bio hmot na životní prostředí

Vliv kompozitních materiálů obsahujících popely z dřevních/bio hmot na životní prostředí

prosinec 2010 Ing.arch. Radek Janků, MVDr. Jan Černý, Ondřej Ertl, Ivana Halámková

ČRA PRAHA A.S.

1

KAPITOLY Úvod .............................................................................................................................................. 5 Vznik potenciálně nebezpečných látek ......................................................................................... 7 Průmyslové spalování biomasy ................................................................................................. 7 Kombinovaná výroba tepla a elektřiny ..................................................................................... 7 Společné spalování .................................................................................................................... 8 Zplynování ................................................................................................................................. 8 Typy zplynovačů ........................................................................................................................ 8 Pyrolýza ..................................................................................................................................... 9 Biomasové pelety a brikety ....................................................................................................... 9 Anaerobní vyhnívání ............................................................................................................... 10 Typy anaerobních digesterů.................................................................................................... 10 Proces anaerobního rozkladu ................................................................................................. 11 Odpadní voda .......................................................................................................................... 12 Skládkový plyn ......................................................................................................................... 12 Etanol ...................................................................................................................................... 13 Zrna na etanol ......................................................................................................................... 13 Lignocelulózová biomasa na etanol ........................................................................................ 14 Biodiesel .................................................................................................................................. 15 Metanol ................................................................................................................................... 15 Použití v zemědělství................................................................................................................... 17 Technologie je klíčový faktor .................................................................................................. 18 Potenciál popelů z biomasy .................................................................................................... 20

2

Informace z vyspělých oblastí ..................................................................................................... 21 Ochrana okolí před vlivem hnojiv ........................................................................................... 25 Rizika biopopela ...................................................................................................................... 26 Časové vymezení aplikace ....................................................................................................... 27 charakter nebezpečných látek .................................................................................................... 28 Přírodní emise ......................................................................................................................... 28 Antropogenní emise................................................................................................................ 28 Faktory emisí ........................................................................................................................... 29 Lokální a rozptýlené zdroje ..................................................................................................... 30 Emise z komunálního odpadu ................................................................................................. 31 Emisní jednotky ....................................................................................................................... 32 Zdroje do ovzduší, vody a půdy............................................................................................... 32 Srovnání antropogenní a přirozené emise .............................................................................. 33 Těžké kovy a životní prostředí ..................................................................................................... 34 Kadmium ve vzduchu .............................................................................................................. 34 Těžké kovy ve vnějším prostředí ............................................................................................. 34 Kadmium v pracovním prostředí............................................................................................. 35 Tabákový kouř a emise............................................................................................................ 35 Těžké kovy ve vodě ................................................................................................................. 36 Těžké kovy v půdě ....................................................................................................................... 37 Zdroje ...................................................................................................................................... 37 Kadmium v půdách.................................................................................................................. 37 Emise do půd ........................................................................................................................... 38 Zemědělské půdy .................................................................................................................... 38

3

Těžké kovy v potravinách ........................................................................................................ 39 Kontaminace zemědělské půdy .............................................................................................. 40 Přímé dopady na člověka ............................................................................................................ 41 Hlavní faktory, které určují úrovně expozice člověka ............................................................. 41 Příjem těžkého kovu do těla ................................................................................................... 42 Příjem kadmia z potravin ........................................................................................................ 42 Příjem přes dýchací cesty ........................................................................................................ 43 Vliv na lidské zdraví ................................................................................................................. 44 Vzorek populace...................................................................................................................... 45 Pracovně exponované skupiny obyvatelstva .......................................................................... 46 Zdroje pro kontaminaci a expozici člověka ............................................................................. 47 Budoucnost a životní prostředí ................................................................................................... 49 Závěr............................................................................................................................................ 50 Použitá literatura......................................................................................................................... 51

4

ÚVOD V rámci projektu na hledání technologií pro zpracování dřevních popelů byl často diskutován skutečný dopad produktů spalování na životní prostředí eventuálně na zdraví obyvatel a živočichů. Jedním z aspektů, proč je na popel pohlíženo s nedůvěrou, je fakt, že jde oficiálně o nebezpečný odpad, který je nebezpečný díky obsahu alkálií. Studie má za úkol sumarizaci dostupných technologií, kde popel vzniká a zároveň analyzovat případná rizika spojená s chemickým složením. Je zde kladen důraz na rizika, která jsou právě se vznikem popelů nejvíce zmiňována. Jde o obsahy těžkých kovů a různé toxické zplodiny, které v popelové směsi zůstávají ve formě nedopalů. Skutečné hodnoty a chemická složení reziduálních hmot v popelech jsou velice nestálé, je to díky stále kolísajícímu charakteru paliva. To platí dvojnásob pro provozy, kde dochází ke kombinovanému spalování, tedy přidávání biomasy a různých bioodpadů do konvenčních spalovacích zařízení, zejména do uhelných spalovačů. Právě tam se můžeme setkat s výskytem některých nežádoucích sloučenin, které převážně vznikají díky nevhodným spalovacím podmínkám v zařízení. Informace obsažené v následujících kapitolách by měly jasně vyvrátit některé spekulace, že biopopely jsou natolik nebezpečné, že jakékoliv jejich upotřebení do nových výrobků je nebezpečné pro člověka nebo životní prostředí. S takovým postojem se pracovní tým projektu setkává poměrně často, a takový postoj je i zastáván nejvyššími místy naší legislativy. Dřevní popely jsou až nesmyslně démonizované jako nebezpečný odpad, aniž by docházelo k serióznímu zamyšlení, zda látky deklarované v popelech mohou pocházet z biomasy, která je často i zdrojem potravy (spalování trávy, kukuřice, obilovin, apod.). Ani dřevní hmota v syrovém, tedy nespáleném stavu, není považována za nebezpečnou, ale při transformaci na popel již legislativa přiděluje nálepku „nebezpečné a radioaktivní“. Trochu nadsázky v takovém případě má opodstatnění, ale skutečnost je natolik závažná, že zcela zbytečně dochází k deponování jinak neškodného materiálu, dokonce materiálu, který je možné využít jako cennou surovinu. Švédové a Finové většinou využívají popel jako inhibitor vyšší kyselosti půd právě pro obsah vápníku, který obsahuje. V Rakousku podobně popel ze směsné štěpky končí zpravidla v lese se stejným cílem – vápník pomáhá snižovat kyselost půd. Situace je o to vážnější, že postoj řídicích orgánů ohledně popelů z biomasy nemá zlepšující se tendenci. Přitom technologie a zkušenosti s využíváním popelů jsou zejména ve Skandinávii poměrně využívané, dokonce až se stoletou tradicí. Existuje proto řada materiálů a měření, která dokazují, že popely nemohou způsobit onemocnění, nebo dokonce smrt. Odbočkou od zcela exaktního dokazování na základě analýz a měření je využití vyhodnocení na základě selského rozumu. Jde o fakt, že mnoho tendenčních postojů vůči popelům z biomasy se opírá o

5

různorodost paliva a tedy neschopnost jednoznačně změřit obsahy v produktu spalování. Taková měření vždy proběhnou, ale výsledná zpráva zahrnuje sdělení, že výsledky nejsou relevantní pro obecné upotřebení, že se týkají jen úzké skupiny paliva. Proto považujeme za užitečné vycházet z platných principů, tj. že závadnost popelů je přímo závislá na vstupní surovině. Budeme-li spalovat „čisté“ materiály jako je dřevo nebo rychleji rostoucí plodiny, můžeme očekávat zcela nezávadné popelové směsi, které bez problému mohou tvořit hmotu stavebních výrobků nebo zemědělských hnojiv, apod. Při spalování jiných bioorganických zbytků z kafilerií a různých provozů čističek můžeme očekávat i složitější látky více nebezpečné, ale i v takovém případě se čekává, že právě spalovací proces takové látky přemění na neškodné molekuly.

Obrázek „biomasy“, které sama má na vstupu a výstupu biomasu, bez nebezpečných látek

6

VZNIK POTENCIÁLNĚ NEBEZPEČNÝCH LÁTEK PRŮMYSLOVÉ SPALOVÁNÍ BIOMASY Průmyslové závody na spalování biomasy jsou schopné spalovat mnoho druhů biomasových paliv, a to například dřevo, zemědělný odpad, dřevní (celulózovou) kaši, pevný komunální odpad a palivo odvozené z odpadů. Spalovací technologie dokážou přeměnit palivo na několik forem užitečné energie pro komerční nebo průmyslové účely, např. horký vzduch, pára a elektřina. Kotel (pec) je nejjednodušší technologií spalování. V kotli se biomasové palivo spaluje ve spalovací komoře (topeništi) a přeměňuje se tak v tepelnou energii. V průběhu spalování biomasy jsou uvolňovány horké plyny. Komerční a průmyslová zařízení využívají toto teplo přímo nebo nepřímo v podobě horkého vzduchu nebo vody pomocí tepelného výměníku. Bojler na spalování biomasy je více adaptabilní přímou spalovací technologií, protože přeměňuje teplo ze spalování na páru. Páru lze využít na výrobu elektřiny, mechanické energie nebo teplo. Bojlery na biomasu jsou schopné s malými náklady dodávat energii mnoha průmyslovým a komerčním účelům. Další spalovací technologií je plynová turbína s přímým spalováním na přeměnu biomasy v energii. Při této technologii se předběžnou úpravou palivo přemění na částečky o velikosti menší než 2 mm s obsahem vlhkosti menším než 25%. Poté je palivo spáleno stlačeným vzduchem. Čištěním spalovacího plynu se sníží obsah částicové látky ještě před tím, než se plyn dostane z oblasti turbíny. Turbínou je poháněn generátor, který produkuje elektřinu. KOMBINOVANÁ VÝROBA TEPLA A ELEKTŘINY Závody na spalování biomasy, které vyrábějí elektřinu pomocí parních generátorů, mají efektivitu přeměny v rozmezí 17-25%. Průměrnou efektivitu systému až na 85% zvyšuje bojler, který produkuje jak teplo, tak elektřinu (kombinovaná výroba tepla a elektřiny). Jinými slovy, kombinovaná výroba tepla a elektřiny přeměňuje 85% potenciální energie paliva na elektřinu a parní teplo. Pro kombinovanou výrobu elektřiny a průmyslové páry jsou dostupné dva způsoby cyklů či soustav. Nejdříve může být využita pára v průmyslovém procesu a poté nasměrována do turbíny za účelem výroby elektřiny. Tato soustava se nazývá „bottoming cycle“. Alternativním cyklu je pára z bojleru nejprve využita k výrobě elektřiny tím, že prochází bojlerem. Pára, vyfouknutá z turbíny, je poté použita v průmyslových procesech nebo pro ohřev vody a prostor. Tomuto nastavení se říká „topping cycle“ a je běžnějším cyklem kombinované výroby.

7

SPOLEČNÉ SPALOVÁNÍ Biomasa může být spalována jako sekundární palivo v uhelných elektrárnách. Pokud je v elektrárně používáno uhlí s vysokým obsahem síry, biomasa může dopomoci snižovat emise oxidu siřičitého a oxidů dusíku. Společné spalování s biomasou snižuje emise oxidu uhličitého (pokud ovšem biomasa pochází z udržitelného zdroje. ZPLYNOVÁNÍ Zplynování je termochemická reakce, při níž dochází k přeměně biomasy na spalovatelný plyn, tzv. generátorový plyn. Generátorový plyn obsahuje oxid uhelnatý, vodík, vodní páru, oxid uhličitý dehet a popelové částečky. Generátorový plyn obsahuje 70 až 80% energie z původní biomasové suroviny. Plyn může být přímo spalován za účelem vytápění nebo výroby tepla nebo může být spalován v bojlerech na výrobu páry. Filtry nebo skrubry mohou být použity k odstranění dehtu a částečkových látek z generátorového plynu. Čistý plyn je vhodný k použití v motorech s vnitřním spalováním, plynových turbínách nebo jiných zařízeních na vysoce kvalitní plyn. TYPY ZPLYNOVAČŮ Existují tři hlavní typy zplynovacích systémů: vertikální, spádový a s fluidní vrstvou. Ve vertikálním (nebo „protiproudovém“) zplynovači je biomasové palivo přiváděno do vrchu reakční komory, zatímco pára a vzduch (nebo kyslík) jsou přiváděny od spodu roštu. Palivo se pohybuje směrem dolů a nahoru proudící horké plyny jej pyrolyzují. Některé zuhelnatělé zbytky padají na rošt, kde shoří a tím produkují teplo a uvolňují CO2 a vodní páru. CO2 a H2O reaguje s ostatními zuhelnatělými částečkami a produkuju tak CO a H2. Plyny opouštějí komoru vrchem a popílky zůstávají na roštu. Vertikální design je relativně jednoduchý a je vhodný pro biomasová paliva s vysokým obsahem popílků a vlhkosti. Avšak generátorový plyn obsahuje 10 – 20% tavitelných olejů (dehet), což znemožňuje použití generátorového plynu v motorech a plynových turbínách. Spolehlivý provoz spádového zplynovače vyžaduje vysušení biomasového paliva na obsah vlhkosti menší než 20%. Palivo i vzduch jsou přiváděny ze shora reakční komory. Palivové částečky pohybující se směrem dolů se vzněcují, intenzivně hoří a zanechávají zuhelnatělé zbytky. Tyto zbytky (5-15% hmotnosti původního biomasového paliva) poté reagují s kouřovými plyny a produkují tak CO a H2. Tyto plyny postupují dolů a opouští komoru pod roštem. Generátorový plyn opouští zplynovač má vysokou teplotu (kolem 700°C). Popílky

8

propadávají roštem. Výhodou tohoto designu je velmi malý obsah dehtu v generátorovém plynu. Zplynovač s fluidní vrstvou charakteristicky obsahuje nehybné zrnité částečky (obvykle křemík nebo keramiku). Biomasové palivo je přiváděno na dno komory zplynovače. Spodní rychlý proud vzduchu vyfukuje palivo vzhůru vrstvou zahřátých částeček. Podloží má takovou teplotu, že částečně spaluje a zplynovává palivo. Během tohoto průchodu podloží dochází k procesům pyrolýzy a přeměny uhlíků. Ačkoliv jsou tyto zplynovače vhodné pro širší okruh biomasových paliv, částečky paliva musí být dlouhé méně než 10 cm a nesmí mít více než 65% obsahu vlhkosti. Tento design produkuje plyn s malým obsahem dehtu, ale větším obsahem částeček v porovnání s předchozími dvěma designy. Pokud je zplynovač natlakovaný, produkuje plyn za tlaku vhodného pro výrobu elektřiny pomocí plynové turbíny. Vysokotlaké systémy jsou zatím ve fázi vývoje, stejně tak jako technologie čištění horkého plynu. Tento proces odstraňuje dehty, uhlíky a tavitelné alkálie a zvyšuje tak efektivitu systému. PYROLÝZA Pyrolýza je proces, který využívá teplo k rozbíjení organické látky bez přítomnosti kyslíku. Výslednými produkty procesu je celá škála, např. biodehet, syntetický plyn a bioolej. Pyrolýza je využívána v průmyslovém sektoru k výrobě dřevěného uhlí, uhlíku, metanolu a mnoha jiných látek, využitelných v chemickém průmyslu. BIOMASOVÉ PELETY A B RIKETY Mnoho oregoňanů doma přeměňuje biomasu na užitečnou energii spalováním dřeva v krbech nebo kamnech. Více a více domácích, obchodních a vládních budov vyměňují své bojlery a vytápěcí systémy tak, aby mohli využívat vyvinutější, efektivnější a čistší paliva jako jsou biomasové pelety a brikety. Pelety a brikety jsou jinými formami lisovaných paliv. Biomasová paliva jsou vyráběny z dřevěných odpadů, odpadového papíru, kartonu nebo zemědělských zbytků. Velikostně jsou v rozmezí od malých peletek velikosti hrášku až po polena 30 cm dlouhá a 15 cm průměru. Moderní peletové kotle jsou efektivními domácími nebo kancelářskými topícími spotřebiči. Běžný krb nemá ani 10% efektivitu ve vytápění domovů. Na druhou stranu průměrná efektivita pelet je lepší než 55%. Používání peletových kotlů namísto běžných dřevěných kotlů snižuje obsah částečkových látek ve vzduchu. To je zvláště užitečné v místech, kde kouř ze spalování dřeva je hlavní složkou

