Kardos Levente1 – Erőss Attila1 – Bódi Barbara2 – Bálint András2 – Kasza Gyula2: Kommunális szennyvíziszap félüzemi szintű vermikomposztálásának tapasztalatai 1
Budapesti Corvinus Egyetem, Kertészettudományi Kar, Talajtan és Vízgazdálkodás Tanszék, 1118 Budapest, Villányi út 29-43. 2 Budapesti Corvinus Egyetem, Élelmiszertudományi Kar, Élelmiszeripari Gazdaságtan Tanszék, 1118 Budapest, Villányi út 29-43. Bevezetés A mai modern szennyvíztisztítás elképzelhetetlen környezetileg fenntartható szennyvíziszap kezelés nélkül. A szennyvíztisztítás folyamata során keletkezett szennyvíziszap ahhoz, hogy további célokra felhasználható vagy biztonságosan elhelyezhető legyen, kezelése szükséges. A kezelés módja annak függvénye, milyen módon kívánják az iszapot a későbbiekben hasznosítani, illetve elhelyezni, valamint milyen a szennyvíz és az abból keletkezett iszap összetétele. Hasznosítható összetevői mellett számos komponense lehet, ami hasznosításának és elhelyezésének lehetőségeit korlátozza vagy megakadályozza, ilyenek például a nehézfémek vagy a nem megfelelő makro-, illetve mikroelem-tartalom. A vermikomposztálás olyan szerves hulladékgazdálkodást jelent, mely során a gyűrűsférgek közé tartozó gilisztaféléket használnak fel a szerves anyag átalakítására. A víztelenített és rothasztott szennyvíziszapban lévő szerves anyag átalakítása többek között az Eisenia fetida tárgygilisztával lehetséges. A giliszták anyagcseréjüknek köszönhetően eltávolítják az elöregedő baktérium populációkat az iszapból, így teret engedve az újabb baktériumcsoportok megtelepedésének, amelyek hozzájárulhatnak a komposztálás folyamatának felgyorsulásához. A vermikomposztálás eredményeképpen javul a kezelt iszap nitrogén-, foszfor- és kálium-tartalma, valamint csökken a patogének száma pl.: a Salmonella enteritidis száma. Ezen paraméterek a további, mezőgazdasági felhasználás szempontjából meghatározó jelentőségűek. A gilisztatenyészet fenntartása viszonylag egyszerűen megoldható. Az elkészült glisztakomposztból az élő egyedek könnyen elválaszthatók, amelyek a továbbiakban takarmányozási célokra is felhasználhatóak. A konvencionális komposztálás legmegfelelőbb, azzal megegyező ráfordítást igénylő, agronómiai értékében azonban magasabb színvonalú terméket előállító alternatívája a vermikomposztálás. A vermikomposztálás és a vermikomposzt (gilisztahumusz) következő tulajdonságokkal jellemezhető: - a szerves anyagok és tápelemek újrahasznosításának egyik leghatékonyabb módja, a konvencionális komposztálás időigényének mindössze 50%-a alatt produkál készterméket (Visvanathan et al., 2005), - szemcseméret-eloszlása, szerkezetessége kedvezőbb a hagyományos komposztnál az gilisztaürülék mérettartományának köszönhetően, ugyanis 3-3,5 mm-es méretű szemcséi a bél-exudátumoknak (ragasztó hatású nyálka) köszönhetően jelentősen javítják a talajrészecskék aggregátum-stabilitását (Dominguez et al., 1997), - a tápanyagokat (N, P, K és Ca, Mg) növények számára könnyebben felvehető formában tartalmazza (Atiyeh et al. 2000, Ndegwa és Thompson, 2001), - nem feltétlenül szükséges szárazanyag tartalom növelő adalékanyagok alkalmazása, akár 91%-os nedvességtartalmú szennyvíziszap vermikomposztálása is kivitelezhető, így részben kiválthatja a víztelenítést végző szalagszűrő prések működését (Loehr et al., 1985), - gazdagabb mikroflórájú, nagyobb mikrobiális aktivitású termék a vermikomposzt, - a vermikomposzt a hagyományos komposzthoz viszonyítva jelentősen nagyobb metabolikus enzimaktivitásokkal bír (Hong et al., 2011);
-
-
a vermikomposztnak növényi növekedés-serkentő (PGA, Plant Growth Activators) hatása van PGR (Plant Growth Regulators, növényi növekedési hormonhatású anyagok) tartalma miatt, melyeket a giliszták bélcsatornájában élő és az ürüléket gazdagító specifikus mikroflóra szintetizálja (Tomati et al., 1988; Grapelli et al., 1985; Galli et al., 1990). Ilyen hatással a konvencionális komposzt gyakorlatilag nem rendelkezik, a vermikomposzt huminsav és humuszanyag tartalma nagyobb a konvencionális komposzténál (Arancon et al., 2006). A huminsav, és a humátok is növényi növekedést serkentő hatású anyagok (Tichy és Phuong, 1975, David et al. 1994). a vermikomposztálás során a komposztokhoz képest jelentősebb mértékben csökken a patogén mikroorganizmusok száma (Eastman et al. 2001; Yadav et al., 2010).
