v posledních letech věnována také chlorovaným aromátům, zejména pak skupině polychlorovaných bifenylů (PCB-viz obr. 21), které se do přírody rozšířily díky jejich masivnímu používání jako kapaliny zpomalující šíření ohně, jako náplně do výměníků tepla nebo jako hydraulické kapaliny. Jejich značná tepelná, chemická a biologická stabilita vedla k jejich akumulaci v přírodě. První důkaz biodegradace PCB byl předložen roku 1973, kdy byl vyizolován r. Achromrobacter z odpadních vod a bylo zjištěno, že je schopen degradovat několik kongenerů PCB. V následujících letech byly objeveny další bakteriální rody disponující biodegradačním potenciálem vůči PCB. Ve většině případů se však jednalo o molekuly s maximálně třemi atomy chloru. Kongenery obsahující více než 3 atomy chloru byly shledány poměrně rezistentními vůči biologickému rozkladu. V průběhu 80-tých let pak došlo k mnoha novým, zajímavým objevům. V prvé řadě byli izolovány kmeny schopné biodegradovat aerobní cestou i hexa- a heptachlorbifenyly a od roku 1984 lze v literatuře nalézt také první zmínky o možnosti rozkladu PCB anaerobní cestou. Současný vývoj bioremediačních postupů je zaměřen zejména na následující aktivity: (1) na optimalizaci růstových podmínek PCB-degradujících bakterií, (2) na izolaci a charakterizaci lepších degradérů, (3) na genetickou modifikaci těchto mikroorganismů, (4) a na design a testování pilotních dekontaminačních systémů v praxi.
MIKROBNÍ REMEDIACE TĚŽKÝCH KOVŮ Znečištění životního prostředí těžkými kovy je velmi závažným problémem, který se týká zejména regionů s rozvinutým průmyslem. Díky své toxické povaze přítomnost těžkých kovů komplikuje a limituje veškeré bioremediační procesy. Zvyšující se koncentrace těžkých kovů v našem prostředí sebou přináší řadu nežádoucích vlivů na živočichy, rostliny nebo mikroorganismy. Například dlouholetá expozice osob působení těžkých kovů může vést ke vzniku nejrůznějších onemocnění jako např. k poškození srdce, jater, k rakovině, k neurologickým problémům či k poškození CNS. V průběhu 90-tých let bylo zjištěno, že řada mikroorganismů a rostlin vyvinula unikátní mechanismy tolerance těžkých kovů. Prokaryotní i eukaryotní buňky jsou schopny kovy vázat na buněčný povrch případně na buněčnou stěnu, přemisťovat je do buňky, případně je jsou schopny transformovat viz obr. 25 (např. precipitovat). Navzdory tomu je však zřejmé, že buňky nemohou takto zachycený kov nijak rozkládat ve smyslu biodegradace organických sloučenin a pokud není proveden nějaký finální vnější zásah do systému, např. odstranění buněk společně s kovem, nelze mluvit o vyřešení problému. Důležitými aspekty v interakci kov-mikroorganismus jsou druh kovu a jeho stav, ve kterém se nachází a tzv. biodostupnost kovu. Stav v jakém se kov nachází v přírodě je výsledkem kombinace mnoha faktorů, jako např. ph, redox potenciálu, iontové síly apod. Např. při vyšším ph nacházíme kovy obvykle jako nerozpustné fosforečnany a uhličitany, zatímco při nižším ph lze nalézt volné ionty kovů, nebo rozpustné organokovové sloučeniny. Také biodostupnost kovu závisí na fyzikálně-chemických podmínkách okolí, protože dostupnost kovu pro mikroorganismy je determinována jeho rozpustností a sorpcí na pevné povrchy jako např. částice půdy. V roce 1990 bylo popsáno množství reakcí prováděných mikroorganismy, jejichž výsledkem je mobilizace nebo naopak imobilizace kovů a bylo zjištěno, že se jedná zejména o oxidačněredukční procesy, biosorpce, případně vázaní kovů pomocí látek exkretovaných buňkami do svého okolí. 6 Potenciálně je při odstraňování těžkých kovů z kontaminovaných prostředí aplikovatelné množství bioremediačních strategií (obr. 26). V půdě a sedimentech se uplatňuje zejména mikrobní loužení, případně se využívá schopností mikroorganismů syntetizovat biosurfaktanty a bioemulgátory. Odstraňování kovů z vodného prostředí pak spočívá zejména ve vazbě kovů na buněčný povrch, případně jejich intracelulární zachycení nebo v precipitaci kovů komplexací s ligandy produkovanými mikroorganismy. Cílem mikrobních remediací půd je buď imobilizace kovu in situ nebo úplné odstranění kovu z půdní matrice. Problémem imobilizací kovů je, že je velice obtížné předpovědět zda-li kov zůstane imobilizován trvale a nejedná se pouze o dočasný jev. Na druhé straně kompletní odstranění kovů z půd je velmi složité díky heterogenní povaze půdní matrice a je velmi nákladné. Přesto se jedná o metody, které jsou obvykle ekonomicky výhodnější než-li fyzikálně chemické přístupy zahrnující vytěžení zemin a jejich následné uskladnění případně spálení. Využití biofilmů či speciálních mokřadů umělě vytvořených pro odstraňování těžkých kovů z vod (např. kapalných odpadů z dolů) jsou nejvíce používanými, nepříliš nákladnými a efektivními metodami. V souvislosti s odstraňováním těžkých kovů se nejčastěji setkáváme s bakteriálními rody Bacillus, Citrobacter, Arthrobacter, Streptomyces a se sulfátredukujícími bakteriemi a dále pak s kvasinkami, zejména s r. Candida a Saccharomyces. 6 Francis, A.J. Microbial dissolution and stabilization of toxic metals and radionuclides in mixed wastes. Experientia, 46, 840-51, 1990.
