ČIŠTĚNÍ ODPADNÍCH VOD, SANACE KONTAMINOVANÝCH PŮD Z POHLEDU METODY LCA Vladimír Kočí Ústav chemie ochrany prostředí, VŠCHT Praha, Technická 5, 166 28 Praha 6 e-mail:
[email protected] Úvod Cílem čištění odpadních vod, remediací kontaminovaných lokalit či nakládání s odpady ve smysl snižování jejich nebezpečností je snížit zátěž životního prostředí tím, že z těchto matric odstraníme nežádoucí škodlivé látky. Každá technologie sama o sobě ovšem také představuje určitou zátěž prostředí, a to nejen spotřebou provozních energií a paliv, ale í druhotnými emisemi škodlivých látek, jež vznikají pří jejich výrobě či distribucí. Žádná technologie není bezodpadová, položme si tedy otázku, zda lze porovnávat environmentální přínos získaný vyčištěním odpadních vod se zátěž prostředí, kterou proces čištění zákonitě vytváří, zda lze porovnávat přínosy vyčištění kontaminované lokality s dopady, jež představuje provoz daného zařízení. Kupříkladu metodický pokyn MŽP „Zásady zpracování studie proveditelnosti opatření pro nápravu závadného stavu kontaminovaných lokalit" [1] uvádí mezi primární kritéria výběru koncepce odstraňování starých ekologických zátěží zásadu absolutního snižování kontaminační zátěže životního prostředí. Mezi porovnávacími kritérii použitými pro hodnocení variant nápravných opatření je kritérium C) požadující celkovou konečnost efektu řešení z dlouhodobé perspektivy na lidské zdraví a složky životního prostředí na lokalitě a potenciálně dotčeném okolí. Je zde tedy kladen důraz na absolutní úroveň reziduálního rizika (byť je zde myšlena především redukce kontaminace samotného horninového prostředí ve srovnání s počátečním stavem). V kritériu F) jsou hodnoceny vlivy průběhu realizace nápravného opatření na komunitu v okolí, na životní prostředí, na pracovníky. Tyto výše zmíněné požadavky jsou odvozeny od koncepce trvalé udržitelnosti interakcí člověka a životního prostředí, přesto dosud v praxi nebyly aplikovány důsledně, tedy s ohledem na skutečné zlepšení a konečnost efektu řešení. V sanační praxi dosud nejsou zohledňovány druhotné environmentální dopady, spíše jsou upřednostňovány primární ekonomické stimuly. Vhodným analytickým nástrojem schopným porovnávat přínosy a na druhé straně škody provozem určitých technologií je metoda posuzování životního cyklu LCA. Posuzování dopadů životního cyklu Metoda posuzování životního cyklu produktů LCA slouží jako analytický nástroj vzájemného srovnávání environmentálních dopadů konkrétních výrobků, technologických postupů i služeb. Jedná se o hodnocení tak zvané od kolébky do hrobu, tudíž s ohledem na všechny související procesy získávání výchozích surovin, produkce využitých materiálů, výroby konkrétního produktu, jeho užívání i odstraňování. LCA je dynamicky se rozvíjející metoda představující mezioborovou disciplínu snoubící jak environmentální, technologické, sociální, tak í ekonomické aspekty interakcí lidských aktivit a životního prostředí. Ač se metodika LCA neustále vyvíjí a zlepšuje, opírá se o platné ISO normy, čímž vzniká předpoklad pro standardizaci LCA studií. Metoda LCA je standardizována v normách ČSN EN ISO 14040 [2] a ČSN EN ISO 14040 [3]. Metoda LCA ve své fází hodnocení dopadů životního cyklu používá různé kategorie dopadu. Některé jsou hodnoceny na úrovni tak zvaných indikátorů kategorií dopadu [4]. Indikátor kategorie dopadu je měřitelná veličina s jasně definovanými jednotkami, pomocí které sledujeme, jak silně se daná kategorie dopadu v důsledku lidského zásahu prohlubuje, rozvíjí, zhoršuje. Indikátor kategorie dopadu slouží k vyjádření schopnosti elementárních toků způsobovat nežádoucí účinky v životním prostředí. Každý indikátor kategorie dopadu se tedy svojí podstatou nachází v dopadovém řetězci (posloupností jevů vyvolaných emisí látky a končících poškozením prostředí) někde mezi výstupem z inventarizace (zaústěním elementárního toku do životního prostředí) a konkrétním projevem problému v životním prostředí (pozorovaným účinkem). Jako příklady indikátorů kategorií dopadu si uved'me procentuální pokles biologických druhů v zasažené lokalitě (kategorie dopadu biodiverzita) nebo produkce CFC11ekvivalentů (kategorie dopadu úbytek stratosférického ozónu). Indikátory kategorií dopadu jsou v principu dvojího druhu:
1) midpointový indikátor - indikátor na úrovni midpointu (angl. midpoint indicator); 2) endpointový indikátor — indikátor na úrovni endpointu (angl. endpoint indicator). Pro pochopení rozdílu mezi dvěma typy indikátorů kategorií dopadu je třeba si vysvětlit, co se v metodice LCA rozumí pod termíny midpoint a endpoint. V případě, že pro hodnocení škodlivosti daného elementárního toku neuvažujeme jeho osud v životním prostředí (biodegradaci, rozklad UV zářením, sorpci, zředění, interakce s jinými látkami a další), ale hodnotíme jeho potenciální škodlivost na základě jeho chemicko-fyzikálních či biologických vlastností, hodnotíme míru zasažení dané kategorie dopadu na úrovni označované termínem midpoint. Midpointový indikátor kategorie dopadu slouží jako měřítko škodlivých vlastností elementárních toků, tedy potenciálních schopností tuto kategorii dopadu zapříčiňovat. Typickým midpointovým indikátorem je například vyjadřování míry účinku skleníkových plynů na kategorii dopadu globální oteplování pomocí jejich schopnosti zadržovat v atmosféře energii. Přítomnost určitého elementárního toku (emise škodlivé látky) v prostředí může následně vyvolávat různé typy nepříznivých účinků. Chemicko - fyzikální děje zapříčiněné elementárním tokem obvykle na sebe navazují v řetězci jednotlivých kroků vedoucích až ke konkrétnímu pozorovatelnému poškození prostředí, ke konečnému měřitelnému účinku označovanému termínem endpoint. Endpointový indikátor kategorie dopadu je měřitelná nebo vyčíslitelná (například í ekonomicky) hodnota určitého jevu, jež byl v prostředí vyvolán přítomností elementárního toku (emisí škodlivé látky). Jelikož můžeme často pozorovat v prostředí různé účinky určitého elementárního toku, můžeme je tudíž také hodnotit na základě různých endpointů. Jako příklady si můžeme uvést endpointy kategorie dopadu klimatické změny, kdy pozorovaným účinkem klimatických změn je například zvyšování průměrné teploty atmosféry, zvyšování hladiny světového oceánu, změna délky vegetačních období, geografický rozsah výskytu zvolených živočišných či rostlinných druhů, zvýšení úmrtnosti lidí v důsledku zvětšení rozlohy malarických oblastí a podobně. Dopadový řetězec začíná bodem, kdy elementární tok překročí hranice produktového systému — uvolní se do prostředí. V životním prostředí dále nastávají dílčí děje, vedoucí až ke konečným účinkům. Přibližme si takový dopadový řetězec na příkladu kategorie dopadu acidifikace. Kyselinotvorná látka emitovaná do prostředí je v tomto případě primární příčinou problému. Její schopnost působit kysele můžeme použít pro vyjádření jejího environmentálního dopadu na úrovni midpointu. Přítomností kyselé látky v prostředí však její škodlivý účinek nekončí. Následkem přítomnosti kyselinotvorných látek v prostředí je nejprve pokles pufrační kapacity vody, následuje pokles pH vodního tělesa. To může vést k úbytku biologických druhů v zasažené lokalitě. Dalším následkem poklesu pH pod určitou mez (pH 4) může být vyluhování hliníku z hlinitokřemičitanů, což vede ke zvýšení toxicity prostředí zvýšenou koncentrací hlinitých iontů. Dalším následkem může být úhyn rybí obsádky či pokles finančních zisků z