MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA
BAKALÁŘSKÁ PRÁCE
Brno 2011
Marek Šudoma
MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA CENTRUM PRO VÝZKUM TOXICKÝCH LÁTEK V PROSTŘEDÍ
VYUŽITÍ KONTAKTNÍCH TESTŮ PŘI HODNOCENÍ EKOTOXICITY KALŮ A KOMPOSTŮ Vedoucí práce: Mgr. Jana Vašíčková
Marek Šudoma Bakalářská práce
Brno, Česká republika, rok 2011
2
Poděkování: Rád bych na tomto místě poděkoval za odbornou pomoc a podporu vedoucí mé práce Mgr. Janě Vašíčkové, doc. RNDr. Jakubu Hofmanovi Ph.D. za cenné rady a Bc. Blance Maňákové za poskytnutí vzorků pro testování.
Prohlášení Prohlašuji, že jsem svou bakalářskou práci napsal samostatně a výhradně s použitím citovaných pramenů. V Brně dne 9. června 2011 ……………………….…... Marek Šudoma 3
Abstrakt Práce je zaměřena jednak na teoretické zhodnocení používání kompostů a kalů jako prostředků obohacující půdu a jednak jejich praktické hodnocení pomocí ekotoxikologických biotestů. V práci jsou popsána environmentální rizika, která s sebou aplikace fertilizérů přináší, a metody jejich minimalizace. Pro stanovení ekotoxicity byly vybrány tři kontaktní testy. Pomocí nich bylo prakticky posouzeno další využití kalu silně kontaminovaného arsenem. Jednalo se o testy s E. crypticus, F. candida a L. sativa. Klíčová slova: Kompost, kompostování, vermikompostování, kal, odpad, toxicita, ekotoxicita, kontaktní testy, biodostupnost
Abstract
This thesis is aimed at theoretical evaluation of composts and sludges as soil conditioners and their practical evaluation by ecotoxicological bioassays. Within the thesis, there are described environmental risks that usage of fertilizers brings with and techniques of their minimalization. As one of the ekotoxicological assessment method three contact tests were selected. Sludge contaminated by arsenic was studied by those tools. The following three tests were used E. crypticus, F. candida and L. sativa.
Key words: Compost, composting, vermicomposting, sludge, waste, toxicity, ekotoxicity, contact bioassays, bioavailability
4
Obsah Teoretická část _________________________________________________ 7 1. Úvod a cíl práce.............................................................................................................. 7 2. Půdní ekotoxikologie ..................................................................................................... 9 2.1.
Úvod do půdní ekotoxikologie .............................................................................. 9
2.2.
Stanovení (eko)toxicity ......................................................................................... 9
2.3.
Půdní biotesty...................................................................................................... 10
2.4.
Půdní biotesty v legislativě ČR ........................................................................... 12
3. Kaly ČOV ..................................................................................................................... 14 3.1.
Vznik kalů ČOV.................................................................................................. 14
3.2.
Úpravy a využití kalů .......................................................................................... 16
3.2.1.Primární metody úpravy kalů: ................................................................................ 16 3.2.2.Sekundární metody úpravy kalů ............................................................................. 18 3.3.
Kaly v legislativě ČR .......................................................................................... 19
4. Kompostování .............................................................................................................. 22 4.1.
Charakteristika procesu ....................................................................................... 22
4.2.
Legislativa kompostování ................................................................................... 24
5. Vermikompostování .................................................................................................... 25 5.1.
Charakteristika procesu ....................................................................................... 25
5.2.
Vlastnosti vermikompostu .................................................................................. 26
6. Hodnocení vlivu kompostování na toxicitu a biodostupnost kontaminantů .......... 27 6.1.
Vliv kompostování na osud kontaminantů.......................................................... 27
6.2.
Hodnocení ekotoxicity kontaminantů v kompostech a kalech............................ 28
Experimentální část ____________________________________________ 31 7. Testovaný materiál ...................................................................................................... 32 7.1.
Kompostovaný kal (varianty K5 a K10) ............................................................. 32
7.2.
Kal smísený s půdou (varianty PA1, PA2, PA3, PA4) ....................................... 33
8. Příprava vzorků ........................................................................................................... 34 9. Test ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus ....................................................... 35 9.1.
Přístroje a pomůcky, chemikálie ......................................................................... 35
9.2.
Charakteristika testovacího organismu ............................................................... 35
9.3.
Aklimatizace roupic před zahájením testu .......................................................... 36 5
9.4.
Postup testu ......................................................................................................... 36
9.5.
Podmínky testu.................................................................................................... 37
9.6.
Validita testu ....................................................................................................... 38
10. Test ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida ................................................ 39 10.1.
Přístroje a pomůcky, chemikálie ......................................................................... 39
10.2.
Charakteristika testovacího organismu ............................................................... 39
10.3.
Laboratorní chov F. candida............................................................................... 40
10.4.
Synchronizace chovu .......................................................................................... 40
10.5.
Postup testu ......................................................................................................... 41
10.6.
Podmínky testu.................................................................................................... 42
10.7.
Validita testu ....................................................................................................... 42
11. Test ekotoxicity se salátem Lactuca sativa ................................................................. 43 11.1.
Přístroje a pomůcky, chemikálie ......................................................................... 43
11.2.
Postup testu ......................................................................................................... 43
11.3.
Podmínky testu.................................................................................................... 44
11.4.
Validita testu ....................................................................................................... 44
12. Výsledky ....................................................................................................................... 45 12.1.
Výsledky testu s Enchytraeus crypticus.............................................................. 45
12.2.
Výsledky testu s Folsomia candida .................................................................... 48
12.3.
Výsledky testu s Lactuca sativa .......................................................................... 50
13. Diskuze .......................................................................................................................... 53 Závěr ................................................................................................................................... 55 Zkratky ............................................................................................................................... 56 Literatura ........................................................................................................................... 57
6
Teoretická část 1. Úvod a cíl práce Vysoká míra urbanizace jako důsledek ekonomického rozvoje vede k produkci ohromného množství odpadů a přináší tak vážné environmentální problémy s jejich nakládáním (Khwairakpam & Bhargava, 2009). Vlivem lidské činnosti je na odpady přeměněna většina nedostatkových surovin. Proto je nutné jednak předcházet a omezovat jejich vznik, zabraňovat zbytečnému plýtvání a také podporovat snahu o recyklaci a další využití (Váňa, 1997). V současné době je jedním z hlavních témat této problematiky recyklace některých prvků či sloučenin obsažených v odpadních vodách. V procesu klasického čistírenského postupu se většina z přivedeného znečištění v odpadních vodách převádí do kalů. Kaly představují přibližně 1-2% objemu čištěných vod, je v nich však kumulováno 50-80% původního znečištění (Kutil & Dohányos, 2011). Úprava a využívání
kalů
produkovaných
během
zpracování
odpadních
vod
jsou
jedním
z nejkritičtějších environmentálních problémů. Kaly jsou různorodou suspenzí anorganických a organických látek, jsou zdrojem jak organické hmoty, základních živin a stopových prvků, tak i rizikových prvků, nebezpečných organických sloučenin a mikroorganismů (Kubík, 2009). Proto jsou podle zákona o odpadech (č. 185/2001 Sb.) klasifikovány jako nebezpečný odpad. Na druhou stranu jsou kaly vzhledem k vysokému obsahu živin často používány pro zemědělské účely jako hnojiva. Použití městských odpadů pro obohacení půdy je užitečnou cestou, jak naložit s odpadem jakým je právě splaškový kal. Nicméně je potřeba věnovat pozornost jejich využívání, jelikož mohou mít i výrazné negativní vlivy na půdu a rostliny (Garcia et al., 1995). Podle vyhlášky 382/2001 Sb. o podmínkách použití upravených kalů na zemědělské půdě mohou být použity pouze kaly vyhovující mezním hodnotám obsahu rizikových prvků a látek (těžké kovy, AOX, PCB) s ohledem na kategorii cílové půdy. Zde jsou dále stanoveny i limity pro mikrobiologické znečištění. Z tohoto důvodu jsou aplikovány technologie úpravy a zpracování kalu, které ho zpracují ve stabilizovaný materiál, předurčený svými vlastnostmi přímo k dalšímu využití v zemědělství (Lyčková, 2009). Mezi využitelné scénáře zpracování kalu patří kompostování. Úprava kompostováním může mít za následek fyzikální, chemické a biologické reakce, které mohou vést ke změnám 7
pH, mineralizace organické frakce či tvorbě humusových látek. Tyto změny mohou ovlivnit dostupnost těžkých kovů a jejich fixaci v kompostovaném kalu (Liu et al., 2007). Biologická dostupnost těžkých kovů není v přímé korelaci s jejich celkovou koncentrací v kalu či půdě. Je dána hlavně půdními vlastnostmi (Kubík, 2009). Pro zhodnocení rizika, které kontaminanty představují, je nutné analytické výsledky doplnit ekotoxikologickým testováním, při kterém jsou živé organismy vystaveny toxickému vlivu přímo. Tímto způsobem je možné získat informace o reálných efektech na sledované populace a extrapolovat je na další složky ekosystému. Nejčastěji se pro hodnocení ekotoxicity pevných matric používají testy kontaktní a výluhové. Výhoda kontaktních testů oproti výluhovým spočívá v zahrnutí efektů matrice, čímž je možné získat informace o biodostupnosti kontaminantů. Bakalářská práce navazuje na předchozí experimenty, kdy byl v průběhu kompostování sledován osud průmyslového kalu silně kontaminovaného arsenem v průběhu kompostování. Jejich cílem bylo zjistit, zda se mobilita a biodostupnost arsenu mění během kompostování kalu, vermikompostování či jeho aplikaci na půdu. Cílem této práce je: •
Rešerše zaměřená na problematiku ekotoxicity kalů a kompostů a využití kontaktních testů při testování jejich ekotoxicity.
•
Praktická aplikace kontaktních testů s cílem stanovit ekotoxicitu vzorků průmyslového kalu s obsahem As v různých scénářích aplikace na půdu a během kompostování.
8
2. Půdní ekotoxikologie
2.1.
Úvod do půdní ekotoxikologie
Ekotoxikologie je poměrně mladá mezioborová vědní disciplína na pomezí chemie životního prostředí, toxikologie, ekologie a biologie, o které, jako o samostatném vědním oboru, se hovoří teprve od konce 60. let 20. století. Cílem oboru je vyvíjet metody, které umožňují charakterizovat vliv látek na rostliny, živočichy a bakterie, obecně na živé organismy v životním prostředí (Kočí, 2006). Půda sehrává v přírodě klíčovou roli a má mnoho nenahraditelných funkcí. Je to zásobárna živin, substrát pro růst rostlin a habitat pro nejrůznější organismy. Tvoří základní článek potravního řetězce, na jehož začátku plní funkci vstupů látek do prostředí. Na konci se dekompozičními procesy obnovuje přirozená rovnováha. Půda je základem pro zemědělství a přírodní společenství. Přežití většiny terestrického života závisí na tenké vrstvě pedosféry pokrývající povrch Země (Doran & Zeiss, 2000). Jelikož půdotvorné procesy probíhají velice pomalu, není možné nakládat s půdou jako s obnovitelným přírodním zdrojem, ale je třeba ji chránit a udržovat v co nejpřirozenější podobě. Zásadní funkci v udržování půdní kvality hraje biota, zejména díky činnosti mikroorganismů a bezobratlých v dekompoziční části potravního řetězce, v biochemických cyklech, při tvorbě humusu a transformacích cizorodých látek. Půdní organismy jsou proto považovány za zcela klíčové bioindikátory a ukazatele kvality půdy. Půdní ekotoxikologie zkoumá efekty kontaminace právě na půdní organismy a přímo jich využívá pro testování a monitoring půdních vlastností, což poskytuje jedinečné informace o stavu prostředí a komplexním vlivu stresorů.
2.2.
Stanovení (eko)toxicity
K popisu toxických účinků látek a jejich směsí v životním prostředí a k hodnocení rizik pro biotu se využívá dvou přístupů.
9
První přistup – chemický (analýza životního prostředí) – stanovuje chemické složení emisí vstupujících do životního prostředí nebo koncentrace látek již se v prostředí vyskytujících a s využitím údajů o toxicitách jednotlivých složek odhaduje rizika spojená s výskytem těchto látek v jednotlivých složkách prostředí (Kočí, 2006). Chemické analýzy samotné však nedokáží poskytnout informace o reálném nebezpečí pro organismy s dostatečnou výpovědní hodnotou. Skutečná expozice závisí i na biodostupnosti toxických látek, vlivu použité matrice, vzájemných interakcích složek směsí toxikantů či přítomnosti neanalyzovatelných frakcí (Hofman et. al., 2009). Skutečné riziko je proto nutné hodnotit také na základě testů s živými systémy, což odpovídá druhému přístupu – ekotoxikologickému, který nestanovuje přesné složení vzorků, ale zaměřuje se na efekty, které vyvolávají. V případě ekotoxikologického stanovení jsou živé organismy exponovány kontaminantem v jejich životním prostředí a reagují na něj určitým měřitelným způsobem. Tyto odpovědi můžeme pozorovat na různých úrovních biologické organizace. Již na biomolekulární úrovni polutanty způsobují poškození klíčovým makromolekulám a vyvolávají obranné strategie, jako detoxikace a reparační mechanismy, které jsou určitým způsobem měřitelné. Na úrovni celých organismů jsou nežádoucí efekty sledovány pomocí narušení růstu a reprodukce, vývojových abnormalit či zvýšení mortality (Shugart et al., 1992). Oba přístupy mají své výhody i nevýhody. Zatímco přístup chemie životního prostředí je relativně rychlý a díky rozvinuté instrumentaci i robustní, odhaduje možná rizika na základě analyzovatelných látek. Neanalyzovatelné látky, přestože mohou být toxické, opomíjí. Ekotoxikologický přístup naopak hodnotí vzorky jako celek. Výsledkem je tudíž toxicita všech přítomných složek, včetně jejich možných synergických či antagonistických spolupůsobení. Test toxicity ovšem obvykle nepodá informaci o tom, která látka byla příčinou toxického účinku (Kočí, 2006).