9

místního znečištění vzduchu. V případě peletových kotlů je obsah emisí částeček až o 90% nižší než u běžných kotlů na dřevo. ANAEROBNÍ VYHNÍVÁNÍ Anaerobní vyhnívání je biochemický proces, při kterém určité druhy bakterií rozkládají biomasu v prostředí bez přítomnosti kyslíku. Na rozložení organických zbytků v několika fázích, při kterém vzniká „bioplyn“, se podílí několik druhů různých bakterií. Anaerobní vyhnívací nádrže jsou užitečné k úpravě a likvidaci zvířecích a rostlinných odpadů. Farmáři, kteří musejí čelit narůstajícím federálním a státním regulacím produkce zvířecích odpadů nalezli nové způsoby, jak snížit dopady a náklady s nakládáním s hnojem. K anaerobnímu vyhnívání je zapotřebí vzduchotěsná komora, tzv. vyhnívací nádrž. K podpoření bakteriální aktivity musí vyhnívací nádrž nést teplotu alespoň 20°C. Při použití vyšších teplot, až 65°C, může snížit množství času, který je potřeba k rozložení materiálu. Teplota vyhnívací nádrže závisí na látkách a bakteriích uvnitř. Bioplyn, který je produkován ve vyhnívací nádrži (také znám jako „vyhnilý plyn“) je vlastně směsicí plynů, ve které má až 90% podíl metan a oxid uhličitý. Bioplyn běžně obsahuje menší množství sirovodíku, dusíku, vodíku, metythiolu a kyslíku. Pro jednotlivé farmy mohou malé digestery jednoduchého designu soběstačně vyrábět elektřinu a teplo. Například digester s pístovým tokem může zpracovat 30 000 litrů hnoje denně, což je množství ze stáda o 500 dojnic. Kdyby byl bioplyn používán jako pohon do generátoru, vyhnívací nádrž (digester) by vyrobila více elektřiny a tepla, než by mlékárna spotřebovala. Větší digestery jsou vhodné na objem hnoje 100 000-400 000 litrů denně. V Dánsku a některých jiných evropských městech využívají centrální digestery a svážejí do nich organický odpad posbíraný z různých farem v oblasti.

TYPY ANAEROBNÍCH DIGESTERŮ Existují tři základní typy digesterů. Všechny z nich mohou zachycovat metan a snižovat počet fekálních koliformních bakterií, ale liší se cenou, klimatickou vhodností a koncentrací hnojných látek, které mohou rozložit. Digester s přikrytým kalojeme, jak název napovídá, se skládá z kalojemu a krytu na něj. Kryt zachycuje plyn, který je produkován během rozkladu hnoje. Tento typ digesteru je nejlevnější.

10

Přikrytí kalojemu je jednoduchou formou technologie digesteru, která je vhodná pro kapalný hnůj s obsahem pevných látek menším než 3%. U tohoto typu digesteru je kalojem z části nebo zcela přikryt neprostupným, pohyblivým krytem. Kolem okraje nádrže je betonový základ, který drží kryt na místě neprodyšným těsněním. Pro tento typ digesterů je vhodný velký objem hnojem a teplé klima. Kryté kalojemy jsou levné, ale nejsou vhodné v oblastech s chladnějším klimatem. Směsové digestery jsou vhodné na velké objemy hnoje s koncentrací pevných látek 3-10%. Reaktorem je kruhová ocelová nebo betonová nádrž. Během digestačního procesu je hnojní kaše nepřetržitě míchána, aby byly pevné látky neustále v pohybu. Bioplyn se shromažďuje v horní části digesteru. Bioplyn může být použit jako palivo generátoru k výrobě elektřiny nebo jako bojlerové palivo k výrobě páry. Použitím zbytkového tepla z generátoru nebo bojleru k ohřívání kaše v digesteru snižuje retenční dobu na méně než 20 dní. Digestery s postupným tokem jsou vhodné pro hnůj z přežvýkavců, který má obsah pevných látek 11-13%. Typický design tohoto digesteru se skládá ze sběrného systému hnoje, míchací jámou, a samotného digesteru. V jámě se hnůj míchá s vodou, aby měla směs správnou konsistenci. Digester je dlouhá, obdélníková nádrž, obvykle vybudovaná pod povrchem se vzduchotěsným otvíratelným uzávěrem. Nový materiál, který je na jednom konci nádrže přidán, zatlačí na starší materiál a posune ho k druhému konci. Hrubé pevné látky v hnoji přežvýkavců utvářejí viskózní materiál v průběhu procesu digestace. Výsledkem je, že směs prochází nádrží jako „špunt“. Průměrná doba, po kterou je „špunt“ v nádrži je 20-30 dní. Anaerobní rozklad hnojní kaše uvolňuje bioplyn v průběhu pohybu materiálu digesterem. Flexibilní nepropustný kryt na digesteru jímá plyn, který je dále veden trubkami, které jsou pod krytem, do generátorového systému. Tento typ digesteru vyžaduje minimální údržbu. Odpadní teplo z generátoru může být použito k zahřívání digesteru pomocí zavěšených trubek, ve kterých cirkuluje horká voda. Horká voda ohřívá digester a udržuje teplotu kaše při 25-40°C, což je rozmezí teploty, dostačující k výrobě bakterií produkujících metan. PROCES ANAEROBNÍHO ROZKLADU Proces anaerobního rozkladu prochází několika fázemi a podílí se na něm různé druhy bakterií. Hydrolytické a fermentativní bakterie nejdříve rozloží uhlohydráty, proteiny a tuky, obsažené v biomasovém materiálu, na mastné kyseliny, alkohol, oxid uhličitý, vodík, amoniak a sulfidy. Tato fáze se nazývá „hydrolýza“

11

Dále pak acetogenní bakterie ještě více rozkládají výsledné produkty hydrolýzy na octové kyseliny, vodík a oxid uhličitý. Metanogenní bakterie poté přemění tyto produkty na bioplyn. Spalováním vyhnilého plynu je dodávána užitečná energie ve formě horkého vzduchu, horké vody nebo páry. Po filtraci a sušení je tento plyn vhodný jako palivo do motorů s vnitřním spalováním, které v kombinaci s generátorem mohou vyrábět elektrickou energii. V budoucnu budou zařízení na bioplyn obsahovat plynové turbíny a palivové články na výrobu elektrické energie. Vyhnilý plyn bude náhražkou zemního plynu nebo propanu v topících systémech, chladicích zařízeních, vařičích a jiných spotřebičů. Stlačený vyhnilý plyn může být dokonce použit i jako alternativní dopravní palivo. ODPADNÍ VODA Komunální odpad obsahuje organické biomasové pevné látky a mnoho čističek odpadních vod využívá anaerobní rozkládání ke snížení obsahu těchto pevných látek. Anaerobní rozkládání stabilizuje odpadní nečistoty a likviduje patogeny. Rozkládání odpadu produkuje bioplyn, který obsahuje 60 – 70% metanu s energetickou kapacitou 22 400 kJ/m3. Většina čističek odpadních vod, které využívá anaerobní digestory, spalováním plynu ohřívá digestor, za účelem udržování teploty, a vytápí prostor budovy. Nepoužitý plyn je spálen jako odpad, ale mohl by být použit jako palivo do generátoru nebo palivových článků k výrobě elektřiny. Palivový článek v Columbia Boulevard Wastewater Treatment Plant v Portlandu, Oregonu přeměňuje, vyhnil plyn na elektřinu. Spuštění palivového článku proběhlo v červenci 1999. Palivový článek vyrábí odhadem 1 500 000 kilowatt-hodin elektřiny ročně. SKLÁDKOVÝ PLYN Stejné procesy anaerobního rozkladu, při kterých je produkován bioplyn ze zvířecího hnoje a odpadních vod, se přirozeně objevuje pod zemí v zavážkách. Většina skládkového plynu vzniká rozkladem celulózy, která je obsažena v komunálních a průmyslových pevných odpadech. Na rozdíl od digesterů na zvířecí hnůj, ve kterých je proces rozkladu biomasy kontrolován, rozkládání, které se objevuje v zavážkách je nekontrolovaný proces rozklad biomasy. Efektivita procesu závisí na složení odpadu a obsahu vlhkosti v zavážce, krycím materiálu, teplotě a jiných faktorech. Bioplyn, který se uvolňuje ze zavážek, běžně nazývaný „skládkový plyn“, je typicky složen z 50% metanu, 45% oxidu uhličitého a 5% jiných plynů. Energetická kapacita skládkového plynu je 15 000 – 20 500 Kj/m3.

12

Zachytávání plynu před tím než unikne do atmosféry, umožňuje jeho přeměnu na užitečnou energii. Zavážka musí být aspoň 12 metrů hluboká a musí se do ní vejít alespoň 1 milion odpadu, aby mohl být skládkový plyn zachytáván a výroby energie technicky možná. Systémy přeměny skládkového plynu na energii se skládají ze série studní zapuštěných do zavážky. Systém trubek propojuje studny a zachytává plyn. Sušiče odstraňují vlhkost z plynu a filtry nečistoty. Plyn je obvykle využíván k výrobě elektřiny v motorovém generátoru nebo plynové turbíně. Plyn může být také využit jako palivo do bojleru k výrobě tepla nebo páry. Další čištění plynu zlepšuje jeho kvalitu a může se tak stát ekvivalentem zemního plynu. Přeměna plynu na vodík by umožnila výrobu elektřiny pomocí technologie palivových článků. ETANOL Fermentace je biochemický proces, kterým jsou přeměňovány cukry na etanol (alkohol). Na rozdíl od výroby bioplynu, fermentace se odehrává za přítomnosti vzduchu a je tedy procesem aerobního rozkládání. Výrobci etanolu používají specifické typy enzymů k přeměně škrobových plodin, jako je kukuřice, pšenice a ječmen, na fermentovatelné cukry. Některé plodiny, jako cukrová třtina nebo cukrová řepa, přirozeně obsahují fermentovatelné cukry. Etanol má vyšší oktanové číslo než benzin, ale jeho energetická kapacita dosahuje pouze dvou třetin energetické kapacity benzínu. Většina moderních automobilů je uzpůsobena k pohonu směsi benzínu a etanolu. „Gasohol“ je směs 90% bezolovnatého benzínu a 10% denaturovaného etanolu. S modifikacemi mohou zážehové motory běžet na 100% etanol. Palivo E-85 se skládá z 850 etanolu a 15 benzínu. Vůdčí výrobci automobilů ve Spojených státech nyní vyrábějí flexibilní dopravní prostředky jak na E-85, tak na benzín. Etanol může být také využit jako zdroj vodíku pro palivové články. Nedávná studie Renewable Fuels Association dokládá, že pro použití etanolu do palivových článků v současnosti neexistují technické bariéry. Jelikož je etanol z hlediska dopravy a skladování vhodnější než vodík, může být přeměna paliva (použití chemických procesů k extrakci vodíku z paliva) praktickým způsobem dodávání vodíků do palivových článků dopravních prostředků nebo nehybných zařízení. Díky relativně jednoduché molekulární struktuře etanolu je jeho přeměna daleko jednodušší, než přeměna benzínu a většiny alternativních paliv. ZRNA NA ETANOL Většina etanolu vyráběného v USA pochází ze zrn (převážně kukuřice). Při procesu mokrého mletí, je zrno namáčeno a rozděleno na škrob, klíčky a vlákninu. V procesu suchého mletí je zrno nejprve rozemleto na mouku a poté zpracováno bez odděleného škrobu.

13

Běžnější je mokré mletí. Poté, co je zrno vyčištěno, je namáčeno a poté rozemleto tak, aby byly odstraněny klíčky. Dalším mletím, namáčením a filtrováním je oddělena vláknina a lepek. Škrob, který po těchto krocích zůstane, je poté rozštěpen na fermentovatelné cukry přidáním enzymů ve zkapalňovacím a zcukerňovacím procesu. Aby byl vyroben etanol, jsou do kaše přidány kvasnice, což je roztok fermentovatelných cukrů a vody. Kvasnice fermentují cukry a vytvoří tak roztok nazývaný pivo. Pivní roztok obsahuje 10% 12% etanolu. Rychlost procesu přeměny závisí na množství vody v kaši a její kyselosti, teplotě a obsahu kyslíku. Až jedna třetina původní suché váhy suroviny opouští fermentační proces jako oxid uhličitý. Pevné látky, které zbudou po fermentaci kaše, stále obsahují živiny a mohou se použít jako krmivo pro dobytek. Destilací piva získáme roztok o 80 – 95% etanolu. Výrobci mohou používat několik metod dehydratace k vyčištění roztoku etanolu až na 100% alkohol pro využití jako motorové palivo. LIGNOCELULÓZOVÁ BIOMASA NA ETANOL Použití levnější suroviny je v hlavním zájmu regionu Oregon a Severozápadní pobřeží kvůli dostatku potenciální suroviny. Tato regionálně dostupná surovina se skládá z odpadního papíru, dřevního papíru, celulózového odpadu a slámy. Kroky mechanické přípravy sestávají z čištění, sušení a zmenšení velikosti biomasové suroviny. Technologie celulóza-na-etanol přeměňuje lignocelulózovou surovinu (LCS) na složité cukry, které jsou poté fermetovány na etanol. Tato technologie je zatím v rané fázi komerčního vývoje. Avšak v roce 1945 postavil Dr. Raphael Katzen etanolový závod ve Springfieldu, Oregonu, který produkoval 17 miliónů galonů etanolu za rok. Všechny LCS materiály jsou složeny z celulózy, hemicelulózy a buničiny. Buničina se v rostlinných materiálech chová jako lepidlo. Drží ostatní složky pohromadě a dodává sílů kmenům stromů a stonkům rostlin. Buničina odstraněná při předběžné úpravě je sama o sobě biomasovým palivem. Spalováním buničiny získáváme teplo, použitelné v dalších krocích při procesu přeměny celulózy na etanol. Je dostupných několik metod rozbití chemických vazeb celulózy a hemicelulózy a odstranění buničiny. Metody zahrnují rozpuštění a hydrolýzu koncentrovaných kyselin a enzymatickou hydrolýzu. Hydrolýzou jsou uvolňovány fermentovatelné cukry z celulózy a hemicelulózy. Tato fáze se někdy nazývá sacharifikace. Další fází procesu je fermentace. Využívají se v ní enzymy k přeměně cukrů na etanol. Stejně jako u procesu zrno-na-etanol je poslední fází destilace fermentovaného piva na etanol, který je 95%.