obhospodařovaných oblastí či snížení rekreační využitelnosti místa. Tyto a další projevy nepříznivého působení mohou být měřítkem, jak moc je daná kategorie dopadu zasažena, a mohou být použity jako indikátory kategorie dopadu. Jak vyplývá z uvedeného příkladu, mohou být environmentální dopady určitého elementárního toku různé podstaty: chemicko — fyzikální, toxikologické, ekologické, biologické, ekonomické, kulturně - historické či sociální Z tohoto důvodu mají odpovídající spektrum, co se své podstaty týče, i jednotlivé indikátory kategorií dopadu. Princip hodnocení dopadů spočívá v převedení výstupů z inventarizace, tedy elementárních toků, na hodnoty popisující míru rozvoje jednotlivých kategorií dopadu, na indikátory kategorií dopadu. Prvním krokem hodnocení dopadů životního cyklu (LCIA — Life Cycle Impact Assessment) je klasifikace, tedy přiřazení všech elementárních toků obsažených v ekovektoru produktového systému jednotlivým kategoriím dopadu. Klasifikací je například označení emise chlorovodíku za acidifikující látku. Jestliže jsme všechny elementární toky klasifikovali, došlo k seskupení jednotlivých elementárních toků do skupin podílejících se na rozvoji společných kategorií dopadu. Po klasifikaci následuje charakterizace. Jedná se o vyčíslení míry, jak silně se dané elementární toky podílejí na rozvoji té které kategorie dopadu. Míru zásahu všech elementárních toků do určité kategorie dopadu vyčíslujeme jako výsledek indikátoru kategorie dopadu. Provedením klasifikace a charakterizace jsme z rozsáhlého ekovektoru produktu
shrnujícího hmotnostní či energetické toky desítek až tisíců různých emisí získali přehlednou tabulku vyjadřující míru zásahu produktového systému na zvolenou skupinu kategorií dopadu. Aby bylo možné vzájemně porovnat míru zásahu do různých kategorií dopadu, je třeba získané výsledky zásahu do jednotlivých kategorií dopadu normalizovat. Normalizace je převedení výsledků indikátorů kategorií dopadu na bezrozměrná čísla, obvykle vyjádřením jaký podíl z celkové škody v dané kategorii dopadu způsobené celosvětově či regionálně představuje námi posuzovaný systém. Jedná se tedy o vzájemné srovnávání významnosti zásahů do různých kategorií dopadu. V případě potřeby vyjádřit zásahy do kategorií dopadu pomocí dalších hodnotových hledisek, například ekonomicky či s ohledem na plánované emisní limity v budoucnosti, se provádí tak zvané vážení výsledků indikátorů kategorií dopadu. Podívejme se nyní, jak nám můžou nástroje metody LCA, zejména její fáze hodnocení dopadů životního cyklu LCIA pomoci hledat odpovědi na otázky, zda zásahy jako čištění odpadních vod či sanace kontaminovaných ploch představují reálný přínos pro životní prostředí a jak tento přínos kvantifikovat. LCA čištění odpadních vod Smyslem provozování čistíren odpadních vod je snaha po ochraně recipientu. Nepochybujeme o tom, že ČOV významně přispívají k ochraně kvality povrchových vod. Na základě zkušeností s LCA ČOV v okrese Praha — Západ však víme, že environmentální přínos různých ČOV (ač všechny odstraňují nežádoucí látky na předepsané limity) je různý. Některé ČOV pro dosažení cílových limitů spotřebují větší množství energie či chemikálií. Produkce energií a potřebných chemikálií rovněž představuje zátěž pro prostředí. Pomocí metody LCA je možné tyto sekundární dopady kvantifikovat. Podívejme se, jak lze výstupy LCA provedené na ČOV Mělník interpretovat se znalostí midpointového a endpointového přístupu LCA. Zaměřme se nejprve na výstupy z midpointové metodiky CML, jejíž výsledky indikátorů kategorií dopadu jsou shrnuty v tabulce 1, a normalizované výsledky jsou v tabulce 2. Vzhledem ke skutečnosti, že nebyly dosud do studie zahrnuty jiné, než běžně