2.3.
Půdní biotesty
Základním nástrojem ekotoxikologické práce jsou biologické testy (biotesty). Pomocí nich hledáme odpověď živé struktury na expozici toxickou látkou. Biotest je v podstatě umělý systém, který sice úplně nereflektuje skutečnou problematiku probíhajících procesů, nicméně je jakýmsi kompromisem mezi vědou a komerční proveditelností, rychlostí a cenou. Potřeba
10
využívat biotesty jako nástroje pro standardní hodnocení životního prostředí se v podstatě stala hlavním důvodem, proč biotesty vůbec vznikly (Hofman, 2011). K testování toxicity pevných matric slouží kontaktní testy, neboli testy půdní – terestriální. Používají se při studiu toxických vlastností vzorků kontaminovaných půd, sedimentů, pevných odpadů, pesticidů, kalů a podobných materiálů. Nejčastěji používanými organismy, které se využívají pro sledování toxicity půd a sedimentů, jsou žížaly (Lumbricidae), hlístice (Nematoda),
chvostoskoci
(Collembola),
roupice
(Enchytraeidae),
jednoděložné
a
dvouděložné rostliny, či testy biochemické aktivity směsných mikrobiálních kultur jako je test aktivity enzymů dehydrogenas či test respirační (Kočí, 2006). Pro správné zhodnocení ekotoxicity konkrétního ekosystému je nutné otestovat vhodného zástupce či použít celou baterii testů. V opačném případě se mohou stát výsledky ekotoxikologické práce irelevantními pro požadovanou složku životního prostředí. V ideálním případě se proto používají testy zahrnující všechny úrovně trofické pyramidy, a sice producenty, konzumenty a destruenty. Půdní biotesty se začaly používat nejprve pro predikci nebezpečnosti chemických látek, jako jsou například pesticidy. Bylo nutné určit bezpečné koncentrace, ve kterých by je bylo možné vnést do prostředí. Až v pozdějších letech se začaly využívat také pro testování komplexních matric (kaly ČOV, sedimenty, komposty). Dnes se biotesty výjimečně využívají i pro retrospektivní hodnocení vzorků přírodních půd. Klasickým příkladem je zhodnocení účinnosti remediace půd. V případě hodnocení remediace půdními biotesty je možné získat informace s mnohem přesnější vypovídající hodnotou. Výsledky chemických analýz v tomto případě mohou být nejasné až zavádějící. Příkladem může být situace, kdy je na základě chemické analýzy zjištěn celkový pokles koncentrace vneseného kontaminantu po provedené remediaci půdy. Toto zjištění ale nemusí odhalit možnou změnu formy kontaminantu, díky které se mění jeho biodostupnost. Celá lokalita se může stát ještě toxičtější než před remediací. Na základě analytických dat tedy může dojít k chybné interpretaci (Hofman, 2011). Pro stanovení ekotoxicity je vhodné využívat optimalizované metodiky srovnatelné mezi různými laboratořemi navzájem i přijatelné pro regulační orgány. Z tohoto hlediska se používají zejména normované postupy ekotoxikologických biotestů standardizované mezinárodními i nadnárodními organizacemi, jako je například ISO (International Organization for Standardization), OECD (Organization for Economic Cooperation and Development) nebo ČNI (Český normalizační institut).
11
Výhodou standardizovaných testů je jejich jednotnost a opakovatelnost, jasná definice pravidel
validity
a
přesná
experimentální
a
analytická
dokumentace.
Výsledky
standardizovaných testů jsou porovnatelné s předchozími experimenty, i když jsou provedené v různých laboratořích. Nevýhodou jsou naopak často příliš specifické odpovědi. Z tohoto hlediska bohužel nemusí vždy přímo korelovat s reálným prostředím.
2.4.
Půdní biotesty v legislativě ČR
Chemické látky se podle české legislativy hodnotí na základě zákona č. 356/2003 Sb. O chemických látkách a chemických přípravcích a jeho prováděcích předpisů. V příloze 2 prováděcí vyhlášky MŽP 222/2004 Sb., kterou se u chemických látek a chemických přípravků stanoví základní metody pro zkoušení fyzikálně-chemických vlastností, výbušných vlastností a vlastností nebezpečných pro životní prostředí jsou uvedeny půdní ekotoxikologické testy včetně metodik. Jedná se v podstatě o přeložené OECD testy: •
Akutní test se žížalou Eisenia foetida
•
Testy efektů na aerobní a anaerobní transformace v půdě
•
Testy efektů na aktivitu půdních mikroorganismů při transformaci dusíku
•
Testy efektů na aktivitu půdních mikroorganismů při transformaci uhlíku
Další požadavky na vyhodnocení půdních ekotoxikologických testů jsou ukotveny ve znění zákona č. 326/2004 Sb. o rostlinolékařské péči a konkrétně v jeho prováděcí vyhlášce č. 329/2004 Sb., o přípravcích a dalších prostředcích na ochranu rostlin, v příloze 1 a 2. Dle tohoto zákona je nutné (na základě uvedených okolností a relevance) zhodnotit vliv na: •
Necílové suchozemské členovce
•
Žížaly a jiné necílové půdní makroorganismy považované za ohrožené (test akutní toxicity, test subletálních účinku, popř. polní studie)
•
Necílové půdní mikroorganismy
Ekotoxicita, jako nebezpečná vlastnost odpadu vlastnost H14, je popsána v zákoně č. 185/2001Sb., o odpadech (ve znění zákona 106/2005Sb.; poslední změna: zákon č. 383/2008 Sb.). Tuto nebezpečnou vlastnost mají odpady, které představují nebo mohou představovat akutní nebo pozdní nebezpečí pro jednu nebo více složek životního prostředí. Hodnocení 12
kritéria ekotoxicita probíhá pomocí sady 4 testů s vodným výluhem odpadů, mimo jiné testem s vyšší rostlinou. Je to inhibice růstu kořene Sinapis alba vodným výluhem odpadu, která se stanovuje podle Metodického pokynu MŽP ke stanovení ekotoxicity odpadů (Věstník MŽP, ročník XVII, částka 4, duben 2007) Nevýhodou je, že tyto testy nejsou vhodné pro testování látek ve vodě nerozpustných. Proto odpady, které nevykazují vlastnost H14, mohou být stále toxické pro životní prostředí, což je způsobeno právě úzkým výběrem metod, jež jsou legislativně předepsány. Typickým příkladem může být zemina kontaminovaná polychlorovanými bifenyly (PCBs). Dle legislativy nemusí být posouzena jako ekotoxická, neboť PCBs jako látky hydrofobní při vyluhování ve větší míře nepřecházejí do vodného roztoku, i když kontaktními testy by se mohla prokázat vysoká toxicita pro životní prostředí (Kočí; 2006). Kontaktní testování odpadů bylo dosud opomíjeno, ačkoli má pro hodnocení odpadů, jako jsou kaly, sedimenty, stavební odpady, apod. nesrovnatelně vyšší vypovídající schopnost. Prvním legislativním přijetím půdních biotestů, kde jsou hodnoceny přímo pevné matrice nebo komplexní směsi, byla vyhláška č. 257/2009 Sb., O používání sedimentů na zemědělské půdě. Při přecenění reálné nebezpečnosti vytěžených sedimentů se s nimi nakládá jako s odpadem, případně nebezpečným odpadem, což je ve většině případů zbytečné a tedy ekonomicky a administrativně nevýhodné. V případě vytěžených sedimentů se zbytečně plýtvá materiálem, který mohl být využit k úpravám terénu, či dokonce využit v zemědělství k obohacení půdy o cenné živiny. Z tohoto důvodu je potřeba konkrétní vzorky sedimentů otestovat z hlediska ekotoxických vlastností a zhodnotit možnost jejich případné aplikace na zemědělskou půdu (Hofman, 2009). Takové hodnocení se podle platné legislativy provádí buď na základě mezních limitů rizikových prvků a látek v půdě, na kterou má být sediment použit, nebo za pomoci kontaktních testů, které jsou zahrnuty v příloze 4 zákona č. 257/2009 Sb. Jsou to konkrétně testy s modelovými organismy: •
Test toxicity půd a půdních materiálu na roupici Enchytraeus crypticus
•
Test toxicity půd a půdních materiálů na chvostoskoka Folsomia candida
•
Stanovení inhibice nitrifikace v půdách a půdních materiálech
•
Test inhibice růstu vyšších rostlin
Všechny uvedené testy ekotoxicity se provádí ve směsném vzorku sedimentu s referenční půdou v poměru 1:3.
13
3. Kaly ČOV
Kaly jsou heterogenní suspenzí anorganických a organických látek, odsazených z odpadních vod nebo vzniklých při technologických procesech čištění. Jsou zdrojem jak organické hmoty, základních živin a stopových prvků, tak i rizikových prvků, nebezpečných organických sloučenin a mikroorganismů (Lyčková, 2008; Kubík, 2006). Koncentrace prospěšných i znečišťujících složek v kalu (a zdravotní rizika s nimi spojená) závisí na počáteční kvalitě odpadní vody a na úrovni požadované technologie, která zaručí dosažení kvalitativních požadavků na vyčištěnou odpadní vodu (MŽP ČR, 2008). Zvláštní skupinu kalů představují průmyslové kaly, které vznikají při čištění odpadních vod z průmyslových závodů. Vlastnosti těchto kalů se mohou naprosto lišit v závislosti na průmyslové výrobě i na způsobu čištění. Díky této specifičnosti se ve vědecké literatuře hovoří především o problematice kalů z ČOV nebo případně o konkrétní formě znečištění. Způsob nakládání s konkrétním průmyslovým kalem znečištěným arsenem je dále rozveden v experimentální části této bakalářské práce.
3.1.
Vznik kalů ČOV
Kaly ČOV jsou hlavním nevyhnutelným odpadním produktem procesu čištění odpadních vod. Obsah znečišťujících složek odpadní vody je na odtoku z ČOV podstatně snížen, přičemž se nežádoucí složky obsažené ve vodě koncentrují do odpadního kalu (Lyčková, 2009). Při klasickém čistírenském zpracování vody dochází nejprve k mechanickému odstranění hrubých nečistot, které jsou separovány jako shrabky nebo usaditelné nerozpuštěné látky zachycené v lapáku písku. K redukci biologicky odbouratelných látek následně dochází zejména činností mikroorganismů v aktivovaném kalu. Poté se oddělí vyčištěná voda a odloučené látky jsou kumulovány v kalu (Hlavínek, 2003). Podle toho, kde je ze systému kal odebírán, rozlišujeme (Hlavínek, 2003): a) Primární kal Primární kal je oddělován od surové odpadní vody v usazovacích nádržích nebo jiných separačních zařízeních. Složení je dáno zejména přitékající vodou a poměry ve 14
stokové síti. Jeho složení ale může být ovlivněno i chemickým hospodářstvím, a to v případě, že se před usazovací nádrž aplikuje koagulant. b) Sekundární kal Také nazývaný jako přebytečný aktivovaný kal nebo přebytečný biologicky kal je oddělován z biologického stupně čištění v dosazovací nádrži. Obsahuje nerozložené zbytky organických látek a přebytečnou biomasu. Jeho složení je dáno jednak složením přitékající vody a jednak způsobem čištění a parametry provozu. c) Terciární kal Terciární kal vzniká po chemickém čištění a srážení, kdy je z vody odstraněn fosfor a nerozpuštěné látky. Primární a sekundární kal se může zpracovávat odděleně nebo se mísí a dále zpracovává ve formě směsi. Zpracování směsi primárního a sekundárního kalu je založeno zpravidla na jeho zahuštění, biologické stabilizaci, odvodnění a hygienizaci. Cílem je zlepšit rozložitelnost organické frakce kalu. Obrázek 1 – Základní schéma čistírny odpadních vod s kalovým hospodářstvím (Dohányos, 2006)
15
3.2.
Úpravy a využití kalů
K úpravám kalů se přistupuje zejména kvůli snížení rizika, které představují pro životní prostředí a lidské zdraví. Obecně lze metody zacházení a zpracování kalů rozdělit do dvou skupin: a) Primární: - metody úpravy kalu, slouží jako první stupeň. Usnadňují průběh nebo jsou mnohdy podmínkou pro použití finálních metod. Primární metody úprav jsou aplikovány ještě v čistírně odpadních vod. b) Finální - metody umožňující konečné řešení, co s daným materiálem. Zahrnují zpracování vzniklého kalu a minimalizaci jeho škodlivých vlastností.
3.2.1. Primární metody úpravy kalů: Ve vědecké literatuře se často objevují rozdílné postupy zpracování kalů. Neexistuje žádná univerzální metoda pro zpracování, využití, eventuelně likvidaci čistírenských kalů a tak rozdílnost přístupů k nakládání s čistírenskými kaly je značná (Kutil & Dohányos, 2005). Dohányos, 2006; Hlavínek, 2003; Černý, 2010; Kutil & Dohányos, 2005; Bresters et. al., 1997 rozdělují primární metody úpravy kalů na několik fází: • Separace Třídění podle kvality materiálu (oddělení organické frakce, recyklovatelných složek jako sklo, kovy, plasty) •
Kondicionace Chemická, termická nebo fyzikálně chemická předúprava kalů (ke zlepšení odvoditelnosti kalu)
•
Zahušťování a odvodňování Metody pro zvýšení koncentrace kalu před dalším zpracováním. Dochází ke zvýšení sušiny do obsahu 20-50%. Odvodňování kalu probíhá na kalolisech, sítopásových lisech nebo odstředivkách. Odstraňování vody mechanickými způsoby je energeticky řádově výhodnější než odstraňování termicky.