ZPRACOVÁNÍ MĚSTSKÝCH ODPADŮ A ODPADNÍCH VOD Zpracování městských odpadních vod je poměrně novou technologií, která nabývala v minulosti na významu s enormním růstem populace, zejména ve velkých městských aglomeracích. Zájem o kontrolu a zpracování odpadů se datuje přibližně do poloviny 19. století, což si vyžádal zejména vzrůstající počet onemocnění vznikajících ze splaškových vod jako např. cholera. Moderní způsoby čištění splaškových vod využívají tři základní kriteria pro stanovení množství rozložitelného organického materiálu: celkový obsah org. uhlíku (TOC), biologická spotřeba kyslíku (BOD) a chemická spotřeba kyslíku (COD). Dle těchto kritérií lze rozhodnout o stupni znečištění vod a o způsobu jejího čištění, popřípadě o průběhu čistírenského procesu. Primárním cílem čističek odpadních vod (obr. 27) je odstranění a rozložení organického materiálu za kontrolovaných podmínek. Kompletní čistící proces má nejčastěji tři kroky: (1) primární úprava jedná se o fyzikální procesy, které zahrnují odstranění velkých částic a následnou sedimentaci, (2) sekundární úprava biologická oxidace a (3) finální úprava obvykle kombinace fyzikálně chemických procesů, které odstraňují zákal způsobený zejména přítomností nutrientů (zvláště dusíku), rozpuštěné organické hmoty, kovů nebo patogenních mikroorganismů. Jak je patrné z výše uvedeného výčtu, nejdůležitější částí čistírenské technologie je proces biologické degradace, při kterém jsou rozkládány rozpuštěné látky a zároveň je zredukováno množství patogenních mikroorganismů. V tomto stádiu je voda po primárním ošetření čerpána buď do tricling filtru nebo aeračního tanku. Na závěr úpravy je je obvykle zařazena desinfekce. Tricling filtr je filtrační zařízení vyplněné kamínky nebo keramickými a plastovými segmenty, na kterých jsou zachyceny mikroorganismy a které jsou sprejovány znečištěnou vodou přiváděnou do systému. Během průchodu organických látek filtrem dochází k jejich konverzi a zároveň se tvoří biofilm mikroorganismů, který je složen z bakterií, hub, řas a protozoí. V průběhu času, zvětšování tloušťky vznikajícího biofilmu vede k limitaci kyslíkem hlubších vrstev biofilmu, takže je možné využívat také anaerobního metabolismu k degradaci některých látek. Další možností úpravy odpadních vod je využití aerovaných nádrží, které obsahují aktivovaný kal. Čas zdržení vody v aerační nádrži kolísá podle stupně znečištění mezi 4 až 8 hodinami a voda je pak obvykle přečerpána do sedimentační nádrže, kde se zbaví příměsí, které se usazují na dně. Jednou z nejzákladnějších vlastností aktivovaného kalu je dobrá schopnost sedimentace, aby mohl být snadno oddělen od již upravené vody. Usazování aktivovaného kalu ovlivňují náhlé změny teplot, ph, absence nutrientů anebo přítomnost toxických organických látek či těžkých kovů. Dalším problémem je také filamentární bytnění vloček kalu, které vede také ke snížení sedimentačních schopností. Z tohoto důvodu je nutno kontrolovat množství vláknitých mikroorganismů uvnitř vloček aktivovaného kalu. Pomocí aktivovaného kalu jsou odstraňovány z odpadních vod také sloučeniny dusíku a fosforu. Odstranění dusíku je prováděno pomocí nitrifikace, která je následována denitrifikací. Denitrifikační systém je vždy kombinací aerobních a anaerobních nádrží, protože v přítomnosti kyslíku dochází k procesu nitrifikace a naopak bez přístupu kyslíku je realizována denitrifikace. Také fosfor je odstraňován díky mikrobní aktivitě, kdy při anaerobní fázi procesu mikroorganismy uvolňují fosfor, aby získaly co nejvíce energie. Posléze je anaerobní proces nahrazen aerobním a mikroorganismy začnou jevit snahu o zvýšenou absorpci fosforu. Nadbytky fosforu pak ukládají v intracelulárním prostoru jako polyfosfáty. Pevné odpady jsou likvidovány třemi způsoby jsou ukládány na skládkách komunálního, příp. nebezpečného odpadu, mohou být spalovány nebo kompostovány.