monitorované látky obsažené ve splaškových vodách přitékajících na ČOV a ve vodách z ČOV vypouštěných, byla hlavním environmentálním dopadem přitékající vody pouze kategorie dopadu eutrofizace (to je problém — viz shrnutí na závěr). Ve vypouštěné vodě z ČOV jsou stanovovány i další parametry (Hg, Cd, AOX), které mají vztah ke kategoriím dopadu ekotoxicita a humánní toxicita. Bylo tedy možné zahrnout i tyto kategorie dopadu do hodnocení. Ačkoli je tedy na vstupu do ČOV hodnocena pouze kategorie dopadu eutrofizace, lze na základě normalizovaných výsledků konstatovat, že ČOV snižuje environmentální dopad z původní hodnoty 100 % na hodnotu 7 %. Z tohoto pohledu (voda na vstupu — voda na výstupu) tedy účinnost čistírny ve snižování environmentálních dopadů byla 93 %. Jestliže ovšem do výpočtu účinnosti ČOV zahrneme i její provozní náklady (emise spojené s výrobou elektrické energie a flokulantů) představující 29 % původních dopadů, získáme celkovou účinnost ČOV o hodnotě 64 %. Ačkoli tedy došlo k vyčištění splaškových vod na hodnoty odpovídající předepsaným limitům, dochází k zlepšení celkových environmentálních dopadů provozu ČOV o 64 %. Dalším zajímavým parametrem úspěšnosti provozu ČOV je poměr přínos/dopad B/I (benefit/impact), vyjadřující jak velký environmentální přínos provoz poskytuje ve srovnání s vlastními environmentálními dopady. Čím je hodnota B/I vyšší, tím účinněji ČOV snižuje reálné environmentální dopady. Tabulka 1 Výsledky indikátorů kategorií dopadu metodiky LCIA CML 2001 Výsledek indikátoru kategorie dopadu Odpadní voda Provoz ČOV Abiotické suroviny (ADP) [kg Sb- eq] 0 3672 Acidifikace (AP) [kg SO2- eq] 0 16557 Eutrofizace (EP) [kg PO43-- eq] 106363 242 Ekotoxicita sladkovodní (FAETP inf.) [kg DCB- eq] 0 903 Globální oteplování (GWP 100) [kg CO2- eq] 0 709439* Humánní toxicita (HTP inf.) [kg DCB- eq] 0 62219 Úbytek stratosférického ozónu (ODP inf.) [kg CFC11- eq]0 0,0912 Tvorba fotooxidantů (POCP) [kg C2H4 - eq] 0 816 Ekotoxicita terestrická (TETP inf) [kg DCB- eq] 0 1638 Pozn.: * Hodnota je korigovaná o vstupy CO2-eq DCB — 1,4 dichlorbenzen
Vyčištěná voda 0 0 6702 3210 0 2666 0 0 1739
Tabulka 2 Normalizované výsledky indikátorů kategorií dopadu metodiky LCIA CML 2001. Normalizace byla provedena pro členské země EU 25+3. Výsledek indikátoru kategorie dopadu Abiotické suroviny (ADP) Acidifikace (AP) Eutrofizace (EP) Ekotoxicita sladkovodní (FAETP inf.) Globální oteplování (GWP 100) Humánní toxicita (HTP inf.) Úbytek stratosférického ozónu (ODP inf.) Tvorba fotooxidantů (POCP) Ekotoxicita terestrická (TETP inf.) Suma normalizovaných výsledků indikátorů kategorií dopadu % původních environmentálních dopadů Účinnost snížení environmentálních dopadů odpadních vod se započtením provozu ČOV B/I Pozn.: * Hodnota je korigovaná o vstupy CO2-eq
Odpadní voda 0 0 5,75E-06 0 0 0 0 0 0 5,75E-06 100 64
Provoz ČOV 2,17E-07 9,86E-07 1,31E-08 1,76E-09 1,36E-07 * 6,16E-09 1,19E-08 3,07E-07 1,41E-08 1,69E-06 29
Vyčištěná voda 0 0 3,62E-07 6,27E-09 0 2,64E-10 0 0 1,50E-08 3,84E-07 7
3,2
Výsledky hodnocení dopadů metodikou EDIP 2003 (tabulka 3) jsou ve srovnání s CML zaměřeny více na konkrétní pozorované účinky emisí látek do prostředí. Jedná se o kombinovanou midpointovou i endpointovou metodiku. Metodika však nezahrnuje kategorie dopadu humánní toxicita a ekotoxicita látek vypouštěných do vod a půd. Uvedené výsledky tedy podhodnocují environmentální dopady v těchto oblastech, a tudíž zvyšují účinnost zlepšování environmentálních dopadů provozem ČOV. Účinnost odstraňování environmentálních dopadů, jak je uvedeno v tabulce 4, je tedy hodnocena pouze poklesem eutrofizace, to pak má hodnotu 88 %, nebo poklesem eutrofizace se započtením environmentálních dopadů výroby elektrické energie a flokulantů, to pak lze celkovou účinnost snížení environmentálních dopadů ČOV vyjádřit hodnotou 85 %. Tabulka 3 Výsledky indikátorů kategorií dopadu metodiky LCIA EDIP 2003 Výsledek indikátoru kategorie dopadu Odpadní voda Provoz ČOV Acidifikace [m2 UES] 0 298269 Eutrofizace akvatická [kg NO3-eq] 521312 766 Globální oteplování [kg CO2-eq] 0 710257* Fotooxidanty - lidské zdraví a materiály 0 0,249 [pers*ppm*hours] Fotooxidanty - vegetace [m2UES*ppm*hours] 0 3636983 Úbytek stratosférického ozónu [kg R11-Equiv.] 