14

BIODIESEL Výroba biodieselu je proces chemické přeměny. Během procesu jsou přeměněny olejnaté plodiny na biodieselové palivo, náhražku nafty. Pokusné projekty v Idahu a Yellowstonském NP používají biodiesel z řepky pěstované v severním Idahu. Mohou být využity i jiné olejnaté plodiny k výrobě biodieselu. Dvěma hlavními procesy extrakce oleje ze semen suroviny jsou mechanické lisování a extrakce rozpouštědlem. Při mechanické extrakci jsou semena nejdříve zahřána na asi 45°C. Poté jsou olejnatá semena lisována ve vřetenovém lisu. Poté, co je vyjmuta většina oleje, zbytky po lisování mohou být použity jako krmivo pro dobytek. Při procesu extrakce rozpouštědlem je sice získáno více oleje obsaženého v surovině, ale tento proces je nákladnější. Při procesu je používáno rozpouštědlo k rozpuštění oleje. Po extrakci se destilačním procesem oddělí olej od rozpouštědla. Rozpouštědlo zkondenzuje a může být recyklováno a znovu použito při dalším procesu. Tento způsob extrakce produkuje čistší rostlinný olej než mechanické lisování. Rostlinné oleje, jako jsou řepkový, kukuřičný nebo světličný mohou být použity jako dieselové palivo bez další úpravy. Avšak proces transesterifikace snižuje vysokou viskozitu rostlinného oleje, což vede k získání kvalitnějšího paliva. Při tomto procesu rostlinný olej reaguje s alkoholem (metanol nebo etanol) za přítomnosti katalyzátoru. Když je surovinou řepka, výsledné produkty jsou glycerol, řepkový metyl nebo etyl ester. Co se týče biodieselových paliv mohou být řepkový metyl nebo etyl ester využity přímo nebo mohou být přimíchávány do nafty. Produkce biodieselu nebo etanolu z obnovitelných zdrojů může být prováděna v Oregonu. Závody na výrobu biodieselu jsou již zde a brzy přibudou i závody na etanol. METANOL Výroba metanolu (dřevního alkoholu) z biomasy je procesem termochemické konverze. Z jedné tuny biomasového materiálu může být vyrobeno až 186 galonů metanolu. Potenciální surovinou je dřevo a zemědělské zbytky. Avšak v současnosti je téměř většina metanolu vyráběna ze zemního plynu. Při výrobě metanolu ze zemního plynu je metan v plynu kombinován s párou. Je přidán katalyzátor a vznikne syntetický plyn, který je poté kondenzován a tak je vyroben metanol. Na výrobu jednoho galonu metanolu je potřeba 2800 litrů zemního plynu.

15

Při použití biomasového materiálu, proces výroby metanolu začíná zplynováním za vysokého tlaku a teploty. Výsledný syntetický plyn se skládá z oxidu uhličitého a vodíku. Syntetický plyn musí být vyčištěn od dehtů a metanu. Je přidán katalyzátor a plyn je kondenzován na kapalný metanol. Většina metanolu, který je v současnosti vyráběn v USA je používána k výrobě MTBE (metyl tertiary butyl ether), příměs do benzínu. Jako přímé palivo má metanol vyšší oktanové číslo než benzín, ale pouze polovinu energetické kapacity. Vyšší oktanové číslo metanolu z něj činí palivo vhodné do vysokotlakých motorů.

16

POUŽITÍ V ZEMĚDĚLSTVÍ

V rámci úkolu bylo navštíveno několik (cca. 10) kotelen spalujících biomasu. V krátké rekapitulaci je možné upozornit na některé aspekty kvality takto vznikajících popelů. Popel, který je dnes posuzován jako odpad a likvidován bude posouzen z hlediska obsahu chemických látek tak, aby mohl být využit jako minerální hnojivo. Pro účel ke kterému má být bio-popel použit, tedy pro přihnojení půdy, bylo konstatováno že: 

kvalita popela je ovlivněna druhem spalovaného materiálu, tedy že je rozdíl mezi spalováním směsné dřevní štěpky nebo obilní slámy především vzhledem k obsahu vápníku (Ca) a draslíku (K), prvků nutných pro výživu rostlin,



kvalita popela je však ovlivněna způsobem spalování, což se projevuje v tzv. množství nedopalu – tedy obsahu spalitelných látek, které ale nemohou z různých důvodů v kotli vyhořet a zůstávají v popelu, kde mohou tvořit řadu látek omezujících využití popela (především se jedná o karcinogení polycyklické aromatické uhlovodíky, mezinárodně označené jako (PAH)).

Zásadní posouzení popela pro účely jeho dalšího využití jako minerálního hnojiva vychází ze zjištění jeho chemického složení. Posuzovány jsou především obsahy prvků nezbytných pro růst rostlin. V popelech dřevních převládá vápník a v popelech z obilné slámy je v převaze obsah draslíku. Doprovodným prvkem v obou popelech je křemík, který je výrazný především v popelech ze slámy. Oba druhy popelů však mohou zásadně sloužit jako základ minerálních hnojiv především proto, že ani při jednom odběru (byly provedeny opakované odběry v různých režimech chodu kotelen) průmyslově (polo-průmyslově) získaného popela nebyly zjištěny obsahy těžkých kovů, které by znemožňovaly následné využití. Vlastně v této fázi posuzování kvality popela z hlediska obsahu anorganických prvků můžeme potvrdit mnoha generacemi ověřenou zkušenost – popel ze dřeva, respektive ze slámy nebo obilních slupek je vhodnou přísadou půdy především pro snížení kyselosti půdy. Je tedy naprosto logické a dlouhodobě potvrzené, že přídavek popelů do kompostů svým obsahem vápníku a draslíku vyrovnává pH kompostu.

17

Daleko složitější je posouzení vhodnosti popela z hlediska obsahu spalitelných, ale nespálených látek, kdy je třeba konstatovat, že do jejich množství a typu zasahuje mnoho faktorů: 

vlhkost paliva a jeho skladování,



množství vzduchu pro spalování,



teplota spalování,



rychlost posunu roštu,



tah komína,



automatika řízení spalovacího procesu,



typ kotel a zkušenost obsluhy.

Jak bylo při návštěvách několikrát konstatováno: Čím je kotelna menší nebo má lokálnější význam, tím je situace komplikovanější (existují světlé výjimky, ale protože zde nechceme jmenovat problematické kotelny, nelze jmenovat ani dobré nebo výborné), ale zásadně platí, že laciné systémy (kombinace: kotel x automatika ovládání x výcvik obsluhy) nedávají uspokojivé výsledky právě proto, že obsahy nedopalu se pohybují až na úrovni 35- 50 hm. % spalované masy. Nedopal se stanovuje jako podíl spálené hmoty v popelu při jeho následném zahřátí v peci při teplotě 1000 °C a výdrži na této teplotě 10 – 20 minut. V takovém případě je jasné, že výskyt různých typů i nebezpečných uhlovodíků v nedopalu bude mít zásadní význam při eventuelním využití a takový popel nebude pro účely minerálního hnojiva doporučen. TECHNOLOGIE JE KLÍČOVÝ FAKTOR Obecně lze upozornit na to, že již od prvního námětu na vybudování kotelny na bio-masu přes konkrétní návrh na řešení, je třeba počítat s tím, že je nutné se postarat i o popel a tedy zajistit jeho standardní kvalitu ve smyslu spalovacího procesu. Dnešní stav takřka všude (opět existují světlé výjimky) je takový, že se farmáři zpravidla bojí popel používat. Převládá bohužel názor, že popely obsahují nebezpečné anorganické látky, těžké kovy, které by mohly mít negativní vliv na budoucí úrodu. Popel z obilní slámy tak končí jako odpad na skládkách a původce platí a platí, místo aby získával a vyráběl minerální hnojivo. Popel z dřevní štěpky pak není využíván prakticky nikde v Čechách a příkladně rakouské a švédské zkušenosti nejsou u nás aplikovány. Švédové a Finové většinou využívají popel jako inhibitor vyšší kyselosti půd právě pro obsah

18

vápníku, který obsahuje. V Rakousku podobně popel ze směsné štěpky končí zpravidla v lese se stejným cílem – vápník pomáhá snižovat kyselost půd. Tyto zkušenosti se dosud do našeho systému nakládání s „odpadem“ nepromítají a tak vzniklo mnoho nedorozumění a problémů – popel se pokládá za odpad a tak se nevěnuje a hlavně nevěnovala prakticky žádná pozornost při volbě spalovacích systémů. Dnes víme, že je třeba od počátku počítat s odpovídajícím typem kotle a jeho automatikou, která bude řídit optimální celý spalovací proces ve všech vazbách a vztazích, příkladně i ve vazbě na vnější teploty a momentální spotřebu tepla a teplé vody. Takový systém pak vyžaduje zapojit do projektu i výborně izolovaný a dostatečně kapacitně propočítaný zásobník teplé vody, který vyrovnává náhlé zvýšení spotřeby a naopak v nočních hodinách dovolí uložit „přebytečnou“ energii. Tím se samozřejmě celý záměr stává investičně složitějším, ale volba laciného systému většinou ve výsledku mrhá palivem, ze kterého se využije jen část – 35 hm. % nedopalu v popelu znamená náklady na dopravu slámy nebo štěpky o 35 procent vyšší než v případě, že by spalování bylo dokonalejší - což znamená: Čím vyšší nedopal tím větší náklady na dopravu spalovaných hmot, tím v důsledku větší spotřeba fosilních paliv a celý systém ztrácí pomalu ale jistě svůj smysl.

Dopady spalování biomasy v rozvojových zemích Dalším faktorem, který vysoce ovlivňuje kvalitu popelů je obsluha kotlů – tedy personál, který se stará o provoz. Při absenci dokonalé automatiky (je skutečně spíše výjimkou než pravidlem) jsou znalosti obsluhy kotlů a systému spalování naprosto zásadní. Zde opět platí, že lokální malá výtopna mívá velké až zásadní problémy. Topit v kamnech a ovládat třeba i poloprůmyslovou kotelnu je přeci jen něco jiného. Velmi často chybí i správné úložiště paliva a hromada mokré štěpky nebo kůry na dvoře není dostatečným řešením.

19

V posledních letech bylo při opakovaných návštěvách kotelen dodávajících teplo a teplou vodu mimo jiné zjištěno, že spalování obilní slámy, případně slámy z řepky není v množství a ceně ohroženo tolik jako spalování dřevní směsné štěpky, jejíž cena každoročně roste. Záměr, údajně přicházející z EU, snižovat spotřebu fosilního paliva velkých producentů elektrické energie a tepla tím, že se bude přidávat 3- 5 hm. % dřevní štěpky nebo tablet a briketek z biomasy ke spalovanému uhlí, se prakticky ihned promítl do ekonomiky malých a velmi malých bio-kotelen. Velký dodavatel tepla a elektrické energie „musí“ plnit usnesení zelených – nakoupí tedy bio-palivo za jakoukoliv cenu. Malé a lokální provozy často pořízené z programů Phare, ještě než jsme vstoupili do EU, počítaly ale s cenou paliva na úrovni let devadesátých, tedy s cenou podstatně nižší. Současně takové provozy jsou často v místech, kde zvyšování ceny za teplo a teplou vodu je takřka politické rozhodnutí. POTENCIÁL POPELŮ Z BIOMASY Popely ze spalování bio-masy mají velký, dosud skrytý potenciál ekonomického využití právě pro značné obsahy alkalických prvků, které v rozpustné formě mohou výrazně přispět ke snížení kyselosti půd a pomoci růstu rostlin. Chtěli jsme upozornit na skutečnost, že negativa plynoucí ze špatného spalování jsou mnohem závažnější než obsah imaginárních těžkých kovů (jsou-li v obilní slámě budou logicky i v zrnu, tedy chlebu a housce – tam ale nejsou!). Vznik nedopalu znamená velmi nízkou účinnost zařízení, vyšší náklady na dopravu a místo úspor a zeleného prostředí více spálené nafty, více emisí, atd.

20

INFORMACE Z VYSPĚLÝCH OBLASTÍ Mezi lety 1700 a 1900, bylo dřevo páleno ve Spojených státech k produkci popela pro účely chemické výroby. Popel byl použít hlavně k výrobě potaše pro hnojiva a alkalických látek pro průmysl. Stejně jako ostatní technologie výroby potaše se staly ekonomické hodnoty dřevěného popela jako suroviny významným faktorem. Nedávno byl popel považován za odpadní produkt namísto zdroje, proto jen málo průmyslových odvětví využilo příznivé vlastnosti popela. Dnes se přibližně tři miliony tun popela ze dřeva vyrobených ročně ve Spojených státech zpracuje dále. Zatímco přibližně 80% všeho popela země použije na severovýchodě Spojených států, méně než 10% je uplatěno na půdy na jihovýchodě země. Zbývajících 90% tohoto dřevěného popela je v současné době skládkováno. Zatímco několik alternativních způsobů využití dřevěného popela bylo vyvinuto, pozemní aplikace je jednou z nejlepších metod pro využití popela jako živiny odebraných z půdy při sklizni. Jsou recyklovány zpět do půdy. V průzkumu více než 80 papíren 60% dotazovaných mlýnů se zaznamenal zájem na používání hnojiv. Popel ze dřeva má potenciál být používán jako náhrada vápna téměř ve všech krajích (USA, Georgia). Popel ze dřeva představuje anorganické a organické zbytky po spalování dřeva nebo nebělené části dřevního vlákna. Fyzikální a chemické vlastnosti dřevěného popela se významně liší v závislosti na mnoha faktorech. Tvrdá dřeva obvykle produkují více popela než jehličnany a kůra a listy obvykle produkují více popela než vnitřní partie dřevnatých částí stromu. V průměru spalování dřeva produkuje asi 6-10% popela. Je-li popel vyráběn v průmyslových spalovacích systémech, hraje roli: teplota spalin, čistota palivového dřeva, lokace sběru. Proces může mít také hluboký vliv na povahu popelovin. Proto může být složení dřevěného popela vysoce variabilní v závislosti na geografické poloze a průmyslových procesech. Toto je pro testovací popel nesmírně důležité. Popel se skládá z mnoha hlavních a vedlejších prvků potřebných pro stromy a pro růst rostlin (tabulka na další straně). Protože většina z těchto prvků je extrahována z půdy a ovzduší během růstového cyklu stromu, jsou zde prvky, které jsou běžné v našem prostředí a jsou také základními prvky pro produkci plodin a krmiv. Vápník je nejrozšířenějším prvkem v dřevěném popelu a dává popelu vlastnosti, které jsou podobné zemědělskému vápnu. Popel je také dobrým zdrojem draslíku, fosforu, hořčíku a hliníku. Pokud jde o komerční hnojiva, tam v průměru je používáno dřevěného popela pravděpodobně méně. Kromě těchto makrofaktorů, dřevěný popel je také dobrým zdrojem mnoha stopových prvků, které jsou potřebné ve odpovídajících množstvích pro adekvátní růst rostlin. Popel ze dřeva obsahuje několik prvků, které představují ekologické problémy. Koncentrace těžkých kovů jsou obvykle nízké, a nejsou ve velmi extrahovatelné podobě.

21

Porovnání typických složení dřevního popela (tvrdé dřevo) a vápence prvek Macroelementy

Dřevní popel

Vápenec

Koncentrace v %

Vápník

15 (2.5-33)

31

Draslík

2.6 (0.1-13)

0.13

Aluminum

1.6 (0.5-3.2)

0.25

Magnesium

1.0 (0.1-2.5)

5.1

Železo

0.84 (0.2-2.1)

0.29

Fosfor

0.53 (0.1-1.4)

0.06

Mangan

0.41 (0-1.3)

0.05

Sodík

0.19 (0-0.54)

0.07

Dusík

0.15 (0.02-0.77)

0.01

Microelementy Arsen

Koncentrace v mg/kg 6 (3-10)

.

123 (14-290)

.

Cadmium

3 (0.2-26)

0.7

Chrom

57 (7-368)

6.0

Měď

70 (37-207)

10

Olovo

65 (16-137)

55

1.9 (0-5)

.