•
Desintegrace Zahrnuje mechanickou desintegraci (mlýny, vysokotlaké homogenizátory, centrifugy), fyzikální desintegraci (ultrazvuk) a chemicko-fyzikální desintegraci (termická hydrolýza, 16
alkalická nebo kyselá hydrolýza). Rozemletí materiálu a rozbití buněk mikroorganizmu z aktivovaného kalu způsobuje zlepšení následujících stabilizačních anaerobních procesů a větší výtěžnost bioplynu. •
Hygienizace Slouží k likvidaci přítomných patogenních mikroorganismu na hodnoty přijatelné pro další využití. Může být zařazena samostatně nebo jako součást termických metod.
•
Anaerobní biologická stabilizace Bývá také někdy označována jako metanizace nebo vyhnívání. Setkáváme se s ní hlavně u větších čistíren, kde probíhá v uzavřených metanizačních nádržích. Slouží k zušlechtění kalu přeměnou jeho převážné části rozložitelné organické frakce na bioplyn díky činnosti mikroorganismů. Současně dochází k minimalizaci množství zpracovávaného materiálu, k jeho částečné hygienizaci a odstranění zápachu. Nevýhodou jsou ale vysoké investiční nároky a dlouhá doba zdržení. Produktem je kromě stabilizovaného kalu bioplyn, který je možné využít k produkci energie a k vlastnímu ohřevu vyhnívacích nádrží, sloužící k urychlení procesu.
•
Aerobní biologická stabilizace Aerobní stabilizace probíhá za přístupu kyslíku díky činnosti mikroorganismů a používá se spíše u menších čistíren. Mikroorganismy oxidují organickou frakci kalu na CO2 a H2O. Probíhá v otevřených nádržích buď odděleně, nebo již přímo v aktivační nádrži. Výhodou tohoto způsobu jsou přijatelné investiční náklady, jednoduchost provozu a nízká spotřeba kyslíku v kalové vodě. Nevýhodou je ale dlouhá doba zdržení a nutnost aerace, což zvyšuje provozní náklady. Aerobně stabilizovaný kal vykazuje horší odvodňovací schopnost než anaerobně stabilizovaný. Hygienizace tímto způsobem také není příliš efektivní.
•
Chemická stabilizace Spočívá ve zvýšení pH na alespoň 11,5, kdy dojde ke zničení patogenních mikroorganismů, zatímco organické látky zůstanou nerozloženy. Tato metoda se často používá před aplikací na zemědělskou plochu.
•
Sušení Navýšení sušiny na 60-95%. Vhodný krok před spalováním.
17
3.2.2. Sekundární metody úpravy kalů Bresters et. al., 1997; Černý, 2010; Dohányos, 2006 a Hlavínek, 2003 poukazují na různé metody nakládání s kaly: •
Aplikace na zemědělskou půdu Stabilizované odvodněné čistírenské kaly představují vhodný typ hnojiva pro zemědělskou půdu. Výhoda spočívá v obsahu organické hmoty, makroprvků (především N a P), obsahu stopových prvků a biologicky aktivních látek. Hlavním limitujícím faktorem využívání kalů v zemědělství je obsah cizorodých látek v kalech a přítomnost patogenních mikroorganismů (infekčnost). Z cizorodých látek jsou to především těžké kovy. Druhou nebezpečnou skupinou jsou organické chlorované látky (PCB, dioxiny aj.), polycyklické aromatické uhlovodíky a dále organické sloučeniny, jako jsou farmaceutika, endokrinní disruptory, chemikálie pro domácnost a další (Černý, 2010). V ČR se v současné době aplikace čistírenských kalů v zemědělství řídí vyhláškou č. 382/2001 Sb., O používání upravených kalů na zemědělské půdě.
• Kompostování Kompostování je biochemický proces, při kterém se odbourává organická hmota činností termofilních mikroorganismů při aerobních podmínkách. Výhodou je zmenšení objemu, částečná hygienizace a další využití kompostu jako hnojiva. • Spalování Před spalováním je kal odvodněn a často i vysušen. Spalování je efektivní metodou hlavně při požití kalu s vysokým organickým obsahem. Organická hmota je oxidována na CO2 a H2O, voda je vypařena a patogeny jsou zničeny. Vzniklý popel se dále může ukládat na skládku. Nevýhodou může být toxicita plynných emisí a exhalátů, kvůli kterým je potřeba používat další ochranná opatření. • Spalování v cementárenské peci Některé materiály je možné přidat do různých stavebních materiálů. Při vhodné aplikaci kalu a vysokých teplotách spalování dojde k úplnému odstranění toxických organických látek, přičemž anorganický podíl zůstane fixován ve stavebním materiálu. Jeho vlastnosti však neovlivňuje nijak podstatně.
18
• Spoluspalování Další možností likvidace je spalování spolu s energeticky bohatším palivem. Tohoto způsobu je možné využít v teplárnách a elektrárnách nebo spalovnách spolu s komunálním odpadem. • Termické zpracování (pyrolýza) Pyrolýzou se rozumí likvidace kalů bez přístupu kyslíku za vysokých teplot. Dochází k destrukci organických látek teplem (800-1000°C). Je známa řada technologických variant, lišící se tlakem, teplotou a eventuálně použitím katalyzátorů. Produkovaný pyrolýzní plyn a kapalný podíl se spalují, tuhý zbytek je možno skládkovat. Je žádoucí vést proces tak, aby byl minimalizován kapalný podíl a tuhý zbytek byl co nejméně vyluhovatelný. • Skládkování Jedná se o uložení kalu na zabezpečenou skládku, pokud nevyhovuje jiné řešení. Pro skládkování se používají především inertní materiály. Jedná se o nejméně vhodné environmentální řešení. Někdy se kal před skládkováním spaluje. Typ skládky, na kterou může být uložen, se stanovuje pomocí vodného výluhu z kalu. Množství vyluhovatelné frakce lze snížit tzv. solidifikací – zpevněním kalu. Kal je zpevněn za pomoci matrice, což je organická nebo anorganická vazebná látka. Matrice reaguje s vodou obsaženou v kalu, nežádoucí látky jsou v něm pevně vázány v důsledku srážení a fixace a roste pH, což má za následek ničení patogenů. Solidifikací se sice zvýší celkový objem, ale získané vlastnosti umožňují uložení kalu na skládku s nižšími požadavky na vyluhovatelnost než před solidifikací (Hlavínek, 2003).
3.3.
Kaly v legislativě ČR
Roku 2002 vstoupil v platnost zákon č. 185/2001 Sb., o odpadech a vyhláška č. 382/2001 Sb., o podmínkách použití upravených kalů na zemědělskou půdu. Podle Katalogu odpadů (381/2001 Sb.) zákona O odpadech je čistírenský a průmyslový kal jednoznačně zařazen mezi odpad. Podle zákona O odpadech č. 185/2001 Sb. je nutné předcházet tvorbě odpadů, omezovat jejich množství a nebezpečné vlastnosti. Odpady, jejichž vzniku nelze zabránit, musí být využity, případně odstraněny způsobem, který neohrožuje lidské zdraví a životní prostředí a který je v souladu s tímto zákonem a se zvláštními právními předpisy. 19
Vyhláškou č 382/2001 Sb. byly implementovány požadavky směrnice Rady 86/278/EHS, o ochraně životního prostředí a zvláště půdy při používání čistírenských kalů v zemědělství. Vyhláška ještě zpřísnila požadavky výše uvedené směrnice požadavkem na sledování obsahu organických
kontaminantů,
halogenovaných
organických
sloučenin,
PCB
a
mikrobiologického znečištění (Sirotková, 2010). Musí být dodrženy mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových látek a prvků v kalech a mikrobiologická kritéria pro použití kalů na zemědělské půdě. Vyhláška 382/2001 Sb. ale klade požadavky i na půdu, na kterou má být kal aplikován. Nesmí být překročeny mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových prvků v půdě, při jejichž překročení by mohlo dojít k poškozování funkcí půdy a složek životního prostředí, s ohledem na kategorizaci půd. Tyto mezní limity jsou uvedeny v tabulce 1. Tabulka 1 - Mezní hodnoty koncentrací vybraných rizikových látek a prvků v kalech pro jejich použití na zemědělské půdě (ukazatele pro hodnocení kalů). Převzato z přílohy č. 3 vyhlášky MŽP 382/2001 Sb.
Riziková látka As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn AOX PCB *
Mezní (maximální) hodnoty koncentrací v kalech [mg/kg sušiny] 30 5 200 500 4 100 200 2500 500 0,6
* suma 6 kongenerů: 28+52+101+138+153+180
Uložení kalů na skládku je možné pouze v případě, kdy není dostupné jiné vhodné řešení nebo by přinášelo zvýšené riziko pro životní prostředí či lidské zdraví. Ukládáním na skládky se zabývá vyhláška MŽP 294/2005 Sb., kde je stanoven seznam odpadů, které je zakázáno ukládat na skládky všech skupin a používat jako technologický materiál nebo využívat na povrchu terénu a odpadů, které lze na skládky ukládat jen za určitých podmínek. Tato vyhláška mimo jiné zakazuje uložení na skládku u infekčních, toxických nebezpečných odpadů nebo kapalných odpadů, které sedimentací uvolňují kapalnou fázi. Neupravené odpady mohou být uloženy na skládky jen tehdy, jedná-li se o odpady inertní, pro které je
20
úprava technicky neproveditelná, a odpady, u nichž nelze ani úpravou dosáhnout snížení jejich objemu nebo snížení nebo odstranění jejich nebezpečných vlastností. Nakládání s kalem jako jedné ze vstupních surovin pro kompostování se zabývá zákon č. 341/2008 Sb., o podrobnostech nakládání s biologicky rozložitelným odpadem.
21
4. Kompostování Mezi významné možnosti nakládání s kaly a biologicky rozložitelným odpadem patří kompostování. Výhodou tohoto procesu je jednak snížení objemu biologicky rozložitelného odpadu, což je v souladu se zákonem 185/2001 Sb., o odpadech, a jednak snížení jeho nebezpečnosti částečnou hygienizací a stabilizací. Jak již bylo popsáno výše, kaly obsahují organickou hmotu, živiny a stopové prvky. Navrácení těchto látek zpět do potravního řetězce je z ekologického pohledu výhodné (Kosobucki et al., 2000).
4.1.
Charakteristika procesu
Kompostování je biochemický proces humifikace organických látek činností termofilních aerobních mikroorganismů. Jde o analogický proces jako při přeměně organické hmoty v přírodním prostředí. Činností mikroorganismů se organická hmota rozkládá za současného uvolňování tepla. Teplota uvnitř kompostu může dosáhnout až teplot okolo 60°C. Tento nárůst teploty se odehrává na začátku kompostování v tzv. termofilní fázi, kdy se teplo uvolňuje při rozkladu polysacharidů, proteinů a lipidů obsažených v kompostovaném materiálu. Vysoké teploty mají za následek částečné zahubení patogenů. Též se uplatňují termofilní houby, rozkládající lignocelulózové hmoty. Také se výrazně zvyšuje kyselost substrátu hromaděním organických kyselin (Váňa, 2002; Khalil et. al., 2011). Po termofilní fázi, která trvá okolo 2-3 týdnů následuje pokles teploty (40°C) a mění se i složení mikroorganismů. Vlivem aktinomycet narůstá humusová složka. Materiál se homogenizuje a tvoří se jeho typická drobivá struktura. Využívá se různých metod kompostování. Jejich výběr závisí na množství použitého materiálu, složení a účelu. Pro každou metodu je nutné vytvořit optimální průběh procesu a vhodné podmínky. Jedním z nejdůležitějších předpokladů je provzdušňování - aerace. Největší potřeba aerace je v první fázi kompostování. Lze ho dosáhnout různými způsoby, podle použité technologie (Bresters et. al., 1997; Khalil et. al., 2011; Kosobucki et. al., 2000):
22
• Usnadněná aerace Nejjednodušším způsobem může být například použití perforovaného dna kompostéru, přes které je usnadněna difůze plynů. Také se často používá na zakládku kompostu hrubý materiál, jako jsou piliny, kůra a jiné rostlinné zbytky. • Mechanická aerace Překopáváním, obracením a promícháním je jednorázově rovnoměrně usnadněna výměna plynů. • Nucená aerace Výměna plynů je usnadněna pomocí vhánění nebo odsávání vzduchu. Tímto způsobem lze jednoduše regulovat průběh procesu. Dalším důležitým prvkem pro správný průběh kompostování je poměr uhlíku a dusíku v kompostu – C:N poměr. Tento poměr je nezbytný pro růst mikroorganismů. Pomocí C:N je možné stanovit optimum, které je v čerstvém kompostu v rozmezí 30-35:1 a ve zralém kompostu 25-30:1. Příliš vysoký poměr C:N prodlužuje zrání kompostu. Při příliš nízkém poměru C:N v čerstvém kompostu převyšuje obsah dusíku metabolickou přeměnu mikroorganismů, vznikají ztráty čpavkového dusíku a klesá produktivita tvorby humusových látek (Bresters et. al., 1997; Váňa, 2002). Pro dosažení těchto hodnot se zakládka kompostu optimalizuje smísením vhodných surovin podle obsahu uhlíku a dusíku v sušině. Touto přípravou se docílí zvýšení účinnosti při tvorbě humusových látek (Kosobucki et al., 2000). Dále je potřeba zabezpečit dostatečnou vlhkost substrátu. Ideální vlhkost kompostovaného materiálu by se měla pohybovat okolo 55%. Vysoký obsah vody (již nad 60%) snižuje teplotu, poréznost a s ní i provzdušnění, zatímco nízká vlhkost pod 50% snižuje rychlost kompostování. Při vlhkosti okolo 10-15% bakterie zastavují svůj metabolismus Bakteriální společenství je také ovlivnitelné hodnotami pH s optimem mezi 5,5-8 (Bresters et. al., 1997). Požadavek na minimální přítomnost fosforu v kompostu je 0,2% P2O5 v sušině. Surovinová skladba kompostu musí zabezpečovat přítomnost lehce rozložitelných organických látek pro počáteční rozvoj mikroorganismů a zároveň vhodnou mikroflóru. Doplnění mikroflóry inokulací se při praktickém kompostování jeví jako značně problematické a zpravidla méně účinné. Výhodnější je očkování čerstvého kompostu zrajícím kompostem, nebo zeminou (Váňa, 2002).