0 0,0913 Eutrofizace terestrická [m2 UES] 0 44766 Pozn.: * Hodnota je korigovaná o vstupy CO2-eq UES — Un rotected Ecosystem
Vyčištěná voda 0 63289 0 0 0 0 0
Tabulka 4 Normalizované výsledky indikátorů kategorií dopadu metodiky LCIA EDIP 2003. Normalizace byla provedena pro členské země EU 25+3. Výsledek indikátoru kategorie dopadu Acidifikace Eutrofizace akvatická Globální oteplování Fotooxidanty - lidské zdraví a materiály Fotooxidanty - vegetace
Odpadní voda 0 8988 0 0 0
Provoz ČOV 136 13 82 * 0,025 26
Vyčištěná voda 0 1091 0 0 0
Úbytek stratosférického ozónu Eutrofizace terestrická Suma normalizovaných výsledků % původních environmentálních dopadů Účinnost snížení environmentálních dopadů se započtením provozu ČOV B/I Pozn.: * Hodnota je korigovaná o vstupy CO2-eq
0 0 8988 100 85 %
0,887 21 279 3
0 0 1091 12
28,3
Metodika UBP, tak zvaný Ekofaktor, je metodika vyjadřující environmentální dopady jako míru naplnění či nenaplnění legislativně přijatých limitů. Jedná se tedy o endpointovou metodiku zaměřenou na ekonomicko-hospodářskou formu environmentálních dopadů. Environmentální zátěž je zde vyjadřována jako body environmentálního zatížení (UBP). Výsledky indikátorů kategorie dopadu uvedené v tabulce 5 jsou tedy již normalizované a lze je sčítat. Účinnost ČOV s ohledem na vstupy — výstupy je tedy hodnocena jako 92% a se započítáním environmentálních dopadů provozu ČOV jako 89%. Tabulka 5 Výstupy charakterizačního modelu UBP Výsledek indikátoru kategorie dopadu UBP vstupy UBP výstupy Suma UBP % původních environmentálních dopadů Účinnost snížení environmentálních dopadů se započtením provozu ČOV B/I
Odpadní voda 0 36363628743 36363628743 100 89 %
Provoz ČOV 11189871 1110500004 1121689875 3
Vyčištěná voda 0 3015293172 3015293172 8
29,7
Námi získané účinnosti provozu ČOV jsou vzhledem k přijatým zjednodušením (neuvažujeme stavbu ČOV — to je v souladu se strategií EPD; nezahrnuté kalové hospodářství — to je problém — bude dopracováno) vyšší, než by byly po rozšíření studie včetně těchto bodů, neboť všechny tyto další provozy již jen zvyšují zátěž prostředí, již můžeme přičíst na vrub provozu čištění odpadních vod. Získané hodnoty je třeba vnímat jako orientační. Důležité je zjištění, že se jedná o reálná a „rozumná“ čísla. Rozpracování studií LCA do větší podrobnosti bude v budoucnu naším cílem. Na základě těchto předběžných výsledků je však zřejmé, že tento přístup je smysluplný a může ukázat na místa, kde by bylo možné zvýšit environmentální přínosy ČOV. Aplikace metody LCA v oblasti čištění odpadních vod nám může poskytnout následující poznatky. Účinnost čištění odpadních vod s ohledem na snižování environmentálních dopadů vypouštěných vod nemusí být sledována pouze s ohledem na rozdíl v koncentracích nežádoucích látek na vstupu a na výstupu z ČOV. I takové ČOV, které splňují limity koncentrací nežádoucích látek na výstupu, mohou mít různou (environmentální) účinnost provozu a jiný poměr B/I, jenž umožňuje vzájemně porovnávat i ČOV s různě nastavenými limity na vypouštěné látky. To dokládá různá hodnota účinnosti zvolených metodik LCIA. Metoda UBP zaměřená na soulady s legislativními cílovými hodnotami vykazuje