Bor

Rtuť

22

Molybden

19 (0-123)

.

Nikl

20 (0-63)

20

Selen

0.9 (0-11)

.

Zinek

233 (35-1250)

113

CaCO3 Ekvivalent

43% (22-92%)

100%

pH

10.4 (9-13.5)

9.9

% obsah pevných částí

75 (31-100)

100

Ostatní chemické vlastnosti

(hodnoty dřevních popelů jsou průměry z výsledků u cca. 40 vzorků)

Výzkumu na polích a ve sklenících potvrdily, že bezpečnost a praktičnost recyklace dřeva na popel je na zemědělských pozemcích dostatečná. Ukázalo se, že dřevní popel má velký vliv na vápnění mezi 8 a 90% z celkové neutralizační schopnosti vápna a může zvýšit růst rostlin až o 45% ve srovnání s tradičními „vápenci“. Hlavní omezení pro používání hnojiv z dřevěného popela jsou náklady na dopravu, nízké možnosti analýzy hnojiva a omezení manipulace. Se stále se zvyšujícími náklady na likvidaci přestane být skládkování dřevěného popela pravděpodobně výhodné, jako volba v nadcházejícím století, čímž dojde k úsporám pro průmysl, příležitost pro zemědělství a ochranu našich zdrojů. Předpisy týkající se použití dřevěného popela jsou poměrně vágní a těžko čitelné. Popel ze dřeva je výslovně vyňat ze zákona ministerstva zemědělství jako hnojivo, neboť nesplňuje specifikace uvedené v předpisech, které upravují zemědělské distribuce vápna. V závislosti na výkladu, mohlo to být registrováno podle zákona o půdě v pozměňovacím návrhu, avšak ministerstvo zemědělství tak v minulosti neučinilo. Pro usnadnění distribuce dřevěného popela, byl doporučen postup pro zemní použití dřevěného popela. Byl stanoven a schválen ministerstvem zemědělství a ochrany životního prostředí, oddělení přírodních zdrojů. V podstatě tato doporučení uvádějí, že dodavatel dřevěného popela by měl splňovat určité požadavky, které ujišťují, že dřevěný popel a jeho složení je bezpečné pro životní prostředí. Chcete-li distribuovat dřevěný popel pro vlastníky půdy, bude to pravděpodobně vyžadovat

23

smlouvu mezi dodavatelem a vlastníkem pozemku, která by prokázala, že byly provedeny řádné testy půdy a analýzy pro výpočet optimální aplikační dávky. Kromě toho bude dodavatel pravděpodobně vést záznamy o distribuci dřevného popela a požádá vlastníka půdy o podpisu reverzu. Majitel půdy je zodpovědný za získání půdního testu a výpočtu příslušné aplikační dávky, avšak tyto služby mohou být poskytovány v rámci rozšíření služeb nebo jiné kvalifikované osoby. Většina půd v Georgii, USA jsou přirozeně neplodné, kyselé, a s nízkým obsahem organických látek. Proto je kontinuální zemědělství podmíněno dodatky o nápravě těchto nedostatků. Většinu půd je nutné upravovat pomocí neutralizátorů, jako je vápno a dřevní popely. Vápnění zlepšuje růst zemědělských plodin snížením dostupnosti některých kovů pod toxické hladiny, poskytování Ca a Mg na úrodě, a zlepšení dostupnosti fosforu. Zatímco použití dolomitického vápna a některých kalcinátorů je nejčastější, proužití dřevěného popela není tak časté, ačkoliv má mnoho ze stejných účinků jako komerční vápno. Popel má také větší výhodu, neboť je schopný nahradit mnoho makro a mikro živin odstraněných během růstu rostlin a sklizně. Napsalo se několik studií o růstu rostlin s využitím tradičních vápenců a dřevěného popela a většina z nich došla k závěru, že popel dává lepší růstové odezvy než vápenec. Zatímco některé studie prokázaly škodlivé účinky na extrémně vysoké míry jejich použití, byly tyto reakce vysvětleny drastickým zvýšením pH půdy s porovnáním s optimální úrovní. Dokud se pH půdy udržuje na dobré úrovni, je třeba zvýšit produktivitu pomocí dřevěného popela jako činitelem pro vápnění půdy a změnu. Plánování pro použití dřevěného popela vyžaduje několik úvah. Před výsadbou je třeba zvážit jakékoli plodiny vůči půdním živinám a úrovni pH, to se určí prostřednictvím řádného testování půdy. Vlastníci půdy by měli konzultovat se svými místními úřady svůj záměr. A také zvážit testování vzorků půdy ve zkušební laboratoři. Získat příslušné ročenky a navrhovat správné postupy při odběru půdních vzorků a stanovení správné hodnoty vápnění, nicméně několik náležitosti je nutné přezkoumat právě v tento počáteční moment. Vzorky by měly být na podzim nebo v zimě. Pokud pole obsahují proměnné půdy, měly by být rozděleny do bloků s podobnými charakteristikami a vzorku individualizovat. Je také důležité získat reprezentativní vzorek. Toho lze dosáhnout tím, že se míchá několik jader z různých míst v rámci každého prostoru pro odběr vzorků. Nejenže toto podpoří zlepšení rostlinné produkce a jednotnost, ale mohlo by snížit vstupní náklady poměrně rapidně. Udržování přesných záznamů je důležitým aspektem testování půdy. Sbírka záznamům z minulosti může být použita k identifikaci nahromadění nebo poklesu jakékoliv chemické složky v půdním profilu tak, aby změny ve vstupech mohly být bezodkladně provedeny. Požadavky popela by měly být omezeny na úroveň, která udržuje pH půdy v optimálním

24

rozsahu pro plánovaný růst zemědělských plodin. Vápnící schopnost dřevěného popela je obvykle možné odhadnout pomocí laboratorních měření parametrů uhličitanu vápenatého ekvivalentu (CCE). CCE vám řekne, jak dobře dřevěný popel zvýší pH půdy ve srovnání s vápnem (uhličitan vápenatý). Jak se nutričního mění složení dřevěného popela, může se CCE různých vzorků dřevěného popela značně lišit, nicméně většina z nich je v rozmezí 25-60%. Při správně provedených testech půdy a ekvivalenci vápnění dřevěného popela, může se požadavek na míru dřevěného popela vypočítat vydělením doporučené dávky o vápno. Například, jestliže dvě tuny vápna je zapotřebí na akr a popel má CCE 50%, pak čtyři tuny popela by bylo zapotřebí. I když tento výpočet je relativně snadný, je důrazně doporučeno, aby výrobci nabídli oblastního specialistu na rozšíření služeb nebo jiné kvalifikované osoby pro výpočet vhodného dávkování. Občas se může míra používání hnojiv také snížit, když se vápnění dřevěným popelem jeví jako varianta a popel může obsahovat značné množství rostlinných živin. Proto, pokud jsou používány další aplikace hnojiv, měly by být formulovány tak, aby se uživatel ujistil, že u výrobce požadavky na tyto prvky nejsou překročeny, zejména pokud jde o plodiny, které jsou známé jako citlivé na živiny, jako je tomu zejména fosforu a draslíku. OCHRANA OKOLÍ PŘED VLIVEM HNOJIV Při použití dřevěného popela do půdy, by bylo třeba věnovat zvláštní péči, aby se zabránilo popelu od vstupu do jakékoli povrchové nebo podzemní vody. Vzdáleností alespoň 20 metrů by se měly oddělit oblasti s aplikací dřevěného popela od jakéhokoli hospodářství příkopy, a to od studny, nebo jiných vodních těles. Tato vzdálenost by měla být zvýšena na 30 metrů u vysoce erozních oblastí nebo v oblastech bez pobřežní zóny na straně vegetace. U krasových oblastí ve zcela unikátní podmínkách, kde povrchové vody můžou rychle dosáhnout podzemní vody s malým útlumem znečišťujících látek. V těchto oblastech, nebo v hlavě vrtu u chráněné oblasti, kde místní nařízení mohou stanovit další omezení, měla by být žádost na snížení dávky nebo by měly být použity větší ochranné zóny. Popel ze dřeva by neměl být použit ani na plochy s vodou stojící na povrchu půdy. Péče by měla být rovněž přijata, aby se zabránilo použití dřevěného popela bezprostředně v předcházejícím období prodloužených srážek nebo když se očekává, že přijde velká bouře. Hnojiva z popela ze dřeva by měla být použita do země co nejdříve, aby nebylo nutné skladování. Při podmínkách, jako jsou nepříznivé počasí se však vyžaduje ukládání, dřevěného popela být skladovány takovým způsobem, který zabraňuje odtoku částic do povrchových nebo podzemních vod. Vnitřní skladování je ideální, ale když musí být hnojivo skladováno venku, mělo by být umístěno na zemi nebo zabalené pod poklopem, aby se zabránilo průsaku povrchovým vodám na vstupu nebo při odchodu ze skladovací prostor. Skladovací prostor by měl být také umístěn daleko od studny, povrchových vod, a od oblasti napájení a na které se

25

vztahuje, také stíněné co nejvíce, aby se zabránilo ztěžování podmínek, aby to bylo přesunuto nebo narušené při suchém a větrném počasí. RIZIKA BIOPOPELA Jednou z hlavních překážek pro pozemní šíření dřevěného popela je nežádoucí manipulace a vlastnosti popela. Většina popela má nízkou hustotu a malou velikost částic, a proto vytváří prach problémy při přepravě a použití. Popel ze dřeva by měla být vždy uzavřen během přepravy, aby se zabránilo ztrátám během cesty do místa aplikace. Studie naznačují, že transportní vlastnosti popela obecně jsou lepší se zvyšující se relativní vlhkost vzduchu, takže transporty by měly být provedeny tak, aby se zabránilo rozvozu za extrémně suchých dnů. Vlhkost, která může být přidána ke zlepšení transportních vlastností popela, je nicméně také na škodu. Jestliže je totiž příliš mnoho vlhkosti, která změní popel v kompaktní hmotu, může se stát popel těžko aplikovatelný a rovnoměrně rozložitelný. Popel může být rozšířen s konvenční chlévskou mrvou nebo vápnícími aplikačními zařízeními. Chcete-li získat maximální užitek, začleňte dřevěný popel do celé klíčové zóny, jak je to možné. Dosahuje se výhody pouze tehdy, pokud jsou popel a půda v kontaktu. Je rovněž nezbytné pro kalibraci rozmetadlo, aby se bylo možné ujistit, že cílová hodnota aplikace je splněna. Vzhledem k fyzické vlastnosti popela, je často obtížné získat jednotné uplatňování, ale kalibrace a znalosti o používání distribuce rozmetadla může pomoci minimalizovat nerovnoměrnost.

Organická hnojiva v peletkách, pomocí geopolymerní solidifikace je možné takto zpracovat i popely z biomasy

26

ČASOVÉ VYMEZENÍ APLIKACE Na podzim je obvykle nejlepší čas pro použití dřevěného popela. PH půdy je obecně nižší na podzim a aplikace v této době umožní, aby popel měl dost času reagovat s půdou, než rychlý jarní růst. Půdy jsou také obvykle sušší a dostupnější na podzim. Aplikace u jiných časů v průběhu celého roku jsou přijatelné, nicméně by popel neměl být aplikován bezprostředně po předcházející výsadbě nebo v průběhu časného vzniku, jakože by to mohlo způsobit krátkodobé koncentrované alkalické podmínky, které by mohly narušit růst rostlin. Popel může také absorbovat pesticidy, pokud není daný čas k neutralizaci v půdě, takže by se při chemických aplikacích mělo vynechat tři až pět dní před nebo po použití dřevěného popela. Zdravotní důvody je třeba vzít v úvahu při nakládání s popelem, aby se zabránilo vdechování částic a styku s pokožkou. Vdechování jakékoliv malé částečky je nebezpečné, takže masky by měly být nošeny během aplikace nebo odůvodněně v prašných podmínkách. Popel je alkalický materiál s pH v rozmezí od 9-13. Proto by tento materiál dráždil kůži. Aby se tomu zabránilo, měla by pleť být pokryty během aplikace a dopravy a kožní oblasti vystavené popelu by měly být důkladně umyty a opláchnuty vodou ihned po aplikaci. Je také důležité si uvědomit, že čerstvý popel může ještě udržet žhavé uhlíky, které jsou jak zdravotním rizikem, tak nebezpečím požáru. V souhrnu je použití dřevěného popela podobné jako aplikace vápna. Oba materiály mohou být využívány pro produktivitu plodin, ale biopopel má výhodu, že zásobuje i dalšími živinami. Oba materiály jsou také zásadité a můžou způsobit poškození plodin, pokud jsou použity nadměrně nebo zneužity. Je nezbytné, aby vlastníci půdy postupovali podle předepsaného dávkování a používali zdravý rozum, přístupy k prevenci úrazů a dbali zamezení kontaminace životního prostředí.

27

CHARAKTER NEBEZPEČNÝCH LÁTEK Nejčastěji zmiňovaným prvkem v rámci nebezpečnosti popelů je Kadmium. Obsahy tohoto těžkého kovu nejsou nijak dramatické a odpovídají přirozenému výskytu v přírodě. V souvislosti s odpadní látkou je ale obsah takové látky vysoce nadhodnocen a zneužíván. Jde často o lobby konkurenčních produktů, např. umělých hnojiv, která vytváří okolo jakéhokoliv obsahu těžkého kovu bublinu ohrožení na životě a vyvolává strach z používání dřevních popelů. Emise kadmia vznikají ze dvou hlavních kategorií zdrojů, z přírodních zdrojů a umělých nebo z antropogenních zdrojů. Emise vznikají u tří hlavních složek životního prostředí - ovzduší, vody a půdy, ale může tam existovat značný transport mezi všemi třemi oddíly po počáteční depozici. Emise do ovzduší jsou považovány za mnohem mobilnější, než ty přes vodu, které jsou ovšem naopak považovány za mnohem mobilnější, než ty na půdách.