4.2.
Legislativa kompostování
Výroba kompostů je regulována pomocí dvou hlavních právních zákonných předpisů: •
Zákonem o odpadech č. 185/2001 Sb.
•
Zákonem o hnojivech č. 156/1998 Sb., ve znění zákona č. 308/200 Sb.
Kompost ve smyslu zákona o hnojivech je považován za hnojivo se všemi právními důsledky. Výroba kompostu se zákonem o hnojivech řídí v případě, kdy je kompost uváděn na trh. To znamená, že se v plné míře vztahuje na výrobu a distribuci průmyslového kompostu a v některých případech i faremních a komunitních kompostů, pokud jsou uváděny na trh (Pastorek, 2004). Postup výroby kompostu v kompostárně se řídí normou ČSN 465735 o průmyslových kompostech. Tato norma stanovuje nejvyšší přípustné množství látek kompostovatelném odpadu včetně těžkých kovů.
24
5. Vermikompostování V našich podmínkách se vermikompostování zatím nevyužívá ve větším množství. V současné době se spíše rozvíjí na úrovni domácností. Většinou se s ním můžeme setkat ve vědecké literatuře v souvislosti s testováním vlivu na čistírenské kaly a na obsah těžkých kovů. Pro vermikompostování v ČR platí stejná legislativní opatření jako pro běžné kompostování.
5.1.
Charakteristika procesu
Vermikompostování lze zjednodušeně definovat jako kompostování s využitím žížal. Je to proces biooxidace a stabilizace organického materiálu s využitím schopnosti žížal přeměňovat ve svém trávicím traktu organické látky (Jamaludin & Mahmood, 2010). Při vermikompostování také hrají významnou roli mikroorganismy, ale na rozdíl od kompostování, tento proces neprochází termofilní fází. Žížaly potřebují k životu nižší (mezofilní) teploty. Také sami zprostředkovávají aeraci kompostu a není nezbytné další zprostředkované provzdušňování (Dominguez et al., 1997; Sim & Wu, 2010). Pro vermikompostování jsou vhodné jen některé druhy. V našich podmínkách se často využívá druh Eisenia foetida, kalifornský červený hybrid. Dalšími vhodnými druhy pro vermikompostování jsou Eudrilus eugeniae a Perionyx excavatus. Tyto dva druhy se běžně používají po celém světě a ukázaly se jako všestranné a efektivní. Na druhou stranu má druh Eisenia foetida větší teplotní optimum a může být kultivována při teplotách 5-40°C (Sim & Wu, 2010). Důležité je udržet vhodnou vlhkost substrátu 60-70%, protože žížaly dýchají celým povrchem těla. Pokles vlhkosti pod 50% je pro ně nebezpečný (Dominguez & Edwards, 1997). Žížaly jsou velice citlivé na změny pH. Jejich optimum je pH neutrální.
25
5.2.
Vlastnosti vermikompostu
Kvalita vermikompostu je obecně vyšší než kvalita běžného kompostu. Žížaly působí na substrát trávicími enzymy a jinými antibakteriálními tekutinami, které dokáží snížit množství patogenů v kompostu. Dochází proto k částečné hygienizaci (Aira et al., 2006; Sinha et al., 2010). Kompostovaný materiál prochází trávicím traktem žížal. Dochází tedy k bioakumulaci kontaminantů do těl žížal (Khwairakpam & Bhargava, 2009; Sinha et al., 2010). Tímto způsobem je možné zmenšit míru kontaminace substrátu. Ve vermikompostu dochází k částečné mineralizaci, snižuje se obsah těžkých kovů a zvyšuje se obsah snadno přístupných živin pro rostliny (Aira et al., 2006; Khwairakpam & Bhargava, 2009; Sinha et al., 2010). Vermikompostování může být využíváno jako rychlejší prostředek stabilizace kalu než běžné kompostování (Dominguez et al., 1997). Do budoucna je v něm možné nalézt ještě velký potenciál.
26
6. Hodnocení vlivu kompostování na toxicitu a biodostupnost kontaminantů O změně toxicity v průběhu kompostování se ve vědeckých studiích hovoří především v souvislosti s těžkými kovy v kompostovaných kalech a jiných odpadech. Těžké kovy nemohou být odbourány. Studie se proto zabývají fixací a imobilizací těžkých kovů do organické složky kompostů. Fertilizéry, jako jsou kaly, sedimenty, tuhý odpad nebo pesticidy, se běžně používají v zemědělství. Zároveň ale obsahují těžké kovy. Používáním fertilizérů se zvyšuje dostupnost těžkých kovů pro pěstované plodiny, což zapříčiňuje jejich vstup do potravního řetězce. Jednou z možností jak studovat množství a biodostupnost těžkých kovů je měřením jejich extrahovatelné frakce. Tento postup je ve vědecké literatuře nejrozšířenější.
6.1.
Vliv kompostování na osud kontaminantů
Kompostovaný odpad má vysokou schopnost vázat na sebe těžké kovy. Je všeobecně známo, že aerobní kompostovací proces zvyšuje fixaci těžkých kovů v organických reziduích biologicky rozložitelného odpadu, což ovlivňuje jejich vyluhovatelnost a biodostupnost. Těžké kovy zakomponované do organických reziduí mají nižší biodostupnost než sorbované na půdních částicích (Barker et. al., 2002; Garcia et al., 1995; Haroun et al., 2007; He et al., 2009; Hua et al., 2009; Kumpiene et al., 2008; Mena et al., 2003; Pare et al., 1999; Smith, 2009). Na druhou stranu, díky snížení obsahu uhlíku během kompostování, se může koncentrace těžkých kovů dostupných z kompostovaných odpadů zvýšit (Barker et. al., 2002; He et al., 2009; Liu et al., 2007; Pare et al., 1999; Smith, 2009). Paré et al., 1999 dokonce kvantifikoval nárůst některých těžkých kovů na 26-145% oproti původnímu množství v tuhém komunálním odpadu po dokončení kompostovacího procesu. Dále hrozí reálné riziko, spočívající v navýšení biodostupnosti těžkých kovů v půdě přirozenou přírodní degradací či mineralizací organokovových sloučenin (Barker et. al., 2002; Kumpiene et al., 2008).
27
Mobilita těžkých kovů v kompostu se může výrazně lišit podle formy, ve které se vyskytují. Sawhney et. al., 1996 poukázal na fakt, že vyluhovatelnost As (více než 20% z celkového obsahu při zakládání kompostu) byla mnohem větší než u ostatních kovů – Cd, Cr, Ni a Pb (okolo 3% z celkového množství). Vyluhovatelnost arsenu během kompostování prudce klesla, což značí, že byl původně přítomen ve vodou snadno vyluhovatelných solích či iontech. Tyto vědecké práce dokazují, že kompostování má na toxicitu těžkých kovů nezanedbatelný vliv. Kontaminace kalů může být způsobena i perzistentními organickými polutanty (POPs). Tyto nebezpečné látky mohou být díky kompostování částečně degradovány. Cai et al., (2007) testoval vliv různých druhů aerace kompostu na odbourávání polutantů. Po 56denním kompostování čistírenského kalu kontaminovaného POPs dosáhl snížení množství všech polyaromatických uhlovodíků (PAHs) o více než 65%. Neméně významný přínos kompostování lze nalézt v hygienizaci kalu. Na začátku klasického procesu kompostování můžou teploty uvnitř kompostu přesáhnout 60°C. Při této teplotě dochází k zahubení většiny patogenů. Nejvíce zastoupenými organismy v této fázi jsou termofilní bakterie, které jsou tolerantní k vysokým teplotám. Většina plísní a hub nedokáže přežít v teplotách větších než 50°C (Khalil et. al., 2011). Po termofilní fázi ale dochází k poklesu teplot a společenstva v kompostu se mění (Mena et al., 2003). S klesající teplotou na konci kompostování ve fázi dozrávání klesá také mikrobiální biomasa termofilních bakterií. Celkové množství těchto mikroorganismů v průběhu kompostování může být tedy chápáno jako indikátor zralosti kompostu (Jimenez & Garcia, 1989). Zralost kompostu je velice důležitá pro úspěšné použití kompostu v zemědělství. Správné stanovení míry zralosti se proto stává klíčové. Díky velké rozmanitosti kompostů podle použitého materiálu nelze zralost určit jedinou metodou, ale je nutné jich aplikovat více (Iwegbue et. al., 2006). Mimo chemických a fyzikálních stanovení se používají také testy s živými organismy. Jedná se zejména o hodnocení klíčivosti a růstu rostlin a hodnocení mikrobiální aktivity.
6.2.
Hodnocení ekotoxicity kontaminantů v kompostech a kalech
Na základě platné legislativy se u odpadů hodnotí jejich nebezpečné vlastnosti. Jednou z nich je H14, neboli ekotoxicita. Standardizované metody, které byly původně vyvinuty pro 28
testování chemických látek a půd, byly přizpůsobeny pro stanovení vlastnosti H14 (Wilke et al., 2008). Pevně stanovená baterie ekotoxikologických testů pro hodnocení vlastnosti H14 u tuhých odpadů, jako jsou například kompostované kaly, však stále chybí (Hofman et. al., 2006). Neustále se přistupuje k hodnocení pomocí vodného výluhu. Na rozdíl od testů s vodným výluhem dokážou ekotoxikologické kontaktní testy podat informaci i o biodostupnosti kontaminantů pro půdní společenstva, jelikož také zahrnují vlastnosti matrice. I když se může zdát kontaktní testování kompostů a kalů velice výhodné, ekotoxikologické studie se přesto většinou zaměřují spíše na testování pomocí jejich vodných výluhů. Nejběžněji používanými testy pro hodnocení ekotoxicity kompostů a kalů jsou testy s perloočkou Dafnia magna (Aguayo et al., 2004; Alvarenga et al., 2007; Moser et al., 2011), s mořskou bakterií Vibrio fisheri (Bernardo et al., 2009; Degli-Innocenti et al., 2001; Itavaara et al., 2010; Mantis et al., 2005; Moser et al., 2011; Wilke et al., 2008) a testy zahrnující inhibici růstu řas (Aguayo et al., 2004; Moser et al., 2011). Velice četnými jsou testy klíčivosti semen různých rostlin ve vodném výluhu (Alvarenga et al., 2007; Aparna et al., 2008; Itavaara et al., 2010; Kapanen et al., 2007; Moreira et al., 2008; Planquart et al., 2006; Ranalli et al., 2001). Přesto je možné ve vědecké literatuře najít doporučení pro testování kalů a kompostů za pomoci kontaktních testů. Moreira et. al., 2008 testoval vyhnilý splaškový kal a od něho odvozený kompost pomocí baterie kontaktních testů. Jednalo se o reprodukční i avoidance testy se žížalou Eisenia andrei a chvostoskokem Folsomia candida. Dále použil testy s kapustou polní Brassica rapa a ovsem Avena sativa, kde byl hodnocen růst nadzemní části rostlin. Pomocí této baterie dosáhl rozdílných výsledků, a proto doporučuje pro testování organického odpadu používat více různých testů. Alvarenga et. al., 2007 ve své studii hodnotil chemické a ekotoxikologické aspekty biologicky rozložitelných odpadů, které měly sloužit k obohacení zemědělské půdy. Konkrétně se jednalo o komunální splaškový kal, kompostovaný organický komunální odpad a běžný zahradní kompost. Využil při tom jednak testy s vodnými výluhy a jednak testy kontaktní (růst rostlin řeřichy Lepidum sativum a ječmene Hordeum vulgare, akutní test s Eisenia foetida). Ve studii také poukazuje na vyšší citlivost na chemický stres u řeřichy než u ječmene. Pandard et al., 2006 ve své studii hodnotil přínosnost ekotoxikologické baterie testů na hodnocení vlastnosti H14. Jednalo se o testy na Pseudokirchnerella subcapitata, Lactuca sativa, Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia, Eisenia foetida a Vibrio fisheri. Provedením 29
matematicko-statistických analýz vyhodnotil relevanci této baterie. Ve výsledku navrhuje používání pouze tří testů, z toho jsou dva prováděny pomocí vodných výluhů a jeden kontaktně. Jedná se o testy s V. fisheri, C. dubia a L. sativa. Tyto tři testy představují kompromis mezi cenou a relevantním ekotoxikologickým hodnocením. Wilke et. al., 2008 hodnotil ekotoxicitu pevného nebezpečného odpadu (splaškový kal) na základě akutní toxicity na E. foetida, ovlivnění reprodukce F. candida a inhibice klíčivosti a růstu Brassica rapa. V závěru své práce hodnotí citlivost těchto testů a poukazuje na obecně nižší senzitivitu akutních testů. Vhodná baterie podle Wilke et. al., 2008 by měla zahrnovat test s alespoň jedním producentem a konzumentem z terestriálního a akvatického prostředí. V roce 2005 byla vybrána baterie vhodných ekotoxikologických testů pro hodnocení odpadů (Gawlik & Moser, 2005). Baterie obsahovala jak testy kontaktní, tak i testy výluhů. Použitelnost této sady testů byla validována na třech vzorcích odpadů v roce 2006 v rozsáhlém ringtestu. Této mezinárodní akce se účastnilo 58 laboratoří z 13 zemí (Hofman et. al., 2009). Základní sada kontaktní testů vhodných pro hodnocení odpadů a doporučených na základě ringtestu zahrnovala vliv na růst Brassica rapa, reprodukci Eisenia foetida/andrei a enzymatickou aktivitu Arthrobacter globiformis. Akutní test se žížalou E. foetida nebyl doporučen kvůli nízké citlivosti. Nízká citlivost byla zaznamenána i u reprodukčního testu s roupicemi (Moser et. al., 2011). V publikovaných studiích (od laboratorních experimentů po terénní studie) se sledují efekty na biotu. V případě běžného používání kalů a kompostů na zemědělskou půdu nebyly pozorovány škodlivé účinky kontaminace. Nelze však vyloučit environmentální riziko v případě používání nadlimitního množství těchto materiálů (Domene et al., 2008). S výhledem do budoucna mohou kompostované materiály aplikované na zemědělskou půdu představovat ještě další riziko. Přirozenými degradačními procesy se bude kompost rozkládat a bude ubývat jeho organická hmota. Časem se tak mohou uvolňovat do prostředí původně fixované škodliviny a je možné, že aplikace těchto materiálů na zemědělskou půdu přinese další environmentální problémy v budoucnosti (Barker et. al., 2002; Kumpiene et al., 2008).