vyšší účinnost, než metoda CML založena na hodnocení přírodních zákonitostí. Není to poprvé a asi ani naposledy, kdy legislativní cílové limity nemusí důsledně odrážet potřeby životního prostředí. Na tomto místě je třeba upozornit na skutečnost, že námi prezentované výsledky jsou nezávislé na volbě limitních hodnot vypouštěných látek do recipientu. Naším konceptem je totiž hodnocen pouze environmentální přínos získaný odstraněním určitého množství škodlivých látek s environmentální zátěží, kterou proces čištění představuje svým provozem. LCA sanačních a dekontaminačních prací Sanace kontaminovaných území je realizována za účelem „vyčištění" životního prostředí na lokální úrovni. Samotný provoz technologického procesu sanace je však svázán s produkcí nežádoucích dopadů na lokální regionální či globální úrovni. Smyslem realizace sanačního zásahu je snížit kontaminaci na lokální úrovni a tím zvýšit kvalitu životního prostředí. Kontaminanty přítomné v půdní matrici mohou představovat riziko
pro půdní a další ekosystémy nebo mohou následně ohrožovat i člověka, a to bud' přímou expozicí nebo potravním řetězcem. Kontaminanty v půdní matrici tedy představují příspěvek k problémům (označovaným jako kategorie dopadu) ekotoxicity a humánní toxicity, eventuálně kvalita ekosystémů a lidské zdraví - to závisí na tom, zda nás zajímá midpointová nebo endpointová úroveň environmentálního dopadu. Realizace sanačního zásahu nepochybně vede ke snížení problému v uvedených kategoriích dopadu. Provozem sanačních technologií jsou ovšem spotřebovávány suroviny a energie, jejichž výroba rovněž představuje zásah do životního prostředí. Rovněž provoz sanačního zařízení produkuje nikoli nevýznamná množství emisí do prostředí, a to například bud' přímou spotřebou pohonných hmot, nebo přeneseně v důsledku spotřeby elektrické energie. Sanační zásahy tedy přispívají k rozvoji jiných kategorií dopadu jako je úbytek surovin, produkce fotooxidantů, globální oteplování, využívání krajiny, hluk a další. Aplikace LCA pro účely dekontaminace byla studována v několika studiích [5] [6] [7] Ze zahraničních zkušeností vyplývá [8], že hlavní podíl na celkových environmentálních dopadech provozu sanačních technologií mají dopady spojené s výrobou a distribucí spotřebované elektrické energie. Provokativní otázku „Nebylo by lepší nesanovat a vyvarovat se druhotným environmentálním dopadům způsobených samotnou sanací?“ si položili již Diamond [5], Vignes [9] a Owens [10]. Je zřejmé, že sanační zásahy obvykle představují zlepšení kvality životního prostředí na lokální úrovni. Nemusí tomu však být vždy (produkce těkavých látek, NOx z dopravy atd.), a rozhodně to neplatí vždy na úrovni regionální a globální Za globální kategorie dopadu (problémy ŽP) považujeme globální oteplování, úbytek stratosférického ozónu a úbytek surovin. Regionálními kategoriemi dopadu jsou obvykle rozuměny acidifikace a eutrofizace. Mezi lokální kategorie dopadu řadíme ekotoxicitu, humánní toxicitu, tvorbu fotooxidantů, biodiverzitu a hluk. Hodnocení úspěšnosti sanačního zásahu pouze s ohledem na pokles množství kontaminantu je úzkozraké a vede k nesprávnému hodnocení efektivností vynaložených prostředků na sanaci. Z konkrétních sanačních zásahů, na které byly vypracovány studie LCA, například vyplynulo, že neprovedení žádné sanační akce bude mít stejné environmentální dopady jako použití energeticky náročné termické desorpce [7]. Jedná se pochopitelně o konkrétní případ na konkrétní lokalitě. Podobné zkušenosti ovšem vedou k požadavku konkrétního hodnocení daného sanačního zásahu s ohledem na místní specifika. Realizace sanačního zásahu je vždy velmi nákladná investice. To samo o sobě vede k otázce, zda vynaložené