PŘÍRODNÍ EMISE

I když je průměrná koncentrace kadmia v zemské kůře obecně umístěna mezi 0,1 a 0,5 ppm, může být na mnohem vyšší úrovni akumulována v sedimentárních horninách, jako jsou mořské fosfáty a fosfority, které mohou obsahovat úrovně až 500 ppm (Cook a Morrow 1995, WHO 1992). Zvětrávání a eroze mateřských hornin se promítá dále v transportu v řekách ve velkém množství, v poslední době se odhaduje na 15.000 metrických tun (mt) ročně, co se týká transportu kadmia do světových oceánů (WHO 1992, OECD 1994). Sopečná činnost je také hlavním přírodním zdrojem kadmia uvolněného do atmosféry, a odhady o jeho výši byly stanoveny až 820 mt za rok (WHO 1992, OECD 1994, Nriagu 1980, Nriagu 1989). Lesní požáry byly hlášeny také jako přírodní zdroj emisí kadmia do vzduchu, s odhady 1 až 70 mt vypouštěných do atmosféry každý rok (Nriagu 1980). ANTROPOGENNÍ EMISE Umělé emise kadmia vznikají buď z výroby, používání a likvidace produktů, které záměrně využívají kadmium, nebo z přítomnosti kadmia jako záměru, ale nejde o funkční nežádoucí nečistotu v produktech bezkadmiových. V takové kategorii kadmium obsahujících produktů jsou zahrnuty: 

nikl-kadmiových baterií



kadmium pigmentovaná plasty, keramika, brýle, barvy a laky



kadmium stabilizovaný Polyvinylchlorid (PVC) a produkty

28



kadmium s povrchovou úpravou železných a neželezných výrobků



kadmium slitiny



elektronické sloučeniny

Ve druhé kategorii produktů obsahujících bezkadmiové složky jsou zahrnuty: 

neželezné kovy a slitiny zinku, olova a mědi



železa a oceli



fosilních paliv (uhlí, ropa, plyn, rašelina a dřevo)



cement



fosfátová hnojiva

FAKTORY EMISÍ

Existuje mnoho studií, které se snaží předložit komplexní přehled o antropogenních emisích kadmia do ovzduší, vody a půdy a jejich konkrétní zdroje (Cook a Morrow 1995, WHO 1992, OECD 1994, Nriagu 1989, ERL 1990, Jackson a MacGillivray 1993, Jensen a Bro-Rasmussen 1992, Jones et al. 1993, Van Assche a Ciarletta 1992, Nriagu a Pacyna 1988). Zkoumání těchto analýz okamžitě ukazuje, že existují tři faktory, primární význam při určování úrovně emisí kadmia. Za prvé, faktory emisí kadmia, kde jsou množství kadmia vypouštěny do životního prostředí na jednotku zpracovaného kadmia a jsou obecně mnohem nižší v technologicky vyspělé oblasti světa, jako je Severní Amerika, západní Evropa a Japonsko, než v ostatních regionech (WHO 1992, Jackson a MacGillivray 1993, Nriagu a Pacyna 1988). Za druhé, mnohé země mají jen dílčí údaje a často neobsahují významné zdroje emisí kadmia, zejména těch, kde kadmia není záměrně přidáno. Třetí a nejvíce významné emise kadmia výrazně poklesly za posledních třicet až čtyřicet rok a jsou stále v poklesu dodnes. Studie v Evropě, Japonsku a Spojených státech mají všechny ukazát dramatické snížení emisí kadmia v časovém období přibližně od 1960 do 1995 (Cook a Morrow 1995, Elgersma et al. 1992, Mukunoki a Fujimoto 1996, US EPA 1996,

29

Van Assche a Ciarlefta 1992). Některé z komplexních analýz citovaných výše měly prezentovat data z období 1970 až 1980, a tedy neodráží výrazné snížení emisí kadmia v posledních letech.

LOKÁLNÍ A ROZPTÝLENÉ ZDROJE

Emise kadmia mohou být považovány za jeden z bodových zdrojů, jako jsou velké výrobní nebo výrobní zařízení nebo z rozptýlených zdrojů, jako může být při používání a nakládání s produkty mnoha spotřebitelů na velkých plochách. Emise z bodových zdrojů byly přísně regulovány za posledních dvacet let, a emise z bodových zdrojů se snížily, v tomto časovém období (Elgersma et al. 1992, Mukunoki a Fujimoto 1996, US EPA 1996, Van Assche a Ciarletta 1992), V důsledku těchto předpisů se výrazně zlepšila technologie pro regulaci emisí. Značný pokrok je nyní dosahován ve snížení difuzního znečištění kadmiem výrobků prostřednictvím sběru a recyklace a programů na sběr (Morrow 1997, Cook a Morrow 1995, Morrow a Keating 1997, Mukunoki a Fujimoto 1996). U emisí kadmia z produktů, u nichž je kadmium přítomno jako nečistota, nebyly hodnoty sníženy významně (Cook a Morrow 1995, Elgersma et al. 1992, Van Assche a Ciarletta 1992) a zdá se být toto problém, kde by další snížení mělo být dosaženo.

30

EMISE Z KOMUNÁLNÍHO ODPADU

Jedna z mnohých obav je, že se zvyšuje spalování kadmium obsahujících produktů, které nakonec povede ke zvýšení emisí kadmia do životního prostředí a zvýšené riziko pro lidské zdraví a životní prostředí. Zatímco v tomto ohledu jsou velké rozdíly, zpravidla dle konkrétní země, kde se množství komunálního odpadu spaluje, z 10% na 90%, je zřejmé, že moderní stav zařízení pro regulaci emisí na těchto spalovnách může vyústit v lepší účinnosti zachycování emisí více než 99% ve srovnání s předchozími odhady okolo 50% až 75% (Chandler 1996, OECD 1996). Kromě toho proběhly dobrovolné a povinné programy v některých předepsaných režimech, kde došlo ke snížení vstupu kadmia do tuhého komunálního odpadu. Kromě toho by měl být zdroj odpadu určen více pro recyklaci než jako skládka nebezpečného odpadu do země, což se také jako následek regulace stále uplatňuje. Vstupy kadmia do spaloven tuhého komunálního odpadu odpovídají obdobnému principu snižování.

Konečně je také třeba zdůraznit, že existuje mnoho zdrojů kadmia v tuhém komunálním odpadu, nejen produkty, do kterých je kadmium úmyslně byl přidáno. Jiné zdroje zahrnují výrobky, jako jsou železo a ocel, sádru, cementy a stopy jiných stavebních sutí, neželezné typy (Zn, Pb, Cu) kovů a slitin, fosilní paliva a fosilní zbytky paliv, a přírodní látky, jako jsou rostliny a tráva, a zbytky jídla takové, které obsahují kadmium (Chandler 1996). Nedávné studie zjistily,

31

že spalování tvoří pouze asi 1% z celkových zdrojů lidské expozice kadmia (OECD 1994, ERL 1990, Van Assche a Ciarletta 1992, Owens 1994, Van Assche 1998). Expozice člověka vyplývající z prodeje výrobků obsahujících kadmium a jejich spálením je ještě menší a je obecně považována za nevýznamnou položku všech těchto důvodů (OECD 1994, ERL 1990, Owens 1994, Van Assche 1998).

EMISNÍ JEDNOTKY

Většina studií naznačuje, že výše uvedená drtivá většina emisí kadmia, přibližně 80% až 90%, spadá do oddílu půdy. Zatímco dojde v některých případech k převodu z půdy zpět do ovzduší nebo vody, v prostoru je čistý tok látky do půdy obecně považovány za pozitivní, protože je depozice z obou oddílů vody a vzduchu do půd. Tak se většina emisí kadmia nakonec vrátí do půdy. V půdě, kde je kadmium do značné míry vázáno na nevýměnné frakce, např. na jíly, mangan a oxidy železa. Z tohoto důvodu je omezena jeho mobilita a přenos do zvířecího a lidského potravinového řetězce. Zbývajících 10% až 20% antropogenních emisí kadmia je rozděleno mezi vzduchem a vodou a závisí do značné míry na typu zdroje. Například, kadmium z galvanické činnosti v žádné míře neemituje do ovzduší, ale v minulosti to mohlo vést k některým emisím do vody. Dnes u odpadních vod předpisy zajišťují, že i kadmium galvanické a jeho emise do vody jsou zanedbatelné. Kadmium - odpad z elektrolytické výroby je nyní přítomen v elektrolytických kalech, které mohou být recyklovány na cenné kovy.

ZDROJE DO OVZDUŠÍ, VODY A PŮDY

Emise kadmia do ovzduší vznikají v sestupném pořadí podle důležitosti, od spalování fosilních paliv, výroby železa a oceli, neželezných kovů, jejich výroba, spalování tuhého komunálního odpadu (Cook a Morrow 1995, ERL 1990, Jackson a MacGillivray 1993, Jones et al. 1993, Van Assche a Ciarletta 1992). Emise kadmia do vody vznikají v sestupném pořadí podle důležitosti, z fosfátových hnojiv, výroby neželezných kovů a železa a oceli (OECD 1994, ERL 1990, Van Assche a Ciarletta 1992). Emise kadmia do půdy je třeba považovat ve třech různých kategoriích, jako vstupy do zemědělské půdy, jako emise do nezemědělské půdy a jako depozice v řízených skládkách. V prvním případě, na hlavní vstupy do zemědělské půdy, které mají primární význam pro lidské expozice kadmia vznikají z atmosférické depozice, aplikace kalů, a fosfátových hnojiv (Jensen a Rasmussen Bro-1992, Van Assche a Ciarletta 1992). Ve

32

druhém případě, vstupy do nezemědělské půdy vznikají především z průmyslu železa a oceli, výroby neželezných kovů, spalování fosilních paliv, a výroby cementu (OECD 1994, ERL 1990, Jackson a MacGillivray 1993). V případě kadmia v řízených skládkách, může tyto látky vyplývající z likvidace vyhořelého odpadu s kadmiem, výrobků bez obsahu kadmia, které mohou ale obsahovat nečistoty kadmia, a přirozené odpady, jako je tráva, potraviny a půda, které neodmyslitelně mohou obsahovat stopové prvky kadmia (Chandler 1996). Kadmium se dostává do zemědělských půd. Tam má daleko větší význam pro lidské zdraví, než když se kadmium dostává do nezemědělských půd nebo při vstupu do kontrolovaných zemních skládek to má ještě menší význam, protože kadmium je z velké části vázán na řízených skládkách. Například četné studie na průsak vod z komunálního odpadu přesvědčivě demonstrovaly, že i po delší dobu je z průsakových vod z těchto skládek obsah kadmia jen velmi malý. Dostatečně nízká míra pro uspokojení světové normy pitné vody na obsah kadmia (Eggenberger a Waber 1998, NUS 1987).

SROVNÁNÍ ANTROPOGENNÍ A PŘIROZENÉ EMISE

Dřívější odhady antropogenních emisí kadmia versus přírodních emisí kadmia uváděly přibližně 8.000 do 10.000 tun ročně u antropogenních emisí ve srovnání s 800 až 1000 MT ročně pro přirozené emise kadmia (Nriagu 1980, Nriagu 1989, WHO 1992). Antropogenní emise kadmia se nicméně snížily přibližně o 90% nebo více v posledních dvaceti až třiceti letech. Tak i přírodní emise kadmia, což v minulosti bylo konstatováno, že je jen asi 10% úroveň antropogenních emisí kadmia, může být ve skutečnosti přirovnáno emisím způsobeným lidskou činností v současnosti. Tato rovnováha je stále častěji, s ohledem na rychle klesající antropogenních emise kadmia do životního prostředí, konfrontována s relativně stabilní přírodní emisí kadmia.

33

TĚŽKÉ KOVY A ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ Výskyt kadmia v životním prostředí se velmi liší. Jak bylo uvedeno výše, emise kadmia do životního prostředí jsou obvykle přepravovány nepřetržitě mezi tři hlavní složky životního prostředí, ovzduší, vody a půdy. Ale stability toku je pravděpodobně dosaženo a je možné obecné úrovně přiměřeně dobře stanoveny.

KADMIUM VE VZDUCHU

Existují tři odlišné kategorie, pokud jde o kadmium v ovzduší. Opět se to váže na interakci mezi vodou a půdou. Dalším významným zdrojem je kouř z tabákových výrobků. Vstupy ze všech tří kategorií mohou ovlivňovat lidské zdraví, ale úroveň a mechanismy převodu k lidem jsou podstatně odlišné pro každou ze tří oblastí vzniku. V porovnání s tím, že kadmium z průmyslové činnosti a kadmium z cigaretového kouře jsou převedeny přímo na člověka, kadmium z ovzduší je obecně uloženo ve vodách nebo v půdě, pak nakonec ale stejně je převedeno na rostliny a zvířata, a nakonec vstupuje do lidského těla prostřednictvím potravinového řetězce.

TĚŽKÉ KOVY VE VNĚJŠÍM PROSTŘEDÍ

Emisní koncentrace kadmia vzduchu obecně se odhaduje v rozmezí 0,1 až 5 ng / m³ ve venkovských oblastech, 2 až 15 ng / m³ v městských oblastech, a 15 až 150 ng / m³ v průmyslových oblastech (Elinder 1985, WHO 1992, OECD 1994) ačkoli některé mnohem nižší hodnoty byly zaznamenány ve velmi vzdálených oblastech, a některé mnohem vyšší hodnoty byly zaznamenány v minulosti u nekontrolovaných průmyslových zdrojů. Jsou obecně malé nebo žádné rozdíly uvedené pro kadmium mezi vnitřním a venkovním ovzduším v nekuřáckém prostředí. Kouření však může výrazně ovlivnit vnitřní imisní koncentrace ovzduší kadmiem.

34

časté zdroje kadmia, rtuti a jiných toxických látek, pálení komunálních odpadů KADMIUM V PRACOVNÍM PROSTŘEDÍ Koncentrace kadmia ve vzduchu mohou být zvýšeny v některých průmyslových odvětví, ale tyto expozice jsou dnes přísně kontrolovány národními standardy. Historicky průměrnou úrovní expozice a regulační přípustné expoziční limity výrazně snížily v posledních 40 letech inhalace pro lidské zdraví a došlo k významnému zlepšení ochrany ovzduší i díky technologiím (Elinder 1985, WHO 1992). Expozice na pracovišti dle standardů, které byly dříve stanoveny na 100 do 200 mg / m³, jsou nyní uvedeny na 2 - 50 mg / m³ spolu s požadavky na zachování biologických ukazatelů, jako je kadmium v krvi a kadmium v moči pod určitou úroveň, aby byla zajištěna neexistence nepříznivých účinků na lidské zdraví. (Mezinárodní organizace práce 1991, ACGIH 1996, OSHA 1992).

TABÁKOVÝ KOUŘ A EMISE

Tabákové listy přirozeně akumulují a soustřeďují relativně vysoké úrovně kadmia, a proto je kouření tabáku důležitým zdrojem expozice kadmia ze vzduchu pro kuřáky. Je stanoveno, že jedna cigareta obsahuje asi 0,5 až 2 mg kadmia a že asi 10% obsahu kadmia je inhalační, když by člověk kouřil jednu cigaretu (Elinder 1985, WHO 1992). Kuřáci obecně vykazují výrazně vyšší zátěž kadmiem pro tělo než nekuřáci.

35

TĚŽKÉ KOVY VE VODĚ

Průměrný obsah kadmia ve světových oceánech byl hlášen různě jako minimum okolo <5 ng / L (WHO 1992) a 5-20 ng / L (OECD 1994, Jensen a Rasmussen Bro-1992) až k hodotám 110 ng / L (CRC 1996), 1 00 ng / L (Cook a Morrow 1995) a 10 - 100 ng / L (Elinder 1985). Vyšší hladiny byly zaznamenány kolem určitých pobřežních oblastí (Elinder 1985) a variace koncentrace kadmia s hloubkou oceánu pravděpodobně kvůli koncentraci živin, což bylo také měřeno (WHO 1992, OECD 1994). Ještě větší rozdíly jsou uvedeny u obsahu kadmia dešťové vody, sladké vody a povrchových vod ve městech a průmyslových oblastech. Úrovně od 10 ng / l do 4000 ng / L byly uvedeny v literatuře v závislosti na konkrétní lokalitě a též celkové hodnoty kadmia nebo rozpuštěného kadmia se měří (Elinder 1985, WHO 1992, OECD 1994).

Kadmium je přírodní, zpravidla menší složka povrchových a podzemních vod. Může existovat ve vodě jako hydratované ionty, jako anorganické komplexy, jako jsou uhličitany, hydroxidy, chloridy nebo sírany, nebo jako organické komplexy z huminových kyselin (OECD 1994). Kadmium může vstoupit do vodních systémů prostřednictvím zvětrávání a eroze půdy a podloží, atmosférická depozice a přímé vypouštění z průmyslových provozů, únik ze skládek a kontaminovaných lokalit, a disperzní používání kalů a hnojiv v zemědělství. Hodně z emisí kadmia z průmyslových zdrojů je při vstupu do sladkých vod, tam můžou být rychle absorbovány částice a tedy sediment může být významný problém pro vodní prostředí (WHO 1992). Některá data ukazují, že nedávné vrstvy sedimentů v jezerech a potocích v rozmezí 0,2 až 0,9 ppm jsou na rozdíl od standardní úrovně obecně méně než 0. 1 ppm hodnoty u sladkých vod (Cook a Morrow, 1995). Dělení kadmia mezi adsorbované v sedimentu rozpuštěné ve vodě je tedy důležitým faktorem v tom, zda kadmium vypouštěné do vody je nebo není k dispozici pro vstup do potravinového řetězce a vliv na lidské zdraví.