A vermikomposztálás tehát adott esetben előkezelés és adalékanyag nélkül alkalmazható szennyvíziszap stabilizálására és ártalmatlanítására. Ugyanakkor rugalmasan ötvözhető, illetve integrálható a konvencionális komposztálási technológiával (prizmás technológia vagy más, innovatív eljárások), a vermikomposzt ugyanis adalékanyagként alkalmazható gyenge beltartalmi tulajdonságokkal bíró szennyvíziszapok komposztálásához (Ndegwa és Thompson, 2001, Hait és Tare, 2011a,b;). A vermikomposztálás további előnye a hagyományos komposztáláshoz képest, hogy míg az utóbbi folyamán a toxikus elemtartalom egyértelműen nagyobb a komposztban, mint a nyersanyagokban, addig a vermikomposzban - megfelelő törzsek alkalmazása esetén - ez épp fordítva alakul (Liu et al., 2005; Malley et al., 2006; Wang et al., 2013). Korábbi 15 hetes laboratóriumi vermikomposztálás kísérletsorozatunk eredményeire alapozva ipari szintű kísérleteket végeztünk különböző környezeti feltételek között. Az ipari kísérletsorozatunkban nyitott és zárt (fóliasátor), illetve szalmával fedett és fedetlen komposzthalmok esetén vizsgáltuk a komposztálás folyamatait. A komposztálás kezdetén, félidejekor és végén mintát vettünk, meghatároztuk a legfontosabb fizikai és kémiai jellemzőket. A vizsgálandó paraméterek körének kialakításakor és a mintázás körülményeinek megállapításakor figyelembe vettük a 40/2008. kormányrendeletet, a 36/2006. FVM rendeletet. Jelen cikkünkben a félüzemi szintű kommunális szennyvíziszap vermikomposztálási kísérleteink eredményeiről számolunk be. Anyag és módszer A félüzemi szintű vermikomposztálási technológiai kísérleteinket a Sóskúti telephelyen kialakított területeken végeztük zárt (fólia sátor alatt), illetve nyitott körülmények között, így vizsgáltuk az eltérő környezeti feltételek hatását (hőmérséklet, csapadék intenzitás, a komposzthalom nedvessége) a vermikomposztálás technológiájára. Az 1. ábrán a fóliasátor, míg a 2. ábrán a fólia sátorban lévő komposzthalmok öntözése látható.