PŘÍLOHA Imobilizace Destrukce Extrakce Aktiv. uhlí Aktiv. uhlí Vytěžení Vakuová extrakce Solidifikace Zadržování Podzemní voda Bioremediace Recyklace Fyz.-chem. zpracování Plyn Půda Vol. produkt Stripování vzduchu Voda, plyn Fázová separace Povrch půdy Hladina podz.vody Čerpání podz. vod Obr. č.1 Příklady variant vhodných pro dekontaminaci znečištěného území. Obr. č. 2 Nejběžnější faktory ovlivňující výběr a průběh bioremediační technologie.
Faktory ovlivňující proces bioremediace Faktory prostředí: Přítomnost vhodného zdroje C a energie Přítomnost O 2 Teplota ph Vlhkost Salinita Přítomnost nutrientů, kosubstrátů, akceptorů elektronů, surfaktantů, induktorů Absence predátorů Obr. č. 3 metabolické Rozpis faktorů dráhy ovlivňujících a nejčastěji antagonistických proces bioremediace. apod. vztahů Tab. č. II Typ půdy a její pórovitost Vlastnosti organismů: Přítomnost vhodně enzymově vybaveného organismu Množství příslušných organismů Přítomnost vhodných organismů disponujících vysokou reprodukční a biodegradační aktivitou Vlastnosti kontaminantů: Struktura kontaminantu Toxicita kontaminantu Biodostupnost kontaminantu Biodegradabilita kontaminantu Bakterie Aktinomycety Fungi Populace nejpočetnější středně počet. nejméně počet. Biomasa bakterie a aktionomycety shodně nejvíce Větvení málo částečně hodně Vzdušné mycelium chybí ano ano Růst v kapalině ano ano ano Rychlost růstu exponenciální trojrozměrný trojrozměrný Buněčná stěna murein,teichoová kys.,lipopolysach. chitin, celulosa Kompetitivnost nejvíce nejméně komp. střední Fix N ano ano ne Aerobní ano i ne většinou většinou Stres vlhkost nejméně tolerant. středně tolerant. nejtolerantnější Optimum ph 6-8 6-8 6-8 Kompetit. ph 6-8 >8 <5 Kompet. v půdě všechny půdy suché, vys. ph nízké ph
Zeolit Keramzit Obr. č. 4 Ukázky biofilmů na zeolitovém (plíseň Fusarium proliferatum) a keramzitovém (bakterie Rhodococcus erythropolis) nosiči. Podle cíle sanace: 1. Izolace kontaminovaného prostředí. 2. Úplná dekontaminace (revitalizace) prostředí. 3. Částečná dekontaminace prostředí. Podle technologické funkce sanace: 1.Odstranění kontaminovaného materiálu z místa znečištění. 2. Rozklad kontaminovaného materiálu biologickými nebo fyzikálněchemickými pochody. 3. Izolace, fixace kontaminantu. Rozdělení sanačních technologií včetně nebiologických Podle místa sanace: 1. Metody in situ. 2. Metody ex situ. Metody ex situ dále dělíme na " on site" a "off site" metody. 3. Metody pomocné. Podle zavedenosti technologie: 1. Technologie ověřené zavedené a dlouhodobě ověřené technologie. 2. Technologie vznikající známé, ale dosud dlouhodobě neodzkoušené technologie 3. Technologie xperimentální. Obr. č. 5 Rozdělení sanačních technologií.