Řeky obsahující nadměrné množství kadmia může kontaminovat okolní půdu, a to buď prostřednictvím zavlažování pro zemědělské účely, ukládání vybagrovaného sedimentu nebo záplav. Bylo také prokázáno, že řeky může transport kadmia na značné vzdálenosti poškozovat, do 50 km od pramene (WHO 1992). Studie nicméně přesvědčivě prokázaly, že kontaminace kadmia v hlavních říčních systémech za posledních dvacet až třicet let v těchto řekách značně poklesly od roku 1960 a 1970 (Cook a Morrow 1995, Elgersma et al. 1992, Mukunoki a Fujimoto 1996 , Van Assche a Ciarletta 1992). Například studie na povodí Rýna od roku 1973 do roku 1987 ukázala, že místo zdroje vypouštění kadmia do řeky Rýn snížil ze 130 na 11 mt za rok po 14-leté časové rozpětí, což představuje snížení o více než 90% (Elgersma et al . 1992).

36

Podobně údaje o celkových kadmia a rozpuštěného kadmia v nizozemské / německé hranice v období 1971 - 1987 ukázaly, srovnatelným snížením (Van Urk a Marquenie 1989).

TĚŽKÉ KOVY V PŮDĚ ZDROJE

Obsah kadmia v půdách je odvozen z přirozené i antropogenní činnosti. Přírodní zdroje jsou odvozeny od množství transportovaného mateřského materiálu, jako je glaciální a sedimentární. Antropogenní vstup kadmia do půdy dochází leteckým rozprašováním čistírenských kalů, hnojiv a fosfátových hnojiv. Kadmium je mnohem méně mobilní v půdě, než ve vzduchu a vodě. Z hlavních faktorů pro distribuci a adsorpce kadmia v půdě jsou pH, rozpustný obsah organické hmoty, hydratovaný oxid kovu obsah jílu a typ, přítomnost organických a anorganických ligandů, a konkurence ze strany jiných kovových iontů (OECD 1994). Používání hnojiva obsahujícího kadmium a čistírenských kalů je nejvíce často citován jako primární důvod pro zvýšení obsahu kadmia v půdách za posledních 20 až 30 roky v Evropě (Jensen a Rasmussen Bro-1992). Atmosférické depozice emisí kadmia do půdy se obecně významně snížily za stejné časové období (Cook a Morrow 1995, Mukunoki a Fujimoto 1996). Opravdu nedávné studie v Evropě doložily, že emise do ovzduší v současné době nemají významný dopad na obsah kadmia v půdách (Bak et al. 1997).

KADMIUM V PŮDÁCH

Průměrný přirozený výskyt kadmia v zemské kůře je nejvíce stanoven okolo 0,1 do 0,5 ppm, ale mnohem větší a mnohem nižší hodnoty byly rovněž citované v závislosti na velkém množství faktorů. Například na vyvřelých a přeměněných horninách, které mají tendenci vykazovat nižší hodnoty, 0,02 až 0,2 str. / min vzhledem k tomu, že u sedimentárních hornin mají mnohem vyšší hodnoty, 0,1 až 25 ppm. Přirozeně, zinek, olovo a měděné rudy, které jsou hlavně sulfidy a oxidy mohou obsahovat i vyšší úrovně, od 200 do 14.000 ppm zinku rudy a kolem 500 ppm typická pro olova a měděné rudy. Suroviny pro výrobu železa a oceli obsahují asi 0,1 - 5,0 ppm, zatímco pro výrobu cementu mohou obsahovat asi 2 ppm. Fosilní paliva obsahují 0,5 až 1,5 ppm kadmia, ale u fosfátových hnojiv obsahují hodnoty až 10 až 200 ppm kadmia (Cook a Morrow, 1995).

37

EMISE DO PŮD

Kadmia v půdě se zásadně dělí do tří samostatných oblastí, s ohledem na jejich relativní účinky na lidské zdraví a životní prostředí. Tyto tři oblasti jsou zemědělské půdy, nezemědělské půdy, a řízené skládky. Obsah kadmia v kontrolovaných skládkách je prakticky nehybný, a je pravděpodobné, že by mohl být nějaký účinek na lidské zdraví nebo životní prostředí. (Eggenberger a Waber 1998, NUS 1987). Kadmium v nezemědělské půdě se obecně považuje za významný vliv na lidské zdraví, protože může vstupovat do potravinového řetězce snadno nebo tak může učinit pouze nepřímo prostřednictvím převodu prostředků z nezemědělské půdy na zemědělskou půdu přes vzdušné nebo vodní transporty. Nicméně množství emisí takto převedených se považuje za relativně nízké a nepočítá se, že by podstatná část kadmia v nezemědělské půdě způsobila problémy. Kadmium v zemědělských půdách je rovněž relativně nepohyblivé za normálních podmínek, ale mohlo by být více mobilní za určitých podmínek, jako je zvýšená kyselost půdy a dále hodnota kadmia v krvi zvířat může být zvýšena použitím fosfátových hnojiv, statkových hnojiv nebo odpadních vod.

ZEMĚDĚLSKÉ PŮDY

Četné agentury se zaměřili na přítomnost kadmia v zemědělských půdách a na prostředky, které mohou být obohacené kadmiem. Dále se zabývají do jaké míry je kadmium transportováno do potravin a také následným přenosem kadmia na člověka prostřednictvím potravin. Vzhledem k tomu, že se obsah kadmia přirozeně vyskytuje jako součást všech půd, budou všechny potraviny obsahovat nějaké množství kadmia, a proto všichni lidé jsou vystaveni přirozené hladině kadmia. I když velká pozornost byla zaměřena na obsah kadmia v zemědělských půdách, je důležité si uvědomit, že obsah kadmia v potravinách se pohybuje více v závislosti na povaze plodin pěstovaných a zemědělské praxi. S výjimkou případů krajního znečištění je koncentrace kadmia v půdě jako primární determinant kadmia v lidské stravě. Například, listová zelenina a v hlízách brambor přirozeně hromadí kadmium vyšší úroveň, než tomu je u ovoce a cereálií (Mench et al. 1998). Kromě toho, zpracování půdy a střídání plodin postupy podobně, mají větší vliv na obsah kadmia v potravinách, než je koncentrace kadmia v půdách (Mench et al. 1998). Absorpce kadmia může také záviset na dalších faktorech, stejně jako je popsáno níže.

38

TĚŽKÉ KOVY V POTRAVINÁCH

Obsah kadmia se může výrazně lišit v různých typech potravin. Listová zelenina, např. hlávkový salát a špenát a některé hlízy, jako jsou brambory a dále obilí a potraviny vykazují poměrně vysoké hodnoty 30 až 150 ppb. Arašídy, sójové boby a slunečnicová semena také vykazují přirozeně vysoké hodnoty kadmia se zdánlivě žádné nepříznivé účinky na zdraví. Maso a ryby obvykle obsahují nižší obsah kadmia, 5 až 40 ppb. Zvířecí vnitřnosti, jako jsou ledviny a játra mohou vykazovat mimořádně vysokým obsahem kadmia hodnoty, až 1.000 ppb, jako jsou orgány u zvířat, kde se soustředí kadmia (WHO 1992, ATSDR 1997). Obsah kadmia potravin se může značně lišit u zemědělské praxe v jednotlivých oblastech, jako fosfátová hnojiva, čistírenských kalů a statkových hnojiv, druhy pěstovaných plodin, a atmosférické depozice kadmia z přírodních nebo z antropogenních zdrojů. Vzhledem k tomu že různé studie ukázaly, že člověk příjímá kadmium kadmia asi (asi 95%) z požití potravin spíše než z inhalace kadmia v ovzduší, je to kadmium z potravin, které nejvíce ovlivňují široké obyvatelstvo. Pokud se neuvažuje skupina kuřáků, kteří mají bilanci značně jinou. Obsahy kadmia v potravinách výrazně poklesly v průběhu posledních několika desetiletí v důsledku progresivní regulaci emisí kadmia do životního prostředí (Van Assche a Ciarletta 1993, Watanabe et al. 1993, Watanabe et al. 1994). Nedávné studie dále doložily, že obsah kadmia v potravinářských plodinách v Evropě a mnoha dalších zemích je nyní stabilní a není rostoucí s časem (Chaudri et al. 1995).

Slupky od brambor obsahují standardně nejvíce Kadmia ve srovnání s jinými plodinami

39

KONTAMINACE ZEMĚDĚLSKÉ PŮDY

V minulosti byly pozorovány příklady kontaminace kadmia v oblastech, kde se potraviny pěstovaly. To platí zejména pro rýžové plodiny v Japonsku v roce 1950 a 1960, kdy koncentrace kadmia od 200 do 2.000 ppb bylo zjištěno (Elinder 1985). Obecně platí, že jsou půdy, které byly historicky kontaminovány kadmiem z průmyslových provozů, ale dnes již používané pro zemědělské účely. V těch případech, kdy jsou staré průmyslové plochy kontaminovány kadmiem a následně využívány pro pěstování plodin, je vhodné aplikovat sanační metody, které existují na znehybnění kadmia v půdě a tím snížit rizika pro lidské zdraví. Tam je nicméně důležité a není pochyb o tom, že staré plochy, které jsou tak znečištěné, vyžadují řádné řízení rizik a kontrolu vyčištění nebo odstavit stávající přebytek kadmia v půdě.

40

PŘÍMÉ DOPADY NA ČLOVĚKA

Bylo prokázáno, že nadměrné expozice kadmia vytváří nepříznivé účinky na zdraví člověka. Pro téměř všechny chemické látky jsou nepříznivé účinky na zdraví popsány na dostatečně vysoké úrovni. Pro některé prvky, jako je měď a zinek, které jsou nezbytné pro lidský život, může nedostatek, stejně jako nadměrné užívání způsobit nepříznivé účinky na zdraví. Kadmium se nepovažuje za nezbytné pro lidský život. Příslušné otázky týkající se expozice kadmia jsou celkové úrovně expozice a hlavní faktory, které určují úroveň expozice kadmia jako adsorpce, rychlost požívaní, inhalace kadmia jednotlivce, atd. Jinými slovy: cesty, kterými kadmium vstupuje do potravního řetězce, jsou zásadní pro vliv na zdraví většiny lidí.

HLAVNÍ FAKTORY, KTER É URČUJÍ ÚROVNĚ EXPOZICE ČLOVĚKA

Lidé obvykle přijímají kadmium do těla buď při požití, nebo vdechnutí. Při styku s kůží (proniknutí pokožkou) je obecně považován za nebezpečnější způsob. (Lauwerys 1988). Je všeobecně přijímáno (WHO 1992, ATSDR 1997), že zhruba 2% až 6% požitého kadmia je vlastně převzat do těla. Faktory ovlivňující vstřebávání kadmia je forma, v níž je přítomno kadmium v potravinách, a aktuální stav exponované osoby. Na rozdíl od 30% až 64% inhalovaného kadmia absorbovaného v těle, je s nějakou variací zásadní chemická forma, rozpustnost a velikost částic materiálu při vdechování. Proto je větší část kadmia požitá vdechnutím nebezpečnější, než když je kadmium přijato při požití. Pro exponované osoby inhalační expozice kadmia není obvykle významně přispívající k celkové tělesné zátěži. Výjimkou z tohoto zobecnění je kuřák cigaret. Jeden model pro lidský příjem kadmia (Van Assche 1998) odhaduje, že požití představuje 95% celkového příjmu kadmia u nekuřáka. Pro kuřáka tento model odhaduje, že zhruba 50% jejich příjmu kadmia vyplývá z cigaret s vyvážením díky požití a na nízkou úroveň kadmia přirozeně přítomné v okolním ovzduší. V minulosti délka expozice také významně přispívala k celkovému příjmu kadmia, ale s velmi přísnými normami týkajících se pracovního místa ještě dnes, pracovní příjem kadmia je mnohem menší, než tomu bylo před 20 lety. Hlavní determinanty lidské expozice kadmia v současnosti jsou kouření, strava, a do jisté míry délka expozice.

41

PŘÍJEM TĚŽKÉHO KOVU DO TĚLA

Při požití Hodně z kadmia, který vstupuje do těla při požití pochází z potravin rostoucích v zemi. To znamená, z rostlin pěstovaných v půdě nebo maso ze zvířat, která požila rostliny pěstované v půdě. Přímo nebo nepřímo jde o kadmium přítomné v půdě a o převod této látky na rostliny a jídlo. Spolu s kadmiem jsou uloženy z atmosféry na jedlé části rostlin i jiné látky, podle kterých se stanoví i drtivá většina obsahu kadmia, dále požitého člověkem. Někteří odhadují, že 98% požitého kadmia pochází z pozemních potravin, zatímco pouze 1% pochází z vodních potravin, jako jsou ryby a korýši, a 1% vychází z kadmia v pitné vodě (Van Assche 1998).

Jak již bylo uvedeno výše, obsah kadmia v zemské části potravin se výrazně liší v závislosti na typu potravinářských plodin pěstovaných v zemědělství. To sleduje praktiky a atmosférické depozice kadmia na exponovaných částech rostliny. Kadmium v půdě, především z přírodních zdrojů, fosfátových hnojiv a čistírenských kalů, se přirozeně odrazí na míře kadmia. Nicméně je tento účinek jen sekundární vedle druhu plodiny pěstované a také vedle zemědělské praxe s ohledem na obdělávání půdy, zaměření a střídání plodin.

PŘÍJEM KADMIA Z POTRAVIN

Mnoho studií se pokoušelo zjistit průměrný denní příjem kadmia vyplývající z potravin. Obecně platí, že tyto studie ukazují, že průměrná dávka denní stravy pro nekuřáky žijící v nezasažené oblasti je v současné době v rozsahu 10 až 25 g kadmia (Elinder 1985, OECD 1994, ATSDR 1997). Tento obecný trend je potvrzen snížením hladiny kadmia v obecné populaci v několika zemích během tohoto období (Ducoffre 1992, MURL 1989). V poměrně nedávném hodnocení mezinárodního programu pro chemickou bezpečnost (IPCS) byla potvrzena průměrná denní dávka na dolním konci tohoto rozmezí (WHO 1992).

Světová zdravotnická organizace (WHO) zavedla prozatímní tolerovatelný týdenní příjem (PTWI) pro kadmium na 7 mikrog / kg tělesné hmotnosti. Tato PTWI týdenní hodnota odpovídá denní přípustné dávky úrovni 70 mikrog kadmia v průměru u 70 - kg muže a 60

42

mikrog kadmia za den v průměru u 60-kg ženy. Je zřejmé, že denní příjem kadmia pro obecnou populaci z potravin, což je zdaleka dominantní zdroj kadmia, je hluboko pod zásadami stanovených Světovou zdravotnickou organizací. Průměrný denní příjem kadmia pro obecnou populaci v západním světě byl zaznamenán jako výrazně klesající trend od roku 1970 až 1992 (Van Assche a Ciarletta 1992) Předpokládá se, že je to vzhledem k výrazným poklesům v přímé atmosférické depozici kadmia na plodiny a půdy. Jiné studie ukázaly, že v průběhu časového rámce 1980 - 1985, úrovně příjmu kadmia byly relativně konstantní (OECD 1994). Na absorpce ve výši 5% z požití, je průměrný člověk ochoten snést asi 0,5 až 1,0 mikrog kadmia za den z potravy.