1. ábra: a fóliasátor
2. ábra: a fóliasátorban lévő komposzthalmok öntözése A kísérleteket 3 hónapig végeztük, összesen 20 komposzt-prizmát vizsgálva. A kísérletsorozat kezdetén minden komposzthalomból átlagmintát vettünk, amelyek laboratóriumi vizsgálatait elvégeztük. A következő mintavételezés a kísérlet sorozat közepén, majd az utolsó mintavételezésre a kísérte zárásakor került sor. Mind a nyitott, mind pedig a zárt környezetben 2-2 db, gilisztát nem tartalmazó (vak) komposzthalmot és 8-8 db, gilisztákat tartalmazó komposzthalmot alakítottunk ki. A kísérleti periódus alatt kétnaponta mért paraméterek a következők voltak: a hőmérséklet (talajhőmérővel) és a redoxpotenciál (hordozható ORP-mérővel). További vizsgált paraméterek: a komposzt külleme, színe, szaga, a vizes kémhatás [pH (H2O)], a
szárazanyag tartalom, a szerves anyag tartalom, az EC (fajlagos elektromos vezetőképesség), amiből az összes sótartalom számolható, az összes nitrogén tartalom, a foszfor tartalom (P2O5), a kálium tartalom (K2O), a kalcium tartalom, a magnézium tartalom, a humusz tartalom (H%), a Hargitai-féle humuszminőség meghatározása. A kísérlethez 15-20%-os szárazanyag tartalmú érdi kommunális szennyvíziszapot használtunk. Szárazanyag tartalmának kb. 50 %-a a szerves anyag tartalom. Az 50/2001 (IV. 3.) kormányrendelet alapján az érdi szennyvíziszap összes toxikus elemtartalma az előzetes vizsgálatok alapján nem haladja meg a szennyvíziszapban megengedett mérgező elemek és káros anyagok határértékeit mezőgazdasági felhasználás esetén. A kiindulási iszap alapadatait az 1. táblázat tartalmazza. Kísérletbe bevont giliszta: Eisenie Foetide, ami az Eisenie nembe, a Lumbricidae családba, Haplotaxida rendbe, Nyergesképzők osztályába, Gyűrűsférgek törzsébe tartozik. A kísérleti periódusban egy, előzetesen szennyvíziszapra adaptált, érdi gilisztaállományt használunk. A vizsgálati paraméterek mérésének alapjai A kémhatás [pH (H2O)] meghatározása 1:2,5 arányú komposzt: desztillált vizes kivonatból történik 12 órás várakozás után kombinált üvegelektróddal, digitális pH-mérővel. A szárazanyag tartalom mérésének alapja, hogy előzetesen lemért komposztot tömegállandóságig 105C-on szárítószekrényben kiszárítjuk, majd a tömegvisszamérésből a minta szárazanyag tartalma kiszámítható. A szerves anyag tartalom a tömegállandóságig szárított minta 900ºC-on történő izzítási veszteségének meghatározása. Az előzetesen megmért minta tömegvisszaméréseinek adataiból a minta szerves anyag tartalma kiszámítható. A fajlagos elektromos vezetőképesség (EC) mérés alapja, hogy különböző közegekben, így a szennyvíziszapban lévő sók vizes oldatai elektrolitok, melyeknek egyik alapvető tulajdonsága, hogy jól vezetik az áramot, ezért az összes sótartalom meghatározásánál a talaj-, illetve komposztkivonatok fajlagos elektromos vezetőképessége mérhető, melyből kiszámítható a sótartalom. A talajkivonatot 1:5 arányú komposzt: desztillált vizes oldatból készítjük, majd szűrés után a szűrlet fajlagos elektromos vezetőképességét platinaelektróddal meghatározzuk. A fajlagos elektromos vezetőképesség az oldat elektromos ellenállásának reciprok értéke, amelyet két, egyenként 1 cm2 felületű platina elektród közti oldatra vonatkoztatnak, 1 cm elektródtávolság mellett 20°C-on. A fajlagos elektromos vezetőképesség egysége az 1 cm-re vonatkoztatott elektromos vezetés (mS/cm vagy μS/cm). A fajlagos elektromos vezetőképesség értékéből a komposztkivonat összes sótartalma kiszámítható. A foszfor tartalom (P2O5) meghatározás alapja, hogy a foszfátionok savas közegben molibdenátionnal (MoO42-) sárga színű foszfor-molibdenát-komplexet képeznek, amelyet redukálva jellegzetes kék színű vegyület, a (MoO)2(MoO4)3.6H2O képletű molibdénkék keletkezik. A foszfátion a molibdenátionnal a H3P(Mo3O10)4 összetételű heteropolisavat képezi, amely megfelelő körülmények között könnyebben redukálható foszformolibdénkékké, mint a szabad molibdenátion. Redukálószerként leggyakrabban aszkorbinsavoldatot, illetve aszkorbinsavas ón-klorid-oldatot használnak. A foszfortartalmat foszforpentaoxidban (P2O5) mg/kg mértékegységben adjuk meg. A kálium tartalom (K2O) meghatározásának alapja az alkáli- és alkálifémionok lángfestése. A mérést reagens nélkül, közvetlenül határozzuk meg az ammónium-laktátos kivonatból lángfotométer segítségével. A káliumtartalmat kálium-oxidban (K2O) mg/kg mértékegységben adjuk meg.