finanční prostředky vedly k reálnému zlepšení stavu životního prostředí. Vyčíslení ekonomického benefitu realizace sanačního zásahu bude vždy nedokonalé, dokud nebudeme mít jasně definovaná pravidla jak ekonomickými nástroji oceňovat životní prostředí a dokud nebudeme schopni ekonomicky vyčíslit význam zhoršování jednotlivých kategorií dopadu. Pro komparativní studie finančních nákladů sanačních zásahů s ohledem na získané environmentální benefity může být použita rozšířená varianty metody LCA, tak zvané posuzování nákladů životního cyklu - Life Cycle Costing, LCC. Hodnocení úspěšnosti sanačního zásahu je poměrně diskutabilní záležitostí. To, jestli byl z dané lokality odstraněn primární kontaminant, nemusí představovat jednoznačný environmentální přínos, neboť mohou při sanačním zásahu vznikat sekundární polutanty (produkty rozkladu), nebo mohou být do prostředí uvolňovány jiné nežádoucí látky (kyselé odpady, fotooxidanty, skleníkové plyny atd). Využitím LCA v sanačních prací bude možné odpovědět na otázku, zda úbytek odstraňovaného kontaminantu z kontaminované lokality nebyl náhodou vykoupen zatížením životního prostředí v jiné oblasti. Jako další přínosy aplikace LCA v sanačních pracích lze uvést: a. Vyšší tlak na provádění kvalitního předsanačního průzkumu. b. Použití LCA vede k prospektivnímu náhledu na hodnocení účinnosti, nejedná se pouze o pasívní retrospektivní hodnocení, jak byla sanace úspěšná. c. Volba environmentálně šetrnější technologie. Koncepční nástroj optimalizace volby sanační technologie pro danou lokalitu a typ a množství kontaminace. Vhodné jako součást studie proveditelnosti. d. Definování sanačních limitů s ohledem na všechny kategorie dopadu (v určitém bodě sanace může být vhodnější sanaci ukončit a neprodukovat jinou zátěž prostředí). Koncepční nástroj určování a aktualizace sanačních limitů sanačních prací. Každý sanační zásah nejprve poměrně rychle snižuje koncentraci nežádoucí látky v prostředí či zemině. S postupem času však výtěžnost nežádoucí látky klesá, provozní náklady ovšem představují kontinuální produkci látek zatěžujících životní
prostředí. Použití LCA v sanačních technologiích dokáže určit okamžik, kdy další postup v sanaci přinese větší zatížení prostředí v důsledku procesních emisí, než bude přínos pro životní prostředí tím, že se odstraní část polutantů. Tento přístup hledání optimálního bodu ukončení sanačních prací může vést k úsporám v dopadech na životním prostředí, může však být rovněž zneužit (!). e. Rozšíření LCA o oblast ekonomickou (LCC) umožní zhodnocení ekonomického využití vložených či plánovaných prostředků. Závěr Ukázalo se, že koncepce použití LCA pro čistírny odpadních vod a pro sanace environmentálních zátěží smysl má a může být nejen vhodným nástrojem volby optimalizace provozu těchto technologií či pro jejích uvažované inovace, ale může sloužit i jako doplňkový nástroj volby limitních hodnot látek vypouštěných do recipientu, či sanačních limitů. Rozpracování LCA studií pro systémy čištění odpadních vod a pro sanace kontaminovaných lokalit je metodicky k dispozici. LCA může být nástroj identifikace, zda zpřísnění určitého limitu (koncentrace látek ve vypouštěné vodě — např. fosforu; snížení sanačního limitu), jež vyžaduje určitou změnu v technologii (například u ČOV zvýšení množství flokulantu k nadstechiometrickým poměrům) nevede v důsledku sekundárních dopadů k nežádoucím zásahům do jiných kategorií dopadu a tudíž v nejhorším případě i k horší situaci v životním prostředí (ne pouze v recipientu), než by byla při zachování vyšší limitní hodnoty. Tuto možnou aplikaci LCA je však ještě nutno výzkumně dopracovat a ověřit. V případě špatného uchopení by toto mohl být nebezpečný nástroj