Značné množství informací je dostupných v literatuře, pokud jde o obsah kadmia v potravinách pěstovaných v kontaminovaných oblastech (Elinder 1985, WHO 1992, OECD 1994). Podrobné studie ukázaly, že jen malé procento z těchto kontaminovaných oblastí byly skutečně využity pro pěstování potravin, které byly následně konzumovány s výjimkou rýžových polí v Japonsku, kde značná část kadmia si najde svou cestu do průměrného člověka ve stravě prostřednictvím rýže pěstované na kontaminovaných rýžových polích (Elinder 1985). Ve zvláštních případech, se opatření ke snížení přenosu kadmia z historicky kontaminovaných půd do místního potravního řetězce ukázalo jako úspěšné (Staessen et al. 1991).

PŘÍJEM PŘES DÝCHACÍ CESTY

Kadmium inhalační je mnohem menší riziko. Přispívá k celkové zátěži tělo kadmiem jen minimálně s výjimkou, jak již bylo uvedeno, v případě kuřáků nebo některých vysoce exponovaných pracovníků z minulosti. Dnes je inhalační prostředí (kvalita vzduchu) dobře kontrolované v pracovní prostředí, a je dobře řízené z bodových zdrojů. Jde o zdroje, které se přímo týkají neželezných, kadmiových nebo nekadmiových výrobků v průmyslových odvětví. Z vnějšího ovzduší dochází k inhalaci emisemi z fosilních paliv elektrárny, z výroby železa a oceli a dalších hlavních průmyslových odvětvích, kde kadmium může být přítomno s nízkou koncentrací znečištění, na druhé straně, mohou být značné, protože objemy odpadů (plyny) jsou značné.

Příjem kadmia z kouření cigaret je závažné. Kuřáci mohou absorbovat množství kadmia srovnatelné s těmi z potravy, asi 1 až 3 mikrog kadmia na den z kouření cigaret. Udává se, že jedna cigareta obsahuje asi 1 až 2 mikrog kadmia a že asi 10% obsahu kadmia je inhalační, kdy

43

je cigareta zapálená (WHO 1992). Cigaretová konstrukce, použití filtrů a rozdíly v obsahu kadmia u tabáku by mohlo snížit expozici kadmia touto cestou, ale obecně kouření je zvyk, který může za více než dvojnásobek denního příjmu kadmia u průměrného člověka. U kuřáků, kteří jsou také pracovně vystaveni prostředí s kadmiem, se může zvýšit jejich celkový příjem kadmia dokonce ještě více.

Příjem kadmia z expozice na vzduchu - Až do 60. Let byly pozorovány velmi zvýšené hladiny kadmia v ovzduší a byly naměřeny v expozici některých pracovišť, někdy až 1 mg / m 3. Od té doby je pracovního prostředí pod dohledem inspektorů dle standardů, aby se výrazně snížily koncentrace tak, že většina expozic je v normě a jsou dnes v rozmezí 2 až 50 mikrog / m 3. Výsledkem bylo, že pracovní expozice dnes jsou obecně nižší než 5 mikrog / m 3, kadmia a většina zaměstnanců je vystavena na úrovních, které jsou považovány za bezpečné (ATSDR 1997). Ve vzácných případech, kdy hladiny kadmia ovzduší jsou vyšší, je používání osobních ochranných prostředků povinné. Rozsáhlé preventivní programy hygieny a zdravotních programů byly vyvinuty pro kontrolu rizik souvisejících s expozicí kadmia na pracovišti (ACGIH 1996, OSHA 1992, Lauwerys 1986, kadmium Rada 1986). Vzhledem k současné úrovni příjmu kadmia z povolání je obecně přísun v potravě a kouření cigaret nejvyšší. Zdá se však, že průměrný denní příjem kadmia je hluboko pod hodnotami, které doporučuje Světová zdravotnická organizace.

VLIV NA LIDSKÉ ZDRAVÍ

Ledviny jsou kritickým cílovým orgánem pro obecnou populaci, jakož i pro pracovně exponovanou skupinu obyvatelstva. Kadmium, jak známo, se hromadí v lidských ledvinách na poměrně dlouhou dobu, 20 - 30 roků, a ve vysokých dávkách. Je také známo, že zdravotní účinky na dýchací ústrojí bylo spojeno s onemocněním kostí. Většina dostupných epidemiologických informací o kadmiu byla získána z pracovně exponovaných zaměstnanců nebo na japonské populaci ve vysoce kontaminovaných oblastech.

Většina studií se soustředila na detekci časných příznaků disfunkce ledvin a plic vlivem zhoršení pracovního prostředí. V Japonsku byli na detekci a screeningu onemocnění kostí v obecné populaci nalezeni jedinci vystavení kadmiu z kontaminované rýže. Nejnovější průzkumy odhalily, že existuje možná úloha kadmia v lidském organismu ve vztahu ke karcinogenezi.

44

VZOREK POPULACE

Požití kadmia v potravinách je hlavním zdrojem kadmia pro nekuřáky. Průměrný denní příjem z potravy v nekontaminovaných oblastech je na spodním konci 10 až 25 g v rozsahu, který je přibližně 0,5 až 1,0 g skutečně zůstává v těle. Příjem kadmia z kouření by mohlo být více než dvojnásobně výšší.

Skutečná výše příjmu, který vyplývá z potravy se mění v závislosti na mnoha faktorech. Například, některé plodiny (např. slunečnice) a korýši obsahují přirozeně zvýšené množství kadmia. Jednotlivci, kteří konzumují velké množství těchto materiálů by se tak na první pohled mohli zdát vystaveni zvýšenému riziku. Nicméně, nedávné studie prokázaly, že potraviny, které jsou přirozeně obohaceny kadmiem jsou také obohacené látky, které inhibují příjem kadmia do těla. Jednotlivci, kteří jedí velké množství slunečnicových semen, spolknou až 1 00 mikrog kadmia za den, přesto tito jedinci nemají hladiny kadmia v krvi nebo v moči, které jsou vyšší než jedinci s daleko nižší úrovní příjem kadmia (Reeves et al. 1997). Podobně, spotřeba stravy bohaté na měkkýše může zdvojnásobit příjem kadmia v potravě, aniž by se projevily významné dopady na krevní obsah kadmia (Vahter et al. 1996) Tyto studie ukazují, že obsah kadmia v potravinách jsou jen jedním z řady faktorů, který určuje skutečný příjem kadmia do těla. Nedávné studie (Vahter et al. 1996) se domnívají, že celkový nutriční stav je důležitějším faktorem příjmu kadmia do těla, než je skutečné množství požití kadmia. Například u ženy žijící na vegetariánskou stravu a se sníženou hodnotou železa se zvýšil příjem z požití kadmia. U těchto žen, nedostatek železa je důležitější determinantou závadou, než je skutečné množství požití kadmia.

Současná úroveň příjmu kadmia ve většině evropských zemí je mnohem nižší než hodnota PTWI doporučená WHO. Ve skutečnosti je v důsledku četných veřejných zdravotnických politik prováděných za posledních několik desetiletí hodnota kadmia díky tělesné zátěži obyvatelstva rychle klesající (Friis et al. 1998). Současné úrovně expozice v mnoha evropských zemích jsou nyní srovnatelné nebo nižší než ty, které charakterizují nekulturní populace v džunglích Jižní Ameriky (Hecker et al. 1974).

45

Současná úroveň expozice kadmiu u obecné populace nemá žádné známé nepříznivé zdravotní následky. Stávající normy, jako je PTWI jsou založeny na biologických modelech, které spojují expozice kadmiu a zvýšené vylučování nízkomolekulárních bílkovin. To mohlo podle odhadů nastat u lidí s dlouhou délkou života, kde denní příjem činil přibližně 200 g. Pouze ve vysoce kontaminovaných zemědělských oblastech, a pouze tehdy, pokud obsah kadmia v potravinách pěstovaných lokálně byl významně zvýšen, je možné dostatečně stanovit limity expozice tak, aby se neprojevila dysfunkce ledvin. Taková situace se vyskytovala v letech 1950 až 1960 v Japonsku, kde těžká kontaminace rýžových polí, spolu s nutričními nedostatky na železo, zinek a další minerály, vedl k poškození ledvin a onemocnění kostí (Itai Itai onemocnění) u exponovaných skupin obyvatelstva. Studie využívající velmi důmyslné biofaktory, zjistily mírné změny v ledvinách u nižších úrovní expozice (Buchet et al. 1990). Nicméně více nedávných studií v pracovní prostředí ukázalo, že tyto změny nemají žádný skutečný dopad na klinické následky (Roels et al. 1997).

PRACOVNĚ EXPONOVANÉ SKUPINY OBYVATELSTVA

Expozice kadmiu je hlavně vdechováním, ale mohou nastat dodatečné příjmy prostřednictvím potravin, tabáku, a špatnou osobní hygienou. V minulosti se celkový obsah kadmia v ovzduší na pracovišti liší podle typu průmyslu, typu pracoviště a průmyslové hygieny na místě. V závislosti na úrovni expozice a délce trvání expozice kadmiu vzniká široká škála efektů. Byly pozorovány u pracovně exponovaných skupin. Pro akutní expozice při požití, hlavní účinky jsou gastrointestinální poruchy jako nevolnost, zvracení, křeče v břiše a průjem. Akutní otrava při vdechování může vést k respiračním projevům, jako je těžké bronchiální a plicní podráždění, subakutní pneumonie, plicní emfyzém a v nejtěžších případech může smrt nastat z plicního edému (Lauwerys, 1986). Chronická obstrukční onemocnění dýchacích cest byla spojena s dlouhodobou inhalační expozicí na vysoké úrovni (WHO 1992, OECD 1994). Zatímco byly návrhy v minulých studiích, že tato expozice může způsobit plicní rakovinu nebo rakoviny prostaty. Nedávné epidemiologické analýzy nepotvrdily rakovinu prostaty u sdružení pracujících v exponovaných oblastech a uvádí, že arsen a kadmium spíše mohou být zodpovědné za pozorované zvýšení mortality vlivem rakoviny plic. (Sorahan et al. 1995, Sorahan et al. 1997). Navíc je většina z dalších údajů citována jako důkaz pro karcinogenitu kadmia (OSHA 1992), o to se opírá i studie, která je zkreslena přítomností jiných karcinogenních látek, jako je nikl, azbest, nebo tabákový kouř, stejně jako arsen.

46

U chronické expozice kadmia, kde se účinky vyskytují hlavně na ledvinách, plících a kostech. Poměr byl stanoven mezi expozicí kadmia ze vzduchu a proteinurie (zvýšení přítomnosti nízkomolekulárních proteinů v moči a údaj o dysfunkci ledviny) (WHO 1992, OECD 1994). Kadmium, jak je známo, se hromadí v kůře ledvin a existují důkazy o tom, že úroveň kadmia v ledvinách a v mozkové kůře je spojena se zvýšenou hladinou vylučování močí a je asi 200 do 250 mikrog / g (vlhké hmotnosti). V závislosti na úroveň expozice a dalších zdrojů kadmia, může být této úrovně dosaženo po 20 letech expozice. Nicméně nedávné práce prokázaly, že tyto účinky jsou reverzibilní při nízkých dávkách, jakmile expozice kadmia byla odstraněna nebo snížena (Roels et al. 1997). Dnešní nízké expozice dle standardů spolu s požadovanými biologickými sledováními hladiny expozice kadmia (např. kadmium v krvi a kadmium v moči) a parametry funkce ledvin (např. B-2 mikroglobulinu, nízkomolekulární protein), Je jistoté, že dysfunkce ledvin nebo jiné efekty se nevyvíjí u pracovně exponovaných pracovníků, jako tomu bylo v minulosti.

ZDROJE PRO KONTAMINACI A EXPOZICI ČLOVĚKA

Zatímco zdroje emisí kadmia do životního prostředí jsou uvedeny v detailu v této studii a dalších (Cook a Morrow 1995, WHO 1992, OECD 1994, Nriagu 1989, ERL 1990, Jackson a MacGillivray 1993, Jensen a Rasmussen Bro-1992, Jones et al. 1993, Van Assche a Ciarletta 1992, Nriagu a Pacyna 1988), tak jinde proběhlo velmi málo pokusů o rozdělení lidských expozice kadmia dle různých zdrojů. Van Assche (Van Assche a Ciarletta 1992, Van Assche 1998) vyvinul model pro expozice kadmia pro člověka a přidělení těchto expozic různým zdrojům. Některé z předpokladů a datové vstupy pro model byly založeny z velké části na skutečných údajích z Belgie a Evropského společenství a zejména na informacích o přírodních zdrojích, Limited Zpráva o zdrojích lidských a znečištění životního prostředí v Evropě (ERL 1990) a aktualizované údaje o emisích kadmia obsažených v OECD Monografie o kadmium (OECD 1994).

47

Analýza potvrzuje, že většina expozic kadmiem na lidi pochází z požití potravin, a většina z toho vyplývá z příjmu kadmia rostlinami z hnojiv, kalů, hnojiv a atmosférické depozice, konkrétně model odhaduje, že relativní význam různých zdrojů vystavení člověka kadmiu je následující (Van Assche 1998):

Fosfátová hnojiva

41.3 %

Spalování fosilních paliv

22.0 %

Výroba železa a oceli

16.7 %

Přírodní zdroje

8.0 %

Neželezné kovy

6.3 %

Výroba cementu

2.5 %

Výrobky z kadmia

2.5 %

Spalovny

1.0 %

Je zřejmé, že z antropogenních zdrojů kadmia, hnojiva, spalování fosilních paliv, a některé průmyslové činnosti přispívají mnohem více k lidské expozici kadmia než výroba, využití a odstranění kadmia z produktů spalování všech materiálů obsahujících kadmium. Nicméně jak je uvedeno výše, mělo by toto zjištění být uvedeno v pohledu průměrného denního příjmu kadmia. Zjištěná množství jsou o dost nižší než ta pro zajištění lidského zdraví. Tedy žádná akce není potřebná ke snížení hladiny kadmia z jeho stávající úrovně.

48

BUDOUCNOST A ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ

Kadmium bude trvale přítomno v naší společnosti, a to buď jako součást užitečných výrobků nebo v kontrolovaných odpadech. Dnes jsou jeho účinky na zdraví dobře známy a dobře regulované, takže není nutné produkty kadmia omezovat nebo zakazovat. Expozice kadmia na lidi je obecně na tak nízké úrovni, že se může považovat za téměř bezvýznamné. Nikl-kadmiové baterie jsou důležité a nenahraditelné v mnoha průmyslových a spotřebitelských aplikacích, zejména v těch, které vyžadují vysoký výkon, dlouhý cyklus života, a dobré výkony ve vysokých nebo nízkých teplotách. Dobíjecí Ni-Cd baterie může nahradit primární nedobíjecí baterie, a tím výrazně snížit celkové množství odpadu. Materiály v recyklovatelných Ni-Cd bateriích můžou být z více než 99% regenerovány pro opětovné využití při výrobě nových Ni-Cd baterie. Celosvětové iniciativy byly provedeny v Japonsku, Severní Americe, Evropě, Austrálii a OECD na podporu sběru Ni-Cd baterií k recyklaci, a tím zlepšení celkové míry recyklace. Ni-Cd baterie jsou rovněž významnými prvky k rozvoji elektrických automobilů a jejich trhu v Evropě, a tím mohou přispět ke zlepšení kvality ovzduší ve městech.