A kalcium és magnézium tartalom meghatározása vizes kivonatból történik. A kalcium- és magnéziumionakat EDTA-oldattal (etilén-diamin-tetraecetsav nátriumsója) történő komplexometeriás titrálással határozhatjuk meg. A humuszmennyiség meghatározásának alapja a szerves vegyületek könnyű oxidálhatósága, a kénsavas közegben fogyott oxidálószer (kálium-dikromát, K2Cr2O7) mennyiségéből a humusz mennyisége meghatározható (térfogatos elemzéses módszer) (MSz08-0012-6:1987). A humuszminőség mérésének alapja a kioldott humuszanyagok fényelnyelésének spektrofotometriás mérése 4 különböző hullámhosszon (400 nm, 480 nm, 540 nm, 670 nm). A módszer (Hargitai 1988) két oldószert alkalmaz a humusz anyagok kioldásához: a 0,5%-os nátrium-hidroxid-oldatot (NaOH), amelyben a savasabb karakterű, gyengébb minőségű, kisebb moláris tömegű humuszkomponensek oldódnak jobban, míg a másik kivonószerben, az 1%-os nátrium-fluorid-oldatban (NaF) az értékesebb, nagyobb moláris tömegű humuszanyagok oldódnak jobban. A két kivonat fényelnyelésének (abszorbanciájának) hányadosa a humusz stabilitási szám, amelyet Q betűvel jelölünk. A humusz stabilitási szám az alábbi képlettel számolható ki, amely értéke minél nagyobb, annál több az értékes, azaz a nagyobb polimerizáltságú humuszanyagok mennyisége a vizsgált mintában: Q=A NaF/ANaOH. Eredmények Az 1. táblázatban az eredeti kommunális szennyvíziszap alapadatait közöljük, amely mind a 20 komposztprizma kiindulási alapjául szolgált. 1. táblázat: A kommunális szennyvíziszap alapadatai Paraméterek: Nedvesség tartalom (%) Szerves anyag tartalom (%) pH(H2O) Fajlagos vezetőképesség (mS/cm) Sótartalom (csó) (mg/dm3) Humuszmennyiség (H%) Humuszminőség (Q): 400 nm-en 480 nm-en 540 nm-en 670 nm-en P2O5 (mg/kg) K2O (mg/kg)
Mért értékek: 62,9 50,7 7,01 4,72 11800 36,0% 1,810 2,365 3,481 5,673 1517 2951
A 2. táblázatban foglaltuk össze a mért nedvességtartalom adatokat, amelyek alapján megállapítható, hogy mind a zárt, mind a nyitott környezetben megfelelő volt a nedvesség tartalom a vermikomposztálás folyamataihoz.
2. táblázat: A nedvességtartalom változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 66,1 10,5 66,1 4,73 Nedvességtartalom középső áll. 62,1 9,31 63,4 6,10 (%) végső áll. 70,9 6,39 73,0 5,99 A 3. táblázatban a szerves anyag tartalom változása található. Mindkét környezeti feltétel mellett nőtt az összes szerves anyag tartalom, bár ez a növekedés minimálisnak tekinthető a nyitott környezetben. 3. táblázat: Az összes szerves anyag tartalom változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 55,6 6,33 58,7 2,50 Szerves anyag középső áll. 59,2 6,22 55,0 3,17 tartalom (%) végső áll. 61,0 5,94 58,8 3,63 A 4. táblázatban a kémhatás adatok találhatók. A kémhatás növekedése figyelhető meg mindkét környezeti feltétel mellett. A kémhatás kismértékű növekedése az aerob lebontási folyamatokra utal, amely megerősíti, azt a tényt, hogy a komposztálás beindult, sőt mindvégig az aerob folyamatok uralkodtak. A kémhatás csökkenése (savasodás) az anaerob lebontási viszonyokra utalna, ezt a vak minták esetében sem tapasztaltunk.