Tab č. III. Vlastnosti vybraných organických kontaminantů. Skupina Kontaminant Hustota Bod varu Rozpustnost tlak par Henryho k. ve vodě C mg/l mm Hg atm/m 3. mol Těkavá Benzen 0.877 80.1 1780 76 5.48*10-3 nehalogen. Toluen 0.867 110.6 515 22 6.74*10-3 organika o Xylen 0.88 144.4 152 6.6 5.35*10-3 n pentan 0.626 36.1 39.5 426 1.25 5 Těkavá 1.1 DCA 1.176 57.3 5500 234 5.45*10-3 halogen. 1.2 DCA 1.235 83.5 8690 64 1.31*10-3 organika 1.1 DCE 1.218 32 273-6400 591 1.5*10-2 1.2 DCE 1.257 47.5 6260 265 5.32*10-3 PCE 1.623 121.2 150 14 1.46*10-2 TCE 1.464 87.2 1100 57.8 9.9*10-3 VC 0.911-13.4 1100 2560 5.6*10-2 Málo těkavá dodekan 0.749 216.3 3.4*10-3 0.3 24.2*10-3 nehalogen. naftalen 1.162 217.9 30 5.4*10-2 7.3410-4 organika fenol 1.058 181.7 93000 0.2 3.97*10-7 Málo těkavá PCB 1.15 275-320 0.59 6.7*10-3 3.24*10-4 halogen. organika Směšovací jednotka Voda, mikroorganismy... apod Nutrienty Recyklace vody Příprava aplikačního roztoku Povrch půdy Kontaminovaná zemina Tok aplikačního roztoku Ponorná pumpa Obr. č. 6 Bioremediace příklad sanace zemin in-situ.
Monitorovací vrt Dotační vrt Injektáž vzduchu Povrch půdy Výtlačný ventilátor Kontaminovaná zemina Tok vzduchu Hladina vody Obr.č. 7 Bioventing příklad sanace zemin in-situ. Nutrienty Tenká vrstva vytěžené zeminy Voda Obr. č. 8 Land farming příklad sanace zemin ex-situ.
Sběrný tank na kondenzát vytěžené zeminy Úprava plynů Výstup plynů Výtlačný ventilátor Potrubí pro odvod výluhů Kontaminovaná zemina Základna tvořená čistou zeminou Obr. č. 9 Kompostování - příklad sanace zemin ex-situ. Zásada, kyselina Filtr Neutralizér Čiřidlo Filtr Použitý výluh Mikroorganismy, nutrienty, čistý výluh Vyčištěná voda Kal na skládku Čistý výluh Kontaminovaná zemina Reaktor ea kt or Kal R Reaktor Kal Reaktor Filtr Čistá zemina Obr. č. 10 Systém kalových bioreaktorů - příklad sanace zemin ex-situ.
Voda Nutrienty Kompresor Vakuovaný vrt Výtlačný ventilátor Přísun nutrientů Úprava plynů Odvod plynů Těsnění Povrch půdy Filtrovací bal půdy Pracovní hladina spodní vody Svrchní perforace Aerace Submerzní pumpa Hladina spodní vody Těsnění Zóna úpravy Cirkulace aerované spodní vody Filtrovací bal půdy Spodní perforace Těsnění Obr. č. 11 Řízená cirkulace vod - příklad sanace vod in-situ.
Úprava plynů Výstup plynů Kontaminovaná voda Nutrienty Reaktor Čiřidlo Výstup upravené vody Vzduch Recykl kalů Kal-odpad Suspenzní růst Rotační disky Úprava plynů Výstup plynů Kontaminovaná voda Rotační biologický kontaktor Čiřidlo Výstup uprav. vody Kal odpad Růst ve formě biofilmu Obr. č. 12 Bioreaktory příklad sanace vod ex-situ. Nutrienty Výstup plynů Kontaminovaná, případně čistá voda Porézní náplň Výstup upravené vody Kontaminovaný plyn Obr. č. 13 Biofiltr příklad sanace vzdušnin, případně vod.
Monooxygenasa Alkohol-dehydrogenasa Aldehyd-dehydrogenasa ω - hydroxylace β - oxidace β - oxidace Obr. č.14 Biodegradace alkanů za aerobních podmínek. Nukleofilní substituce Oxidace Hydrolýza Obr. č. 15 podmínek. Biodegradace halogenovaných alifatických uhlovodíků za aerobních
katecholová dráha (ortho-) gentisatová dráha (para-) Obr. č. 16 Biodegradace aromatických sloučenin za aerobních podmínek. Obr. č. 17 Biodegradace aromatických substituovaných sloučenin za aerobních podmínek.
Obr. č. 18 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD). Obr. č. 19 Typy pesticidů a jejich množství aplikované do prostředí. Obr. č. 20 Schematické znázornění molekuly PCB.