30
Experimentální část V teoretické části bakalářské práce je poukazováno na potřebu hodnocení kalů nebo kompostovaného materiálu pomocí baterie ekotoxikologických testů. V experimentální části jsou tyto poznatky aplikovány do praxe. Pomocí půdních ekotoxikologických kontaktních testů je hodnoceno riziko průmyslového kalu, které představuje pro životní prostředí. Tento kal je bohatý na fosfor a mohl by být tedy použit jako hnojivo. Problémem je vysoký obsah arsenu a rizika s ním spojená. Vliv kontaminantu je hodnocen pomocí 3 ekotoxikologických biotestů: • Testu ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus • Testu ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida • Testu ekotoxicity se salátem Lactuca sativa
31
7. Testovaný materiál Veškeré testované vzorky byly získány na základě předchozích experimentů v Centru pro výzkum toxických látek v prostředí od Bc. Blanky Maňákové. Hodnoceným materiálem v experimentu bakalářské práce je průmyslový kal pocházející ze sanačního čerpání podzemních vod (stará ekologická zátěž) kontaminovaných z výroby fosfátů. Obsahuje zvýšené množství arsenu (253 mg/kg) a fosforu (84,4 mg/kg). Díky obsahu fosforu by mohl být kal využitelný jako hnojivo, ale množství arsenu překračuje povolenou limitní koncentraci danou vyhláškou č. 382/2001 Sb. Podle dalšího možného využití průmyslového kalu byly použity 3 postupy zpracování: kompostování, vermikompostování a smísení s půdou. V bakalářské práci jsem za pomoci ekotoxikologických půdních biotestů hodnotil pouze vybrané vzorky, a sice kompostovaný kal a kal smísený s přírodní půdou. Vzorky byly vytvořeny v rámci diplomové práce Bc. Blanky Maňákové a dodány v suchém stavu.
7.1.
Kompostovaný kal (varianty K5 a K10)
Průmyslový kal byl kompostován s koňským hnojem po dobu 3 měsíců, pro zhodnocení kompostovacího procesu na chování arsenu. Suroviny pro zakládku kompostu byly tvořeny koňským hnojem, předem smíchaným s pilinami a průmyslovým kalem v poměru 2:1. Suroviny byly předsušeny, homogenizovány a smíchány. Následně byl materiál ovlhčen vodou na 50% WHC a dokonale promíchán vrtačkou s míchacím nástavcem. Byl zvolen kompostér s perforovaným dnem, jež mělo zajistit výměnu plynů mezi zakládkou a okolím. Tímto postupem byla zajištěna činnost aerobních mikroorganismů. Každý týden bylo provedeno překopání kompostu kvůli kyprosti a poréznosti a zabránilo se průběhu anaerobních procesů. Materiál byl v kompostéru 51 dní, nedošlo však k procesu kompostování, a proto byl materiál dále zpracován. Materiál byl vysypán z kompostéru na plachtu a promíchán s trávou. Vzhledem k vlhkosti trávy nebyl úplně homogenně promíchán. Část materiálu byla odebrána a označena jako varianta K5.
32
Další část směsi byla navrácena do kompostéru. Kompostovaný materiál prošel fází zrání a po 3 měsících bylo kompostování ukončeno, čímž vznikla varianta K10.
7.2.
Kal smísený s půdou (varianty PA1, PA2, PA3, PA4)
Průmyslový kal byl smíchán s přírodní půdou ve 4 různých poměrech, simulujících 4 environmentálně-legislativní scénáře. Koncentrační poměry byly vybrány podle platné legislativy z hlediska různého pohledu na zařazení kalu: a) Kal je z čistírny odpadních vod b) Kal je kompost / hnojivo c) Kal je sediment d) Kal je odpad aplikovaný na povrch terénu Smísení kalu s kontrolní přírodní půdou CVM5 (odběr září 2010) popisuje tabulka 2. Tabulka 2 - Poměry smísení kalu s kontrolní půdou ve variantách PA1 - PA4
Varianta PA1 PA2 PA3 PA4
Hmotnost CVM5 (kg) 5,0 5,0 5,0 2,0
Hmotnost kalu (g) 6,6 26,4 396 2000
33
8. Příprava vzorků Veškeré připravené vzorky byly dodány suché. Kvůli vysokému obsahu pevného kalu ve variantách PA3 a PA4 a vysokému organickému podílu ve variantách K5 a K10 byly tyto vzorky ručně rozdrceny ve třecí misce s tloučkem a homogenně promíchány. Poté byly připraveny varianty K5/2 a K10/2: •
Varianta K5/2 vznikla smísením K5 s CVM5 v objemovém poměru 1:1.
•
Varianta K10/2 vznikla smísením K10 s CVM5 v objemovém poměru 1:1.
U všech vzorků byla stanovena hodnota maximální vodní kapilární kapacity půd (WHC) dle standardní operační procedury SOILETOX-SOP-01. U všech vzorků byly také změřeny hodnoty pH podle SOILETOX-SOP-02. pH bylo stanoveno pomocí kontaktní elektrody v ovlhčeném vzorku (50% WHC) a ve 2 dny odstavené půdě. Jako negativní kontrola v testech byla použita půda CVM5, tedy stejná půda jako byla referenční půda, se kterou byly namíchány směsi. V testu s chvostoskokem Folsomia candida byla použita artificiální kontrolní půda (OECD 207, 1984). Tabulka 3 - Přehled testovaných vzorků a jejich charakteristika
Varianta CVM5 AS PA1 PA2 PA3 PA4 K5 K10 K5/2 K10/2
Popis varianty Kontrolní přírodní půda (odběr: září 2010) Artificiální kontrolní půda CVM5 + kal CVM5 + kal CVM5 + kal CVM5 + kal Kal + tráva + hnůj (nově založený kompost) Kompost (po 3. měsíci zrání) K5 + CVM5 (v objemovém poměru 1:1) K10 + CVM5 (v objemovém poměru 1:1)
pH
100% WHC [ml/g]
7,14
0,484
± 6,5 7,25 7,50 7,91 8,10
0,790 0,534 0,538 0,497 0,601
7,69
1,995
7,75
1,737
7,56
0,818
7,74
0,885
34
9. Test ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus Metoda vychází z norem ISO, ČSN ISO a OECD a byla provedena na základě SOILETOX-SOP-09. Biotest je využíván pro zhodnocení vlivu testovaného vzorku na mortalitu a reprodukci roupic druhu Enchytraeus crypticus po 28 denní expozici. Tito živočichové jsou vystaveni působení látek, které přijímají pokožkou a trávicím traktem.
9.1.
Přístroje a pomůcky, chemikálie
Při testu bylo použito obvyklé laboratorní vybavení a zejména následující materiál: •
Skleněné testovací nádoby s víčky, o objemu 0,20-0,30 l, o průměru zhruba 5 cm.
•
Plastové krabičky (cca 5 x 9 cm)
•
Parafilm
•
Háček zhotovený z mikrobiologické kličky
•
Váhy
•
pH metr
•
Fotografické misky (15x15 cm)
•
Fotografická komora
•
Agar (Roth GmbH + Co., produkt č. 5210.1)
•
Mleté autoklávované ovesné vločky
•
Bengálská červeň
•
Etanol
•
Destilovaná voda
9.2.
Charakteristika testovacího organismu
Do testu byly použity roupice druhu Enchytraeus crypticus (z čeledi Enchytraeidae, řádu Oligochaeta, kmene Annelida). Kroužkovci rodu Enchytraeus žijí v mnoha půdách, kde jsou žížaly vzácné, ale mohou dosáhnout vysoké hustoty populace také v půdách dobře osídlených žížalami. Tyto kroužkovce je možné používat nejen k laboratorním zkouškám, ale i 35
k poloterénním a terénním studiím (ČSN ISO 16387). Z praktického hlediska se s roupicemi rodu Enchytraeus snadno pracuje a snadno se chovají. Doba jejich vývoje je významně kratší než u žížal (reprodukce čeledi Enchytraeidae je 4 až 6 týdnů oproti 12 týdnům včetně synchronizace u žížal).
9.3.
Aklimatizace roupic před zahájením testu
Roupice by měly být před vlastní zkouškou aklimatizovány v umělé půdě po dobu nejméně 24 hodin před zkouškou, ve stejných podmínkách jako bude probíhat zkouška. Během této doby by měly být živeny dostatečným množstvím stejné potravy, jako se použije při zkoušce. Na konci aklimatizace se rozplavením destilovanou vodou na Petriho misce vyberou pouze dospělé roupice s viditelným opaskem a za pomoci háčku se opatrně přenesou na povrch testovaného substrátu. Veškerá manipulace s nimi musí být provedena velice citlivě. Roupice jsou velice choulostivé na oděry, mačkání apod., což může později způsobit jejich zvýšenou mortalitu v testu. Synchronizace rozmnožující se kultury nebyla provedena.
9.4. •
Postup testu
Týden před založením vlastní zkoušky byla připravena artificiální půda (10% rašeliny, 20% kaolinového jílu, 70% křemenného písku; pH 6 ± 0,5).
•
Z chovu roupic na agaru byly opatrně za pomocí háčku z mikrobiologické kličky přeneseny dospělé roupice do artificiální půdy na aklimatizaci (ovlhčené na 50% WHC). Roupice byly nakrmeny zhruba 70 mg ovesných vloček.
•
Den před založením vlastní zkoušky byly roupicím v aklimatizační kultuře přidány na jedno místo vločky. Roupice se v průběhu dne shluknou v místě nové potravy, čím bylo usnadněno hledání a vybírání roupic z nádobek s půdou.
•
Mezitím byly všechny testované vzorky připraveny k použití.
•
Roupice z aklimatizované kultury byly rozplaveny v destilované vodě na Petriho misce a pomocí háčku bylo do každé testovací nádoby opatrně umístěno 10 dospělců. Poté bylo přidáno po 30 mg autoklávovaných vloček. Sklenice byly zváženy, opatřeny víčky a zalepeny parafilmem. 36
•
Všechny sklenice byly umístěny do klimatizované místnosti v náhodném pořadí.
•
Vždy po 7 dnech byly sklenice zváženy a případný váhový rozdíl se doplnil destilovanou vodou. Dále byly vždy do každého opakování přidány ovesné vločky a sklenice byly opět zalepeny parafilmem.
•
Po přesně 28 dnech byl zjištěn počet jedinců v každém opakování metodou barvení Bengálskou červení. Do každé nádoby bylo přidáno 5 ml etanolu a nadbytek vody tak, aby nad povrchem substrátu utvořila vrstvu ve výšce 2-3 cm. Následně bylo přidáno 200300 μl roztoku Bengálské červeně v etanolu (100 mg/10 ml). Tímto krokem byly všechny roupice usmrceny a fixovány. Všechny nádoby byly opět opatřeny víčkem a intenzivně protřepány.
•
Druhý den, kdy už byly roupice obarvené, byl obsah nádob postupně přeléván do fotografických misek. Pro lepší odečítání počtu byl rozplavený substrát obarven bílou akrylovou barvou. Dále byl přidán Ludox (koloidní oxid křemičitý, 30% suspenze ve vodě), který vynesl obarvené roupice k hladině. Tento efekt je zapříčiněn rozdílem v hustotě suspenze a těly roupic.
•
Každá miska byla několikrát vyfocena ve fotografické komůrce.
•
Později byl z fotografií vyhodnocen počet dospělců a juvenilů v každém opakování.
•
Roupice ze vzorků K5 a K10 s vysokým organickým podílem byly odečteny ručně, protože plovoucí frakce z kompostování bránila odečítání z fotografií.
9.5.
Podmínky testu
Zkušební nádoby byly přikryty víčky a olepeny parafilmem proti nadměrnému vysychání. Test probíhal v klimatizované místnosti s teplotou 20°C ± 2°C za tmy. Nádoby byly na začátku testu zváženy a případný hmotnostní úbytek byl týdně doplňován odpovídajícím množstvím destilované vody. Roupice byly v chovu i v průběhu testu krmeny autoklávovanými ovesnými vločkami. Krmení se provádí přidáním přibližně 30 mg rozemletých ovesných vloček do každé zkušební nádoby. V průběhu testu je nutné roupice každý týden krmit (30 mg vloček). Pokud došlo ke zplesnivění zbytků potravy, byly odstraněny háčkem.
37
9.6.
Validita testu
Výsledky testu jsou platné, pokud v kontrole platí následující podmínky: •
Mortalita dospělců by neměla v průběhu testu překročit 20% limit
•
Za předpokladu, že na začátku testu bylo zavedeno 10 dospělých roupic, měl by být průměrný počet juvenilů E. crypticus na nádobu vyšší než 100.
•
Koeficient variance spočítaný pro reprodukční data by neměl převyšovat 50%.
38
10.