pH (vizes)
4. táblázat: A kémhatás változása Zárt környezet (n=8) Átlag Szórás kiind. áll. 6,78 0,31 középső áll. 7,71 0,10 végső áll. 7,73 0,07
Nyitott környezet (n=8) Átlag Szórás 7,64 0,25 7,78 0,13 7,80 0,10
A fajlagos elektromos vezetőképesség adatokat az 5. táblázat tartalmazza. A fajlagos elektromos vezetőképesség mindkét esetben csökkent. A nyitott környezetben a csökkenés jelentős. Az átlagos 5,371,77 mS/cm értékről 2,490,20 mS/cm értékre csökkent, ez több mint 50%-os csökkenés. A fajlagos elektromos vezetőképesség és ezáltal az összes sótartalom csökkenése az iszap későbbi mezőgazdasági felhasználása szempontjából kedvező változást jelent. 5. táblázat: A fajlagos elektromos vezetőképesség (EC) változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 5,90 0,73 5,37 1,77 EC (mS/cm) középső áll. 5,11 1,43 2,62 0,17 végső áll. 4,62 0,88 2,49 0,20
Az összes sótartalom változását a vizsgált kísérleti periódus alatt a 6. táblázat tartalmazza. A sótartalom esetében is a nyitott környezetben vermikomposztált iszap mintáknál tapasztaltunk nagyobb csökkenést. 6. táblázat: Az összes só tartalom változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 14706 1772 16645 3231 Összes sótartalom középső áll. 14025 1389 10327 1075 (mg/kg) végső áll. 11784 2389 6895 558 A foszfor tartalom esetében növekedést tapasztaltunk. A növekedés mértéke a zárt környezet esetében nagyobb, a kezdeti 1573234 mg/kg értékről 2859197 mg/kg értékre nőtt, ez 182%-ra történő növekedést jelent. A nyitott környezetben a változás kisebb mértékű, a növekedés 118%-os. Az adatokat a 7. táblázat tartalmazza. 7. táblázat: A foszfor tartalom változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 1573 234 2799 102 P2O5 (mg/kg) középső áll. 2789 222 3153 676 végső áll. 2859 197 3289 588 A kálium tartalom esetében is növekedést tapasztaltunk. A nagyobb növekedést a zárt környezet esetében figyelhettük meg, a kezdeti 2173546 mg/kg értékről 4079822 mg/kg értékre nőtt, ez 188%-ra történő növekedést jelent. A nyitott környezetben a változás kisebb mértékű, a növekedés csupán 149%-os. Az adatokat a 8. táblázat tartalmazza. 8. táblázat: A kálium tartalom (K2O) változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 2173 546 2309 662 K2O (mg/kg) középső áll. 3993 834 2763 540 végső áll. 4079 822 3437 444 A humusztartalom változását a 9. táblázat tartalmazza. Mindkét környezeti feltétel mellett kismértékben növekedett a humusztartalom, amely a későbbi mezőgazdasági hasznosítás miatt kedvező változás.
9. táblázat: A humusz tartalom (H%) változása Zárt környezet Nyitott környezet (n=8) (n=8) Átlag Szórás Átlag Szórás kiind. áll. 27,7 6,18 29,4 4,50 H (%) középső áll. 27,4 4,91 30,4 5,14 végső áll. 27,7 4,39 31,4 4,96 A 10. táblázatban a humuszminőség változását mutatjuk be. A humuszminőséget jellemző humuszstabilitási szám mindkét környezeti feltétel mellett, mind a négy hullámhosszon növekedést mutatott, amely a humusz minőségének javulását, a komposzt érettségét jellemzi. 10. táblázat: A humusz minőség változása Zárt környezet Nyitott környezet Humusz minőség (Q): Átlag Szórás Átlag Szórás 400 nm: 1,148 0,469 1,485 0,398 480 nm: 1,508 0,647 1,928 0,595 kiindulási állapot: 540 nm: 1,832 0,939 2,483 0,798 670 nm: 2,347 1,565 3,355 1,195 400 nm: 1,076 0,507 2,256 0,702 480 nm: 1,536 0,920 3,033 0,910 köztes állapot: 540 nm: 1,953 1,226 4,013 1,353 670 nm: 4,090 3,153 5,160 2,180 400 nm: 1,242 0,497 2,750 0,790 480 nm: 1,596 0,922 3,466 0,915 végső állapot: 540 nm: 2,046 1,299 4,420 1,265 670 nm: 4,597 3,256 5,265 1,857 A 2-9. táblázatokban az n=8 a mérések számát jelenti. Összefoglalás A félüzemi szintű vermikomposztálás alatt meghatározott eredmények alapján megállapítható, hogy az általunk vizsgált kommunális szennyvíziszap vermikomposztálása a félüzemi körülmények között is megfelelően zajlott, ezt az alapvető fizikai és kémiai paraméterek (pl: hőmérséklet, humusz mennyiség és minőség) változásai is alátámasztották. A kísérleti munkánk alapján az alábbiakat állapíthatjuk meg: - az ipari szintű kísérleti periódusban a komposztálás megfelelően zajlott, - a sótartalom csökkent a komposztálás hatására, amely a későbbi mezőgazdasági felhasználás szempontjából kedvező, - a foszfortartalom jelentősen növekedett a kísérleti periódus alatt. Ez ellentétben áll a laboratóriumi kísérleti eredményeinkkel, laboratóriumi körülmények között foszfor csökkenést tapasztaltunk, - a kálium tartalom növekedését tapasztaltunk a kiindulási iszaphoz képest, ezen növekedés összhangban áll a laboratóriumi kísérleti eredményeinkkel, - az összes szerves anyagtartalom növekedett a vakmintákhoz képest mindkét környezeti feltétel mellett,