vedoucí k systematickému (či záměrnému) zhoršování stavu povrchových vod či půdních ekosystémů. Mějme na paměti, že ne každý sanační zásah představuje přínos pro životní prostředí a lidské zdraví a to i v případě, že došlo k výraznému snížení množství kontaminantů. V případě, že je naším cílem absolutní snižování kontaminační zátěže životního prostředí, jak je to požadováno v metodickém pokynu MŽP, musí nás zajímat i environmentální dopady spojené s provozem sanační technologie. Energetická a palivová náročnost sanačního zásahu může představovat významné kritérium pro volbu sanačního postupu či logistického uspořádání sanačních prací. Analytickým nástrojem vhodným k identifikaci operací s největšími environmentálními dopady a operací, kde by bylo možné tyto dopady snížit je vhodná aplikace metody posuzování životního cyklu — LCA. Hlavním nedostatkem pro používání LCA v diskutovaných oblastech je v současnosti neúplný monitoring stavu odpadních vod či kontaminovaných ploch před a po technologickém zásahu. Monitorovány jsou pouze legislativně předepsané látky. V odpadních vodách je nadto monitorován u celé řady látek (např. kovů) stav pouze na výtoku z ČOV. Důsledkem toho je v LCA podhodnocování přínosu ČOV, neboť část těchto látek je díky ČOV odstraněna, není však zahrnuta do bilance benefitů provozu ČOV. V případě aplikace LCA pro sanace kontaminovaných lokalit může být nedostatečně provedený předsanační průzkum. Pro studie LCA dostupná data ne vždy odrážejí reálný předsanační stav lokalit. Toto je všem nedostatek, který se již netýká samotné aplikace LCA pro tyto účely. Cílem tohoto příspěvku bylo na příkladu aplikace metody LCA pro specifické technologické provozy ukázat, že sledovat, zda ve snaze pomoci životnímu prostředí provozem určité technologie nevytloukáme klín klínem a nepřenášíme problémy z místa na místo, smysl má a je například pomocí LCA metodicky k dispozici. Poděkování Práce vznikla s laskavou finanční podporou Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy grantem MSM 6046137308 a dále díky podpoře z fondu NPVII MŠMT „Koncepty integrovaných systémů pro optimalizaci nakládání se směsnými komunálními odpady preferující moderní principy EU a jejich posouzení metodou LCA“. Použitá literatura [1] Metodický pokyn MŽP: Zásady zpracování studie proveditelnosti opatření pro nápravu závadného stavu kontaminovaných lokalit, Věstník MŽP 007-8/2007, Ministerstvo životního prostředí ČR, Praha 2007
[2] ČSN EN ISO 14040 Environmentální management — Posuzování životního cyklu — Zásady a osnova, ČNI 2006 [3] ČSN EN ISO 14044 Environmentální management — Posuzování životního cyklu — Požadavky a směrnice, ČNI 2006 [4] Kočí, V.: Posuzování životního cyklu. Vodní zdroje Ekomonitor, Chrudim 2009 [5] Toffoletto, L.; Deschénes, L.; Samson, R.: LCA of Ex-Situ Bioremediation of Diesel-Contaminated Soil. International Journal of LCA, Vol. 6, 2005, 406 — 416 [6] Page, C.A., Diamond, M.L., Campbell, M., and McKenna, S. 1999. Life-cycle framework for assessment of site remediation options: case study. Environ. Tox. Chem. 18, 801-810 [7] Diamond, M.L., Page, C.A., Campbell, M., McKenna, S., and Lall, R. 1999. Life-cycle framework for assessment of site remediation options: method and generic survey. Environ. Tox. Chem. 18, 788-800 [8] Suér, P., Nilsson-Půledal, S., Norman, J.: LCA for Site Remediation: A Literature Review. Soil and Sediment Contamination, Taylor & Francis, 2004, pp. 415 — 425 [9] Vignes, R. 1999. Limited life cycle analysis: a tool for the environmental decision-making toolbox. Strategie Environ Manage 1, 297-332 [10] Owens, J.W. 1997. Life-cycle assessment in relation to risk assessment: an evolving perspective. Risk Anal. 17, 359-365