Kadmiové pigmenty a stabilizátory jsou důležité v přídatných látkách v některých specializovaných plastech, sklech, keramice a lacích pro dosažení jasné barvy spolu s dlouhou životností i ve velmi náročných aplikacích. Z ekologického hlediska je důležité rozvíjet a udržovat funkční výrobky s dlouhou životností a opět minimalizovat vstup do světa odpadu. Cílem náhražek, které produkují výrobky o zkrácené životnosti, bude nakonec pouze zvýšit objem světového odpadu. Je třeba rovněž zdůraznit, že kadmium v těchto aplikacích je chemicky velmi stabilní, ve vysoce nerozpustné formě a integrované do chemické matice produktu.

Kadmiem potažené komponenty poskytují vynikající korozní odolnost spolu s nízkým koeficientem tření, nízký elektrický odpor, dobrou galvanickou srovnatelnost, dobré pokovovací schopnosti, schopnost pokrýt širokou škálu povrchů. Z těchto důvodů jsou kadmiem pokryté výrobky používány pro širokou škálu kritických a bezpečnostních aplikací v letectví, elektronice, obraně, hornictví, jaderném a námořním průmyslu. Kromě toho jsou odpady z kadmiových povlaků a produktů snadno recyklovatelné.

49

Využití kadmia prostřednictvím recyklačních programů nejen zajišťuje, že kadmium bude průběžně odstraněno z toku odpadů a z prostředí, ale že také šetří cenné přírodní zdroje. Pokusy zakázat nebo omezit kadmiové produkty jsou považovány za zbytečné s přihlédnutím ke stále klesajícímu příjmu kadmia na lidské úrovni, která je již výrazně pod standardem WHO, a existují velmi malé relativní podíly kadmia v produktech v tomto směru. Takováto opatření budou mít pouze účinky poddolování rozsáhlých úsilí ohledně sběru a recyklace kadmiových produktů po celém světě. To bude mít také výrazný vliv na snížení konkurenceschopnosti Evropské unie na mezinárodních trzích s jeho obsluhou přemísťování rostlin a ztrát pracovních míst. Tyto závěry byly již prezentovány v Severní Americe a Japonsku, které nemají v úmyslu omezit použití kadmia způsobem navrženým Evropskou unií. Podobný závěr byl také dosažen v OECD jako snižování rizika programu pro kadmium. Spíše než pro omezení kadmiových produktů, by měla Evropská unie spolupracovat a podpořit dobrovolné iniciativy průmyslu a nezávislého dozoru nad produkty, a dále pro sběr a recyklaci výrobků obsahujících kadmium, které by přispěly k udržitelnému a bezpečnému používání kadmia v moderní společnosti.

ZÁVĚR Studium zahraniční literatury a provedená měření na lokální úrovni prokázaly, že úroveň nebezpečných látek v popelech z biomasy nemůže ohrozit jejich využívání pro výrobu nových výrobků. Naopak je možné sledovat kladné účinky například v zemědělství, kde vysoká úroveň živin a alkálií pomáhá vrátit do půdy prvky odčerpané během růstu rostlin. Co se týká upotřebení popelů jako plniva do stavebních prvků, není důvod pro zvýšenou pozornost a ostražitost. Materiály vyrobené pomocí těchto popelů vykazují stejné hodnoty nebezpečných látek (např. těžkých kovů) jako ostatní věci, které obklopují lidské bytosti. Stejné, jako je půda, vzduch, voda, atd. Dle mnoha studií, ale i na základě vlastní úvahy, dochází v našem okolí k mnohem závažnějším činnostem, které nejsou regulovány, ačkoliv mají vysoce negativní vliv na zdraví a životní prostředí. Typickými příklady je automobilová doprava ve městech, průmysl a kouření v aktivní, ale i pasivní podobě.

50

POUŽITÁ LITERATURA 



 

  

 





Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) (1997). Draft Toxicological Profile for Cadmium, Public Health Service, U.S. Department of Health & Human Services, Atlanta, Georgia. American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH) (1996). 1996 TLVs and BEIs, Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices for Chemical Substances and Physical Agents. Bak, J., Jensen, J., Larsen, M. M., Pritzl, G. and Scott-Fordsmand, J. (1997). "A heavy metal monitoring programme in Denmark." Sci. Total Environ, 207: 179-186. Buchet, J. P., Lauwerys, R., Roels, H., Bernard, A., Bruaux, P., Claeys, F., Ducoffre, G., De Plaen, P., Staessen, J., Amery, A., Linjen, P., Thijs, L., Ronda, D., Sartor, F., Saint Remy, A., and Nick, L. (1990) "Renal effects of cadmium body burden of the general population," Lancet 336: 699702. Cadmium Association, London, UK and Cadmium Council, Greenwich, Connecticut, USA. (1991) "Technical Notes on Cadmium : Cadmium Production, Properties and Uses." Carr, D. S., (1992) "Cadmium and Cadmium Alloys," Kirk-Othmer Encyclopaedia of Chemical Technology, Volume 4, Fourth Edition, John Wiley & Sons, New York. Chandler, A. J. (1996). "Characterising Cadmium in Municipal Solid Waste," Sources of Cadmium in the Environment, Inter-Organisation Programme for the Sound Management of Chemicals (IOMC), Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD), Pads, France. Chaudri, A. M., Zhao, F. J., McGrath, S. P., and Crosland, A. R., (1995). "The cadmium content of British wheat grain." J. Environ. Qual 24:850-855. Cook, M. E., (1994) "Cadmium Pigments: When Should I Use Them?," Inorganic Pigments.. Environmental Issues and Technological Opportunities, Industrial Inorganic Chemicals Group, Royal Society of Chemistry, London, January 12, 1994. Cook, M. E., and Morrow, H., (1995) "Anthropogenic Sources of Cadmium in Canada," National Workshop on Cadmium Transport Into Plants, Canadian Network of Toxicology Centres, Ottawa, Ontario, Canada, June 20-21, 1995. CRC Handbook of Chemistry and Physics 77th Edition, (1996) CRC Press, Inc., Boca Raton, Florida.



Ducoffre, G., Claeys, F., and Sartor, F., (1992). "Decrease in blood cadmium levels over time in Belgium." Arch. Env. Health, 91:157- .



Eggenberger, U. and Waber, H. N.,(1998). "Cadmium in Seepage Waters of Landfills: A Statistical and Geochemical Evaluation, "Report of November 20, 1997 for the OECD Advisory Group on Risk Management Meeting, February 9-10, 1998, Pads. Elgersma, F., Anderberg, B. S., and Stigliani, W. M., (1992) ."Emission Factors for Aqueous Industrial Cadmium Emissions in the Rhine River Basin; A Historical Reconstruction for the Period 1970-1988," Edited Proceedings Seventh International Cadmium Conference - New Orleans, Cadmium Association, London, Cadmium Council, Reston VA, International Lead Zinc Research Organisation, Research Triangle Park NC. Elinder, Cad-Gustaf (1985) "Cadmium: Uses, Occurrence, and Intake," Cadmium and Health: A Toxicological and Epidemiological Appraisal, CRC Press, Inc., Boca Raton, Florida. Environmental Resources Limited (1990). Evaluation of the Sources of Human and Environmental Contamination by Cadmium. Prepared for the Commission of the European



 

51

Community, Directorate General for Environment, Consumer Protection and Nuclear Safety, London, February 1990. 

Friis, L., Petersson, L., and Edling, C., (1998). "Reduced cadmium levels in human Kidney cortex in Sweden." Environ. Health Perspect. 106:175-178.



Hecker, L. H., Alien, H. E., Dinman, B. D., and Neel, J. V., (1974). "Heavy metal levels in acculturated and unacculturated populations." Arch, Environ. Health. 29:181-185.



International Labour Organisation(1991). occupational Exposure Limits for Airborne Toxic Substances, Third Edition, Occupational Safety and Health Series No. 37.



Jackson, T., and MacGillivray, A., (1993). Accounting for Cadmium, Stockholm Environment Institute, London. Jensen, A., and Bro-Rasmussen, F., (1992). "Environmental Contamination in Europe," Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, Volume 125, pages 101-181. Jones, R., Lapp, T., and Wallace, D., (1993). Locating and Estimating Air Emissions from Sources of Cadmium and Cadmium Compounds, Prepared by Midwest Research Institute for the U.S. Environmental Protection Agency, Office of Air and Radiation, Report EPA-453/R-93-040, September 1993.

 

   

 

 



 

Lauwerys, R. R., (1986). Health Maintenance of Workers Exposed to Cadmium, The Cadmium Council, Inc., New York, NY. Leone, G. L., Lewis, B. W., and Morikawa, D., (1986). "Using Cadmium Safely: A Guide for the Workplace," The Cadmium Council, Inc., New York, NY, USA. Mench, M. J., (1998). "Cadmium availability to plants in relation to major long-term changes in agronomy systems." Agricult. Ecosyst. Environ. 67: 175-187. Minister fur Umwelt, Raumordnung und Landwirtschaft (MURL) (1989). "Luftreinhaltun in Nord Rhein-Westfalen: eine Erfolgungsbilanz der Luftreinhalteplanenung (1975-1988)," Dusseldod, 215- . Morrow, H., (1990). "Cadmium(Cd)," Metals Handbook, 10th Edition, Volume 2, ASM International, Metals Park, Ohio. Morrow, H., (1996) "Questioning the Need to Develop Alternatives for Cadmium Coatings," Proceedings of 2nd Annual Cadmium Alternatives Conference, National Defence Centre for Environmental Excellence, Johnstown, Pennsylvania, USA, May 13-15, 1996. Morrow, H., (1 997) "Cadmium, Metals & Minerals Annual Review, The Mining Journal Ltd., London, UK. Morrow, H., and Keating, J., (1997) "Overview Paper for OECD Workshop on the Effective Collection and Recycling of Nickel-Cadmium Batteries," OECD Workshop on the Effective Collection and Recycling of Nickel-Cadmium Batteries, Lyon, France, September 23-25, 1997. Proceedings to be published by OECD, Paris, France. Mukunoki, J., and Fujimoto, K., (1996). "Collection and Recycling of Used Ni-Cd Batteries in Japan," Sources of Cadmium in the Environment, Inter-Organisation Programme for the Sound Management of Chemicals (IOMC), Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD), Paris, 1996. Nriagu, J. 0., (1980). "Cadmium in the Atmosphere and in Precipitation," Cadmium in the Environment, Part 1, Ecological Cycling, JohnWiley & Sons, pages 71-114. Nriagu, J. 0., and Pacyna, J. M., (1988). "Quantitative Assessment of World-wide Contamination of Air, Water and Soils by Trace Metals," Nature, Vol. 333, pages 134-139.

52

 

  

 









Nriagu, J. 0., (1989). "A Global Assessment of Natural Sources of Atmospheric Trace Metals," Nature, Vol. 338, pages 47-49. NUS Corporation (1987). Characterisation of Municipal Waste Combustor Ashes and Leachates from Municipal Solid Waste Landfills, Monofills, and Codisposal Sites, Report prepared for the U.S. Environmental Protection Agency, Office of Solid Waste, R-33-6-7-1, Washington, DC. Occupational Safety and Health Administration (1992). Occupational Exposure to Cadmium,. Final Rules, U.S. Department of Labor, 29 CFR Part 1910.1027, September 14, 1992. Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD) (1994), Risk Reduction Monograph No. 5: Cadmium OECD Environment Directorate, Paris, France. Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD) (1996). Report From Session F, "Sources of Cadmium in Waste," Chairman's Report of The Cadmium Workshop, ENVIMCICHEMIRD(96)1, Stockholm, Sweden, October 1995. Owens, J., (1994). "The Environmental Impacts of Disposed Nickel-Cadmium Rechargeable Batteries in the Nation's Municipal Solid Waste Stream," U. S. Bureau of Mines, July 1994. Reeves, P. G., and Vanderpool, R. A., (1997). "Cadmium burden of men and women WHO report regular consumption of confectionery sunflower kernels containing a natural abundance of cadmium." Environ. Health Perspect. 105: 1098-1104. Roels, H. A., Van Assche, F. J., Oversteyns, M., De Groof, M., Lauwerys, R. R., and Lison, D., (1997). "Reversibility of microproteinuira in cadmium workers with incipient tubular dysfunction after reduction of exposure." Amer. J. Ind. Med. 31: 645-652. Sorahan, T., Lister, M., Gilthorpe, S., Harrington, and J. M., (1995). "Mortality of copper cadmium alloy workers with special reference to lung cancer and non-malignant diseases of the respiratory system, 1946-92," Occupational and Environmental Medicine, December 1995, Volume 52, No. 12, p 804-812. Sorahan, T., and Lancashire, R. J., (1997). "Lung cancer mortality in a cohort of workers employed at a cadmium recovery plant in the United States: an analysis with detailed job histories," Occupa5onal and Environmental Medicine, March 1997, Volume 4, No. 3, p 194-201. Staessen, J., Vyncke, G., Lauwerys, R., Roels, H., Celis, H., Claeys, F., Dondeyne, F., Fagard, R., Ide, G., Lijnen, P., Rondia, D., Sartor, F., Thijs, L., and Amery, A., (1991). 'Transfer of Cadmium from a Sandy Acidic Soil to Man: A Population Study.' Hypertension and Cardiovascular Rehabilitation Unit, Department of Pathophysiology, University of Leuven, Belgium.



Temple, D. A., and Wilson, D. N., (1983) "Cadmium - Markets and Trends," Edited Proceedings, Fourth international Cadmium Conference, Munich, Cadmium Association, London, Cadmium Council, New York, International Lead Zinc Research Organisation, New York.



United States Environmental Protection Agency (1996). 1994 Toxics Release Inventory - Public Data Release, , U.S. EPA Office of Pollution Prevention and Toxics, Washington, DC.



Vahter, M., Berglund M., Nermell, B., and Akesson, A., (1996). "Bioavailability of Cadmium from shellfish and mixed diet in women." Toxicol. Applied Pharmacol. 136: 332-341. Van Assche, F. J., and Ciarletta, P., (1992). "Cadmium in the Environment: Levels, Trends and Critical Pathways, Edited Proceedings Seventh International Cadmium Conference - New Orleans, Cadmium Association, London, Cadmium Council, Reston VA, International Lead Zinc Research Organisation, Research Triangle Park NC. Van Assche, F. J., and Ciarletta, P., (1993). "Environmental exposure to cadmium in Belgium: Decreasing trends during the 1980s." Heavy Metals in the Environment Volume 1, pages 34-37. Toronto-September 1993.





53



 





Van Assche, F. J., (1998) "A Stepwise Model to Quantify the Relative Contribution of Different Environmental Sources to Human Cadmium Exposure," Paper to be presented at NiCad '98, Prague, Czech Republic, September 21-22, 1998. Van Urk, G., and Marquenie, J. M., (1 989). "Environmental Behaviour of Cadmium: WHO Are at Risk and Why," Heavy Metals in the Environment, Volume 11, Geneva, pages 456-459. Watanabe, T., Iwani, 0., Shimbo, S., and Ikeda, M., (1993). "Reduction in cadmium in blood and dietary intake among general populations in Japan," Int. Arch. Occup. Environ. Health 65: S205S208. Watanabe, T., Shimbo, S., Yasumoto, M., Imai, Y., Kimura, K., Yamamoto, K., Kawamura, S., and Ikeda, M., (1994). "Reduction to One Half in Dietary Intake of Cadmium and Lead among Japanese Populations," Bull. Environ. Contam. Toxicol. 52: 196-202. World Health Organisation (WHO) (1992). Environmental Health Criteria 134 - Cadmium International Programme on Chemical Safety (IPCS) Monograph.

54