- a humusztartalom növekedett mindkét környezeti feltétel mellett. Kutatómunkánk PIAC13-1-2013-0143 projekt (Szigépszerk Kft.) azonosítójú projekt támogatta. Felhasznált irodalom Arancon, N.Q., Edwards, C. A., Lee, S., Byrne, R., 2006. Effects of humic acids from vermicomposts on plant growth. European Journal of Soil Biology 42, S65–S69. Hargitai L. (1988): A talaj szerves anyagának maghatározása és jellemzése. In: Buzás I. (szerk.): talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv2. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. David, P.P., Nelson, P.V., Sanders, D.C., 1994. A humic acid improves growth of tomato seedling in solution culture. J. Plant Nutr. 17 (1),173–184. Visvanathan, C., Trankler, J., Jospeh, K. and Nagendran, R. (Eds.) “Vermicomposting as an Eco-Tool in Sustainable Solid Waste Management,” Asian Institute of Technology, Annamalai University, Chidambaram, 2005. Dominguez, J., Edwards, C.A., Subler, S., 1997. A comparison of vermicomposting and composting. BioCycle 38 (4), 57–59. Atiyeh, R.M., Subler, S., Edwards, C.A., Bachman, G., Metzger, J.D., Shuster, W., 2000. Effect of vermicompost on plant growth in horticultural container media and soil. Pedo biologia 44, 579-590. Ndegwa, P.M., Thompson, S.A., 2001. Integrating composting and vermicomposting in the treatment and bioconversion of biosolids. Bioresour. Technol. 76 (2), 107–112. Loehr, R.C., Neuhauser, E.F., Malecki, M.R., 1985. Factors affecting the vermistabilization process. Water Res. 19(10), 1311-1317. Hong, S. W., Lee, J. S., Chung, K. S., 2011. Effect of enzyme producing microorganisms on the biomass of epigeic earthworms (eisenia fetida) in vermicompost Bioresource Technology 102, 6344–6347. Tomati, U., Grappelli, A., Galli, E., 1988. The hormone-like effect of earthworm casts on plant growth. Biol. Fertil. Soils 5, 288–294. Grapelli, A., Tomati, U., Galli, E., Vergari, B., 1985. Earthworm casting in plant propagation. HortScience 20, 874–876. Galli, E., Tomati, U., Grappelli, A., Di Lena, G., 1990. Effect of earthworm casts on protein synthesis in Agaricus-bisporus. Biol. Fertil. Soils 9, 290–291. Tichy, V., Phuong, H.K., 1975. On the character of biological effect of humic acids. Humus Planta 6, 379–382. Yadav, K.D., Tare, V., and Mansoor Ahammad, M., 2010. Vermicomposting of sourceseparated human faeces for nutrient recycling Waste Management 30, 50–56. Eastman, B.R., Kane, P.N., Edwards, C.A., Trytek, L., Gunadi, B., Stermer, L., Mobley, J.R., 2001. The effectiveness of vermiculture in human pathogen reduction for USEPA biosolids stabilization. Compost Sci. Utilization 9 (1), 38–49. Hait, S., Tare, V., 2011a. Vermistabilization of primary sewage sludge. Bioresour. Technol. 102, 2812-2820. Hait, S., Tare, V., 2011b. Optimizing vermistabilization of waste activated sludge using vermicompost as bulking material. Waste Manage. 31, 502-511. Liu, X., Hu, C., Zhang, S., 2005. Effects of earthworm activity on fertility and heavy metal bioavailability in sewage sludge. Environment International 31, 874 – 879.
Malley, C., Nair, J., Ho, G., 2006. Impact of heavy metals on enzymatic activity of substrate and on composting worms Eisenia fetida. Bioresource Technology 97 (2006) 1498– 1502. Wang, L., Zheng, Z., Zhang, Y., Chao, J., Gao, Y., Luo, X., Zhang, J., 2013. Biostabilization enhancement of heavy metals during the vermiremediation of sewage sludge with passivant. Journal of Hazardous Materials 244– 245 1– 9.