Test ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida
Metoda slouží ke zhodnocení ekotoxicity mortality a reprodukce chvostoskoka Folsomia candida po expozici testovaným materiálem po dobu 28 dnů. Test vychází z normy ISO 11267 (1999). Tento kontaktní lze dále použít pro hodnocení ekotoxicity chemických látek (pesticidy, hnojiva), reálně kontaminované půdy, vytěžených sedimentů a hlušiny, kalů ČOV, odpadů, sutí a drtí a dalších pevných matric.
10.1. Přístroje a pomůcky, chemikálie •
Při testu bylo použito obvyklé laboratorní vybavení a zejména následující materiál.
•
Skleněné testovací nádoby s víčky, o objemu 0,20-0,30 l, o průměru zhruba 5 cm.
•
Plastové Petriho misky
•
Dechový exhaustor
•
Váhy
•
pH metr
•
Fotografické misky (15x15 cm)
•
Fotografická komora
•
Sádra a aktivní uhlí, smíchané v poměru 9:1
•
Potravinářská fólie, parafilm, nůžky
•
Drcené kvasnice
•
Inkoust
•
Destilovaná voda
10.2. Charakteristika testovacího organismu Test se provádí s kulturou chvostoskoka Folsomia candida (řádu Collembola, třídy Entognatha, podkmene Hexapoda, kmene Arthropoda). Chvostoskoci Folsomia candida jsou běžně rozšířeným druhem a vyskytují se v půdách po celém světě. Jsou citliví na půdní znečištění a snadno se chovají v laboratoři, proto se jich 39
využívá jako standardních testovacích organismů více než 40 let. Dospělci jsou zhruba 1,5 – 3 mm velcí, bílé až nažloutlé barvy. Populace Folsomia candida se skládá výhradně z partenogenetických samic. Při teplotě 20°C jim trvá zhruba 21 až 24 dnů než sexuálně dospějí. V každé snůšce nakladou okolo 30 až 50 vajíček, která se po 7 až 10 dnech začnou líhnout. Optimální teplota líhnutí je 21°C. Při nižších teplotách se délka jejich životního cyklu prodlužuje. Jako potrava ve volné přírodě jim slouží většinou detrit, ale v laboratorních podmínkách jsou krmeni drcenými kvasnicemi.
10.3. Laboratorní chov F. candida Chov Folsomia candida je udržován v plastových Petriho miskách. Chovný substrát tvoří směs sádry a aktivního uhlí v poměru 9:1. Substrát je ve formě prášku umístěn na dno chovných misek ve vrstvě zhruba 1 cm. Následně je ovlhčen destilovanou vodou až do úplné saturace (cca 50 – 100 ml dH2O na 100 g směsi). Do zatvrdlého substrátu se později vyryjí malé rýhy za pomoci kovové špachtličky (pro kladení vajíček). Je nutné udržovat dostatečnou vlhkost substrátu. Ovlhčení se provádí Pasteurovou pipetou a dH2O. Chovné misky jsou přikryté potravinářskou fólií a víkem a uchovávají se v termostatu při 20°C ve tmě. Chovy jsou kontrolovány 2x týdně, větrány a krmeny špetkou sterilních drcených kvasnic.
10.4. Synchronizace chovu •
Před samotným testem je potřeba připravit si synchronizovanou kulturu chvostoskoků.
•
Na nový substrát (sádra s aktivním uhlím v poměru 9:1) byli přemístěni pomocí dechového exhaustoru větší jedinci z chovu (= založení synchronizace). Přemístění chvostoskoků na nový substrát obvykle spouští ovipozici.
•
Po 2 dnech byli dospělí jedinci ze synchronizace odstraněni a v kultivační nádobě tak zůstaly pouze vajíčka.
•
Bylo pozorováno, že za 13 dní po odstranění dospělců se začali líhnout juvenilové. Tento den je počítán jako 1. den jejich života.
40
10.5. Postup testu •
Testované vzorky půd byly ovlhčeny na 50% WHC, zváženy a rozděleny do skleněných nádob po 30 g vždy ve 4 opakováních. Negativní kontrola zde byla zastoupena artificiální půdou ve složení: o 10% vysušená rašelina přesátá a homogenizovaná přes 2 mm síto o 20% kaolinový jíl s obsahem kaolinitu minimálně 30% o 70% křemenný písek s minimálně 50% zrn 0,05 - 0,2 mm o CaCO3 přidané podle potřeby tak, aby výsledné pH bylo 6 ± 0,5
•
Do testu byli použiti juvenilové staří přesně 12 dní. Do každé nádoby jich za pomoci dechového exhaustoru bylo umístěno vždy 10.
•
Do každé nádoby byla přidána špetka kvasnic (asi 2 mg)
•
Nádoby byly zváženy, přikryty víčky a zalepeny parafilmem.
•
Každý týden byly nádoby otevřeny, zváženy a byla přidána špetka kvasnic. V průběhu celého testu nebylo potřeba dále doplňovat vodu.
•
Za 28 dní se přistupuje k vyhodnocení testu. Vyhodnocuje se mortalita dospělců a reprodukce prostřednictvím počtu nově vylíhnutých juvenilů.
•
Z důvodu zpoždění doby líhnutí chvostoskoků, byl test prodloužen o dalších pět dní.
•
K vyhodnocení slouží flotační metoda, při které se využívá nesmáčivosti chvostoskoků: o Do testované nádoby se nalilo cca 100 ml vody. o Obsah nádoby byl kvantitativně převeden do misky, určené k počítání jedinců. o Případné hrudky substrátu mohou být rozetřeny štětečkem, bublinky na hladině lze odstranit jehlou či zmizí sami, pokud chvíli vyčkáme. o Bylo přidáno pár kapek inkoustu. o Miska byla umístěna do fotografické komory, kde se provedla fotodokumentace vzorku. o Počty chvostoskoků byly následně odečteny z fotografie.
10.6. Podmínky testu Zkušební nádoby byly přikryty víčky a zalepeny parafilmem proti nadměrnému vysychání. Test probíhal v klimatizované místnosti s teplotou 20°C ± 2°C za tmy. Nádoby byly na začátku testu zváženy a případný hmotnostní úbytek byl týdně doplňován odpovídajícím množstvím destilované vody.
10.7. Validita testu Výsledky testů jsou považovány za platné, pokud jsou v kontrole splněny následující podmínky: •
Mortalita dospělců nesmí přesáhnout 20%
•
Počet juvenilů při vyhodnocení testu musí být vyšší než 100 na jednu repliku
•
Variabilita nesmí přesáhnout 30%.
42
11.
Test ekotoxicity se salátem Lactuca sativa
Metodika popisuje test vedoucí ke zhodnocení toxicity (měřené délky kořene) pro salát Lactuca sativa var. capitata (salát hlávkový k rychlení Safír) po expozici testovaného materiálu po dobu 120 ± 2 hodin. Tato metoda byla provedena podle SOILETOX-SOP-08.
11.1. Přístroje a pomůcky, chemikálie •
Při testu bylo použito obvyklé laboratorní vybavení a zejména následující materiál.
•
Plastové zkušební nádoby s víčky, plocha 15 cm2, výška 5 cm.
•
Velké Petriho misky, filtrační papír
•
Váhy
•
Pravítko, pinzeta, lžička
•
Destilovaná voda
11.2. Postup testu •
Před zahájením testu se semena salátu nechaly předklíčit ve velkých Petriho miskách na vrstvě filtračního papíru zvlhčené destilovanou vodou po dobu necelých 48 hodin. Předklíčení probíhalo za laboratorní teploty, bez regulace osvětlení.
•
Pro zkoušku byla vybrána vhodná naklíčená semena, popř. s délkou kořene maximálně 2 mm.
•
Veškeré testované půdy byly dle potřeby najemno rozdrceny ve třecí misce. Všechny vzorky byly do testu ovlhčeny na 50% maximální vodní kapacity.
•
Do zkušebních nádob (průhledné plastové boxy) se navážilo 200 g zvlhčené půdy od každého vzorku v duplikátech. Jako negativní kontrola bylo použito 4 x 200 g zvlhčené přírodní půdy CVM5.
•
V každé misce byla rozvržena pravoúhlá síť 5 x 3 bodů. Do vytvořených jamek asi 0,5 cm hlubokých byla pomocí pinzety opatrně rozmístěna předklíčená semena, a sice vždy kořenem dolů. Semena se nepřikrývala zeminou, pouze byla přitlačena k substrátu. 43
•
Všechny plastové boxy byly zakryty plastovým víčkem a ponechány při laboratorní teplotě zhruba 22°C bez regulace osvětlení.
•
V průběhu testu nebyly již vzorky dále zavlažovány.
•
Po přesně 5 dnech byly veškeré rostlinky opatrně vyjmuty ze substrátu a byla u nich změřena délka kořene, a to s přesností na 1 mm.
11.3. Podmínky testu Test probíhal při laboratorní teplotě za neřízených světelných podmínek. V průběhu pětidenního testu se s nádobami nemanipulovalo a vlhkost nebyla kontrolována.
11.4. Validita testu Výsledky testu jsou platné, jestliže jsou splněny následující podmínky: •
Variační koeficient paralelních stanovení je ≤ 20%.
•
Průměrná délka kořene salátu v kontrole je minimálně 15 mm.
44
12.
Výsledky
V experimentální části byly použity 3 různé ekotoxikologické půdní biotesty. Jedná se o test s roupicí Enchytraeus crypticus, chvostoskokem Folsomia candida a se salátem Lactuca sativa. Byly zhodnoceny vybrané vzorky průmyslového kalu s vysokým obsahem fosforu a arsenu smíchané v různých poměrech s kontrolní přírodní půdou (od nejnižší koncentrace kalu ve variantě PA1 po nejvyšší v PA4). Dále byla hodnocena varianta kompostovaného kalu (K10) a vzorky kompostovaného kalu s kontrolní půdou v objemovém poměru 1:1 (K10/2). Kal smísený s trávou a koňským hnojem tvoří variantu K5. Smísením s kontrolní půdou v objemovém poměru 1:1 vznikla varianta K5/2. V testech s roupicí a chvostoskokem byla spočítána množství dospělců a juvenilů pro jednotlivá opakování, vypočítány průměrné počty pro každou variantu a směrodatné odchylky. Poté byla z dat pro každou variantu vypočítána mortalita (%) dospělců a inhibice reprodukce (%). V testu se salátem byla změřena délka kořene každé rostliny, vypočítány průměry pro jednotlivé varianty a směrodatné odchylky. Z výsledku byla vypočítána míra inhibice růstu kořene oproti kontrole. Kritéria pro validitu všech testů byla splněna. Výsledky testů jsou uvedeny v jednotlivých tabulkách níže a pro přehlednost byly zobrazeny v grafech.
12.1. Výsledky testu s Enchytraeus crypticus Tabulka 4 popisuje výsledky testu s roupicí. Zobrazuje počty jedinců v jednotlivých variantách, ze kterých byly vypočteny směrodatné odchylky, mortalita dospělců a inhibice reprodukce. Data byla převedena do grafického zpracování zvlášť pro mortalitu a zvlášť pro reprodukci.
45
Tabulka 4 - Výsledky testu ekotoxicity s roupicí Enchytraeus crypticus SD SD Průměrná SD Průměrná Průměrný Mortalita průměrné Průměrný Počet průměrného mortalita Počet průměrného inhibice Varianta počet dospělců mortality počet dospělců počtu dospělců juvenilů počtu reprodukce dospělců (%) dospělců juvenilů dospělců (%) juvenilů (%) (%)
CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 PA1 PA1 PA1 PA1 PA2 PA2 PA2 PA2 PA3 PA3 PA3 PA3 PA4 PA4 PA4 PA4 K5 K5 K5 K5 K5/2 K5/2 K5/2 K5/2 K10 K10 K10 K10 K10/2 K10/2 K10/2 K10/2
10 10 10 9 10 10 10 10 10 10 8 10 8 9 10 10 8 7 7 8 7 7 5 4 8 1 3 5 10 2 10 8 4 3 2 3 10 5 8 7
9,9
0,4
9,5
1,0
9,3
1,0
7,5
0,6
5,8
1,5
4,3
3,0
7,5
3,8
3,0
0,8
7,5
2,1
0,00 0,00 0,00 10,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 20,00 0,00 20,00 10,00 0,00 0,00 20,00 30,00 30,00 20,00 30,00 30,00 50,00 60,00 20,00 90,00 70,00 50,00 0,00 80,00 0,00 20,00 60,00 70,00 80,00 70,00 0,00 50,00 20,00 30,00
1,25
3,54
5,00
10,00
7,50
9,57
25,00
5,77
42,50
15,00
57,50
29,86
25,00
37,86
70,00
8,16
25,00
20,82
199 121 297 240 186 153 335 196 136 241 175 219 242 59 195 249 68 80 118 47 78 149 107 56 16 2 8 10 95 18 346 46 17 15 18 45 56 114 176 95
215,9
71,6
192,8
46,7
10,71
186,3
88,2
13,72
78,3
29,8
63,75
97,5
40,2
54,83
9,0
5,8
95,83
126,3
149,9
41,52
23,8
14,2
89,00
110,3
50,0
48,93
46
Graf 1 - Průměrný počet dospělých roupic Enchytraeus crypticus
Graf 2 - Průměrný počet juvenilních roupic Enchytraeus crypticus
Jak je možné pozorovat z tabulky 4 a grafu 1, mortalita dospělých roupic se se zvyšující koncentrací kalu ve variantách PA1 až PA4 postupně zvyšuje. Vysoké mortality bylo dosaženo ve vzorcích K5 i K10. Ve vzorcích K5/2 a K10/2 byla mortalita zhruba poloviční. Jednotlivé vzorky K5 a K5/2 vykazovaly velmi vysokou rozdílnost v počtu přeživších dospělých roupic. Graf 2 zobrazuje vliv testovaných vzorků na reprodukci roupic. Reprodukce vykazuje podobné výsledky jako mortalita. Výsledky u variant K5 a K10 vyšly velice podobně, stejně tak výsledky u variant K5/2 a K10/5.
Inhibice reprodukce je ve variantě K5 téměř
47
stoprocentní. Výsledky jednotlivých opakování vzorku K5/2 vykazovaly velice vysokou variabilitu.
12.2. Výsledky testu s Folsomia candida
Tabulka 5 zobrazuje výsledky testu s chvostoskokem Folsomia candida. Pro tento test byly vypočítány stejné parametry jako pro test s roupicemi (průměrné počty dospělců a juvenilů, směrodatné odchylky, mortalita a reprodukce). Tabulka 5 - Výsledky testu ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida SD SD Průměrná SD Průměrný Mortalita průměrné Průměrný Inhibice Počet průměrného mortalita Počet průměrného Varianta počet dospělců mortality počet reprodukce dospělců počtu dospělců juvenilů počtu dospělců (%) dospělců juvenilů (%) dospělců (%) juvenilů (%)
AS AS AS AS
9 10 9 10
PA1 PA1 PA1 PA1
10 7 9 9
PA2 PA2 PA2 PA2
8 8 8 9
PA3 PA3 PA3 PA3
10 10 8 7
PA4 PA4 PA4 PA4
10 6 9 7
K5 K5 K5 K5
6 6 7 7
9,50
8,75
8,25
8,75
8,00
6,50
0,58
10,00 0,00 10,00 0,00
1,26
0,00 30,00 10,00 10,00
0,50
20,00 20,00 20,00 10,00
1,50
0,00 0,00 20,00 30,00
1,83
0,00 40,00 10,00 30,00
0,58
40,00 40,00 30,00 30,00
5,00
12,50
17,50
12,50
20,00
35,00
5,77
260 193 184 231
217,00
35,17
12,58
107 162 209 212
172,50
49,31
20,51
5,00
130 112 120 156
129,50
19,14
40,32
15,00
114 117 140 94
116,25
18,84
46,43
5,77
121 102 75 104
100,50
19,02
53,69
5,77
118 149 119 129
128,75
14,38
40,67
48
Tabulka 5 - Výsledky testu ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida, pokračování Průměrný Počet Varianta počet dospělců dospělců
K5/2 K5/2 K5/2 K5/2
7 7 6 6
K10 K10 K10 K10
6 9 3 2
K10/2 K10/2 K10/2 K10/2
5 6 4 6
6,50
5,00
5,25
SD SD Průměrná SD Mortalita průměrné Průměrný Inhibice průměrného mortalita Počet průměrného dospělců mortality počet reprodukce počtu dospělců juvenilů počtu (%) dospělců juvenilů (%) dospělců (%) juvenilů (%)
0,58
30,00 30,00 40,00 40,00
3,16
40,00 10,00 70,00 80,00
0,96
50,00 40,00 60,00 40,00
35,00
50,00
47,50
5,77
138 174 123 166
150,25
23,84
30,76
31,62
128 194 103 96
130,25
44,66
39,98
9,57
135 113 71 91
102,50
27,63
52,76
Graf 3 - Průměrný počet dospělých chvostoskoků Folsomia candida
49
Graf 4 - Průměrný počet juvenilních chvostoskoků Folsomia candida
Tabulka 5 a graf 3 zobrazují mortalitu chvostoskoků. Mortalita u chvostoskoků se neprojevila tak citlivě jako mortalita dospělých roupic. Varianty PA1 až PA4 nepřesáhly v průměru 20% mortalitu. Mortalita ve vzorcích K5 i K5/2 vyšla shodně. Téměř shodné jsou i výsledky pro K10 a K10/2. Mortalita chvostoskoků je v tomto případě ale zhruba o 15% vyšší. Mortalita ve variantě K10 se projevila značnou variabilitou. Reprodukci chvostoskoků zobrazuje graf 4. Reprodukce se již projevila jako citlivější ukazatel a ve vzorcích PA1 až PA4 vykazuje postupný pokles se vzrůstající koncentrací kalu. Inhibice reprodukce ve vzorcích K5 a K10 byla naměřena téměř shodná. Varianta K10/2 se zde jako v jediném testu projevila s vyšší inhibicí než varianta K10/2 nesmísená s půdou.
12.3. Výsledky testu s Lactuca sativa Tabulka 6 udává průměrné délky kořene salátu Lactuca sativa v jednotlivých testovaných boxech, jejich směrodatnou odchylku a inhibici (popř. stimulaci) na růst kořene oproti kontrole. Tyto data byla zobrazena v grafu 5.
50
Tabulka 6 Výsledky testu ekotoxicity se salátem Lactuca sativa Průměrná Varianta délka kořene (mm)
CVM5 CVM5 CVM5 CVM5 PA1 PA1 PA2 PA2 PA3 PA3 PA4 PA4 K5 K5 K5/2 K5/2 K10 K10 K10/2 K10/2
34,5 35,4 36,9 35,5 27,5 30,5 31,5 32,4 38,5 45,2 37,9 43,9 19,7 26,5 34,2 36,6 33,8 39,0 42,3 36,1
Průměr délky kořene ve variantě (mm)
SD průměru délky kořene ve variantě (mm)
35,6
9,0
29,1
9,0
18,1
32,0
10,1
10,2
42,0
8,9
-17,9
40,9
7,5
-14,9
22,9
7,4
35,8
35,4
8,3
0,4
36,3
8,7
-2,0
39,1
11,9
-9,9
Inhibice (%)
Graf 5 – Průměrná délka kořene Lactuca sativa v jednotlivých variantách
51
V tabulce 4 a grafu 5 je možné vidět, že se vliv kalu smíchaného s kontrolní půdou projevuje opačným způsobem než u předchozích dvou testů s živočišnými populacemi. Se vzrůstající koncentrací kalu ve variantách PA1 a PA2 se inhibice růstu kořene snižuje. Ve variantách PA3 a PA4 je dosažena dokonce stimulace 17,9% a 14,9% oproti kontrole. Varianta K5 vykazuje největší inhibici růstu kořene (35,8%). Mezi výsledky u varianty K5/2 a kontrolou nebyl zjištěn statisticky významný rozdíl. Kompostovaný kal K10 vykazuje 2,0% stimulaci růstu a po smísení s přírodní půdou dokonce 9,9% stimulaci oproti kontrole. Podle kritérií toxicity definovaných v SOILETOX-SOP-08 lze na základě zjištěných dat označit variantu K5 za ekotoxickou.
52
13.
Diskuze
Používání kalů a kompostů jako fertilizérů aplikovaných v zemědělství s sebou přináší potencionální environmentální rizika. Ekotoxické vlastnosti těchto materiálů byly posuzovány na základě tři testů. První test s E. crypticus vyjadřuje vliv kontaminace na mortalitu dospělých jedinců a na jejich reprodukci. Mortalita ve variantách PA1 a PA2 nebyla pozorována. Nárůst mortality se projevil až ve variantách PA3 (25%) a PA4 (42%). Obdobně vyšla i reprodukce. Jediný rozdíl spočívá v mírném nárůstu počtu juvenilních roupic ve variantě PA4 oproti PA3. Tento výkyv je však pravděpodobně způsoben pouze přirozenou variabilitou, neboť počty juvenilů v jednotlivých variantách kolísají s větší odchylkou. Pro podložení nebo vyvrácení této teorie by bylo nutné použít více opakování těchto variant. Vysoká mortalita dospělců se projevila ve variantách K5 (57%) a K10 (70%). Smísením těchto vzorků s kontrolní přírodní půdou se podařilo tyto toxické vlastnosti vzorků zredukovat zhruba na polovinu. Reprodukce v těchto variantách (K5/2 a K10/5) vykazuje inhibici 89 a 95%. Je možné, že kompostovaný materiál nevyhovoval biologickým nárokům roupic. Materiál obsahoval velké množství organických zbytků, suché trávy a pilin. Byl velice lehký a nadýchaný. Na první pohled se naprosto lišil od ostatních testovaných vzorků s půdou CVM5. V těchto variantách byly navíc pozorovány snahy roupic o únik ze substrátu. Roupice lezly po stěnách testovaných nádob, aniž by se snažily skrýt do půdy. Z tohoto důvodu by mohlo být zajímavé otestovat tyto varianty také avoidance testem. Vliv kontaminace na mortalitu u chvostoskoka F. candida nebyl u vzorků PA1 až PA4 příliš patrný. Tyto varianty sice vykazovaly mírný nárůst mortality oproti kontrolní variantě, ale hodnoty mortality nikdy nepřekročily limit 20%. Inhibice reprodukce velmi výrazně narůstá se vzrůstající koncentrací kalu ve vzorcích PA1 až PA4, jak bylo předpokládáno. Rozdíly mezi mortalitou u variant K5 a K5/2 a dále K10 a K10/2, pozorovatelný v testu s roupicemi, nebyl v testu s chvostoskoky výrazný. Výsledky těchto variant jsou téměř shodné, a to i v případě reprodukce. Doba trvání experimentu s chvostoskokem byla prodloužena o 4 dny. Po 28 dnech, kdy se má standardně test vyhodnocovat, nebyla splněna podmínka validity z důvodu zpoždění doby
53
líhnutí juvenilů. Prodloužení životního cyklu chvostoskoků může být dáno sezónními fluktuacemi v chovu. Odlišné výsledky byly získány z testu se salátem L. sativa. Se vzrůstající koncentrací kalu v půdách PA1 až PA3 rostla stimulace růstu kořene. Bylo dosaženo až 17,9% stimulace růstu oproti kontrole. Tento fakt lze přisoudit obsahu fosforu v kalu. Fosfor je důležitým prvkem a živinou pro růst rostlin, zejména pro vývoj kořene v raných fázích vývinu (Zapata & Zaharah, 2002). Příjem fosforu obsaženého v kalu klíčeným semenem salátu mohl vyvolat rychlejší růst kořene a nárůst biomasy a zastínit tak fytotoxické vlastnosti arsenu. Sloučeniny arsenu a fosforu jsou také chemicky analogické. Tu & Ma, 2003 pozorovali v hydroponickém živném roztoku kontaminovaném arsenem vzájemnou kompetici v příjmu rostlinou. Fosfor dokonce částečně potlačoval vstřebání arsenu do rostliny. Kompostovaná varianta kalu smíchaná s přírodní půdou vykazovala stimulaci oproti kontrole téměř 10%. Toto posílení růstu kořene lze vysvětlit pozitivním vlivem procesu kompostování na obsah snadno dostupných živin, na imobilizaci arsenu a jeho fixaci v organické matrici. Z výsledků testu se salátem tedy vyplývá pozitivní vliv kompostování na kvalitu půdy pro rostliny. Varianta K5, která neprošla procesem zrání kompostu, vykazuje ekotoxické vlastnosti, neboť způsobila inhibici růstu kořene více než 35%. Test s roupicemi oproti testu s rostlinou vykazoval naprosto opačný efekt v případě výsledků toxicity kompostovaného kalu (K5 a K10). Zatímco výsledky testu se salátem prokazovaly stimulaci růstu rostlin, výsledky testu s roupicemi vykazovaly výrazné ekotoxické vlastnosti. Test s roupicemi se při hodnocení kompostovaných variant projevil jako velice citlivý ukazatel znečištění. Ve vzorcích K5 a K10 vykazovaly roupice inhibici reprodukce až 95%, zatímco u testu s chvostoskoky byla pozorovaná inhibice maximálně 52%. Tři kontaktní testy použité v bakalářské práci vykazovaly velmi rozdílné výsledky. Z tohoto důvodu je při testování kalů a zejména kompostovaných materiálů potřeba využívat celou baterii testů. Ke stejnému závěru došel ve své studii také Moreira et. al., 2008. V testech byly hodnoceny pouze vybrané vzorky kalů a kompostů. V předchozích experimentech v Centru byly provedeny ještě další úpravy kalu, včetně vermikompostování. Tyto varianty budou pomocí ekotoxikologických testů hodnoceny v budoucnu.
54
Závěr Cílem bakalářské práce bylo zhodnotit využití kontaktních testů při stanovení ekotoxicity kompostů a kalů. Pro relevantní hodnocení environmentálního rizika kalů a kompostů se využívá fyzikálních, chemických a biologických metod. Pro komplexní vyhodnocení nebezpečí pro půdní společenstva se využívá kontaktních ekotoxikologických biotestů, které zahrnují vliv testované matrice na osud kontaminantů. V práci byly popsány různé metody zpracování a úpravy kalů ČOV. Mezi výhodné úpravy kalů patří kompostování. Tento proces má vliv na stabilizaci, hygienizaci a dekontaminaci kompostovaného materiálu. Těchto přínosných vlastností kompostování se využívá v souvislosti s nakládání s odpady. Podle Zákona o odpadech č. 185/2001 Sb. je nutné omezovat jejich množství a podporovat snahy o jejich další využití. Komposty a kaly obsahují vysoký obsah živin. Těchto pozitivních vlastností se využívá v zemědělství. Aplikace kompostovaných odpadů na zemědělskou půdu s sebou ale přináší kromě pozitivních fertilizačních účinků i riziko kontaminace. Toxické nedegradabilní látky mohou vstupovat do potravního řetězce, koncentrovat se v živých systémech a ve výsledku tak přinášet zdravotní riziko i pro člověka. Minimalizace vstupu škodlivin do prostředí a živých organismů a jejich správné stanovení je tedy v tomto případě klíčová. V experimentální části bakalářské práce byly provedeny tři ekotoxikologické půdní biotesty. Testovaným materiálem byl průmyslový kal bohatý na fosfor ale zároveň i kontaminovaný arsenem. Testy vykazovaly poměrně velkou rozdílnost výsledků. Největší odlišnost byla naměřena v testu růstu kořene L. sativa. Vzorky s nejvyšší koncentrací kalu a vzorky kompostovaného kalu vykazovaly stimulaci do 18%. Navzdory tomuto faktu, testy s živočišnými populacemi vykazovaly inhibici reprodukce a nárůst mortality. Výsledky testu s E. crypticus u variant kompostovaného substrátu a variant s vysokým obsahem organického materiálu prokázaly více než 90% inhibice reprodukce a zároveň i velkou variabilitu.
55
Zkratky
AOX
Organicky vázaný halogen
AS
Artificiální půda
BRO
Biologicky rozložitelný odpad
CVM5
Kontrolní přírodní půda, odběr září 2010
ČOV
Čistírna odpadních vod
ČSN
Česká technická norma
dH2O
Destilovaná voda
ISO
International Organization for Standardization
MŽP
Ministerstvo životního prostředí
PAHs
Polycyklické aromatické uhlovodíky
PCB
Polychlorované bifenyly
SD
Směrodatná odchylka
WHC
Water holding capacity (vodní kapilární kapacita půdy)
56
Literatura 86/278/EHS, Směrnice Rady o ochraně životního prostředí a zejména půdy při používání kalů z čistíren odpadních vod v zemědělství Aguayo, S., M. J. Munoz, A. de la Torre, J. Roset, E. de la Pena, and M. Carballo, 2004, Identification of organic compounds and ecotoxicological assessment of sewage treatment plants (STP) effluents: Science of the Total Environment, v. 328, p. 69-81. Aira, M., F. Monroy, and J. Dominguez, 2006, C to N ratio strongly affects population structure of Eisenia fetida in vermicomposting systems: European Journal of Soil Biology, v. 42, p. S127-S131. Alvarenga, P., P. Palma, A. P. Goncalves, R. M. Fernandes, A. C. Cunha-Queda, E. Duarte, and G. Vallini, 2007, Evaluation of chemical and ecotoxicological characteristics of biodegradable organic residues for application to agricultural land: Environment International, v. 33, p. 505-513. Aparna, C., P. Saritha, V. Himabindu, and Y. Anjaneyulu, 2008, Techniques for the evaluation of maturity for composts of industrially contaminated lake sediments: Waste Management, v. 28, p. 1773-1784. Barker, V. Allan, Bryson G. M., Bioremediation of Heavy Metals and Organic Toxicants by Composting, Department of Plant and Soil Sciences, University of Massachusetts, 2002-02-12, TheScientificWorldJOURNAL (2002) 2, 407–420, ISSN 1537-744X Bresters, A. R., Coulomb, I., Deak, B., Matter, B., Saabye, A., Spinosa, L. and Utvik, A. Sludge Treatment and Disposal - Management Approaches and Experiences. 1997. Dostupné z WWW:
. ISBN 8790402-05-7 Bernardo, M. S., N. Lapa, R. Barbosa, M. Goncalves, B. Mendes, F. Pinto, and I. Gulyurtlu, 2009, Chemical and ecotoxicological characterization of solid residues produced during the co-pyrolysis of plastics and pine biomass: Journal of Hazardous Materials, v. 166, p. 309-317. Cai, Q. Y., C. H. Mo, Q. T. Wu, Q. Y. Zeng, A. Katsoyiannis, and J. F. Ferard, 2007, Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)-contaminated sewage sludge by different composting processes: Journal of Hazardous Materials, v. 142, p. 535-542. Crouau, Y., C. Gisclard, and P. Perotti, 2002, The use of Folsomia candida (Collembola, Isotomidae) in bioassays of waste: Applied Soil Ecology, v. 19, p. 65-70. Černý, Jindřich: Využití odpadů z ČOV jako zdroje organických látek a živin. [online] 201006-02, revize 2010-05-24 [cit. 2011-05-23] Dostupné z WWW: . Degli-Innocenti, F., G. Bellia, M. Tosin, A. Kapanen, and M. Itavaara, 2001, Detection of toxicity released by biodegradable plastics after composting in activated vermiculite: Polymer Degradation and Stability, v. 73, p. 101-106. Dohányos, Michal: Efektivní využití a likvidace čistírenských kalů. Biom.cz [online]. 200605-09 [cit. 2011-05-30]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655.
57
Domene, X., J. M. Alcaniz, and P. Andres, 2007, Ecotoxicological assessment of organic wastes using the soil collembolan Folsomia candida: Applied Soil Ecology, v. 35, p. 461-472. Domene, X., W. Ramirez, S. Mattana, J. M. Alcaniz, and P. Andres, 2008, Ecological risk assessment of organic waste amendments using the species sensitivity distribution from a soil organisms test battery: Environmental Pollution, v. 155, p. 227-236. Dominguez, J., and C. A. Edwards, 1997, Effects of stocking rate and moisture content on the growth and maturation of Eisenia andrei (Oligochaeta) in pig manure: Soil Biology & Biochemistry, v. 29, p. 743-746. Dominguez, J., C. A. Edwards, and S. Subler, 1997, A comparison of vermicomposting and composting: Biocycle, v. 38, p. 57-59. Doran, J. W., and M. R. Zeiss, 2000, Soil health and sustainability: managing the biotic component of soil quality: Applied Soil Ecology, v. 15, p. 3-11. EN 14735 (2005): Characterisation of waste – Preparation of waste samples for ecotoxicity tests. Garcia, C., J. L. Moreno, T. Hernandez, F. Costa, and A. Polo, 1995, EFFECT OF COMPOSTING ON SEWAGE SLUDGES CONTAMINATED WITH HEAVYMETALS: Bioresource Technology, v. 53, p. 13-19. Gawlik B.M. and Moser H. (2006): Problems around Soil and Waste III - The H-14 Criterion and (Bio)analytical Approaches for Ecotoxicological Waste Characterization. Workshop Proceedings, EUR 22152, European Communities, Luxembourg. Haroun, M., A. Idris, and S. R. S. Omar, 2007, A study of heavy metals and their fate in the composting of tannery sludge: Waste Management, v. 27, p. 1541-1550. He, M. M., W. H. Li, X. Q. Liang, D. L. Wu, and G. M. Tian, 2009, Effect of composting process on phytotoxicity and speciation of copper, zinc and lead in sewage sludge and swine manure: Waste Management, v. 29, p. 590-597. Hlavínek, P., Mičin, J., Prax, P.: Stokovaní a čištění odpadních vod. Brno,Vysoké učeni technické v Brně - Fakulta strojní, Akademické nakladatelství CERM, s.r.o. 2003 Brno. Hofman, Jakub: Ekotoxikologické biotesty, [přednáška] Brno: PřF MU, 2011-04-07 Hofman, Jakub: Vácha, R, Kulovaná, M: Ekotoxikologické hodnocení vytěžených sedimentů a tuhých odpadů a legislativní změny, 2009-04-24, Odpadové fórum, p. 3482-3489 Hua, L., W. X. Wu, Y. X. Liu, M. McBride, and Y. X. Chen, 2009, Reduction of nitrogen loss and Cu and Zn mobility during sludge composting with bamboo charcoal amendment: Environmental Science and Pollution Research, v. 16, p. 1-9. ISO 16387 (2004): Soil Quality - Effects of pollutants on Enchytraeidae (Enchytraeus sp.). Determination of effects on reproduction and survival. ISO 11267 (1999). Soil Quality - Inhibition of reproduction of Collembola (Folsomia candida) by soil pollutants. ISO 11269-1 (1993): Soil quality - Determination of the effects of pollutants on soil flora -Part 1: Method for the measurement of inhibition of root growth Itavaara, M., M. Vikman, M. Liisa, and A. Vuorinen, 2010, Maturity Tests for Composts Verification Of a Test Scheme for Assessing Maturity: Compost Science & Utilization, v. 18, p. 174-183. Iwegbue, M. A. Chukwujindu; Egun A.C.; Emuh F. N.; Osirimah N. O.: Compost Maturity Evaluation and its Significance to Agriculture, 2006, Pakistan Journal of Biological Sciencis 9 (15), p. 2933-2944, ISSN 1028-8880 Jamaludin, A. A., and N. Z. Mahmood, 2010, Effects of Vermicomposting Duration to Macronutrient Elements and Heavy Metals Concentrations in Vermicompost: Sains Malaysiana, v. 39, p. 711-715. 58
Jimenez, E. I., and V. P. Garcia, 1989, EVALUATION OF CITY REFUSE COMPOST MATURITY - A REVIEW: Biological Wastes, v. 27, p. 115-142. Kapanen, A., J. R. Stephen, J. Bruggemann, A. Kiviranta, D. C. White, and M. Itavaara, 2007, Diethyl phthalate in compost: Ecotoxicological effects and response of the microbial community: Chemosphere, v. 67, p. 2201-2209. Khalil, A. I. , Hassouna M. S., H. El-Ashqar M. A., Fawzi M., Changes in physical, chemical and microbial parameters during the composting of municipal sewage sludge, 201103-10, World J Microbiol Biotechnology, volume 27/2011, ISSN 1573-0972. Khwairakpam, M., and R. Bhargava, 2009, Vermitechnology for sewage sludge recycling: Journal of Hazardous Materials, v. 161, p. 948-954. Kočí, Vladimír: Význam testů toxicity pro hodnocení vlivu látek na životní prostřed. Chemické listy [online]. 2006, Vol. 100, Issue 10, [cit. 2011-04-20]. Dostupný z WWW: . ISSN 1213-7103. Kosobucki, P., A. Chmarzynski, and B. Buszewski, 2000, Sewage sludge composting: Polish Journal of Environmental Studies, v. 9, p. 243-248. Kubík, Ladislav: Rizikové prvky v kalech z čistíren odpadních vod (ČOV). Biom.cz [online]. 2009-02-09 [cit. 2011-04-07]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655. Kumpiene, J., A. Lagerkvist, and C. Maurice, 2008, Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments - A review: Waste Management, v. 28, p. 215-225. Kutil, Josef; Dohányos, Michal: Efektivní využití a likvidace čistírenských kalů. Biom.cz [online]. 2005-01-05 [cit. 2011-04-07]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655. Liu, Y. S., L. L. Ma, Y. Q. Li, and L. T. Zheng, 2007, Evolution of heavy metal speciation during the aerobic composting process of sewage sludge: Chemosphere, v. 67, p. 1025-1032. Lyčková, Barbora: Posouzení možnosti využití kalů z ČOV na povrchu terénu. Biom.cz [online]. 2009-10-05 [cit. 2011-04-07]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655. Lyčková, Barbora, P. Fečko, R. Kučerová: Multimediální učební texty zaměřené na problematiku zpracování kalů [online] 2008 [cit. 2011-05-23]. Dostupné z WWW: . Mantis, I., D. Voutsa, and C. Samara, 2005, Assessment of the environmental hazard from municipal and industrial wastewater treatment sludge by employing chemical and biological methods: Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 62, p. 397-407. Mena, E., A. Garrido, T. Hernandez, and C. Garcia, 2003, Bioremediation of sewage sludge by composting: Communications in Soil Science and Plant Analysis, v. 34, p. 957971. Metodický pokyn odboru odpadů ke stanovení ekotoxicity odpadů. Věstník MŽP, ročník XVII, částka 4, duben 2007. Moreira, R., J. P. Sousa, and C. Canhoto, 2008, Biological testing of a digested sewage sludge and derived composts: Bioresource Technology, v. 99, p. 8382-8389. Moser, H., J. Roembke, G. Donnevert, and R. Becker, 2011, Evaluation of biological methods for a future methodological implementation of the Hazard criterion H14 'ecotoxic' in the European waste list (2000/532/EC): Waste Management & Research, v. 29, p. 180-187.
59
MŽP ČR: Kaly z čistíren odpadních vod [online]. 2008-08-29 [cit. 2011-05-23] Dostupný z WWW: . OECD 207, 1984, OECD guideline for testing of chemicals, Earthworm acute toxicity tests Pandard, P., J. Devillers, A. M. Charissou, V. Poulsen, M. J. Jourdain, J. F. Ferard, C. Grand, and A. Bispo, 2006, Selecting a battery of bioassays for ecotoxicological characterization of wastes: Science of the Total Environment, v. 363, p. 114-125. Pare, T., H. Dinel, and M. Schnitzer, 1999, Extractability of trace metals during cocomposting of biosolids and municipal solid wastes: Biology and Fertility of Soils, v. 29, p. 31-37. Pastorek, Zdeněk: Legislativa bioodpadů - kompostování v praxi. Biom.cz [online]. 2004-0419 [cit. 2011-05-25]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655. Ranalli, G., G. Bottura, P. Taddei, R. Marchetti, and C. Sorlini, 2001, Composting of solid and sludge residues from agricultural and food industries. Bioindicators of monitoring and compost maturity: Journal of Environmental Science and Health Part aToxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering, v. 36, p. 415-436. Shugart, L. R., J. F. McCarthy, and R. S. Halbrook, 1992, BIOLOGICAL MARKERS OF ENVIRONMENTAL AND ECOLOGICAL CONTAMINATION - AN OVERVIEW: Risk Analysis, v. 12, p. 353-359. Sim, E. Y. S., and T. Y. Wu, 2010, The potential reuse of biodegradable municipal solid wastes (MSW) as feedstocks in vermicomposting: Journal of the Science of Food and Agriculture, v. 90, p. 2153-2162. Sinha, R. K., S. Herat, G. Bharambe, and A. Brahambhatt, 2010, Vermistabilization of sewage sludge (biosolids) by earthworms: converting a potential biohazard destined for landfill disposal into a pathogen-free, nutritive and safe biofertilizer for farms: Waste Management & Research, v. 28, p. 872-881. Sirotková, Dagmar: Kaly ČOV – Nové směry zájmu, [online] Centrum pro hospodaření s odpady VUV T.G.M., 2010-02-04 [cit. 2011-05-24] Dostupné z WWW: . Smith, S. R., 2009, A critical review of the bioavailability and impacts of heavy metals in municipal solid waste composts compared to sewage sludge: Environment International, v. 35, p. 142-156. SOILETOX-SOP-01 (2008): Stanovení sušiny a maximální vodní kapacity půdy (WHC) SOILETOX-SOP-02 (2008): Stanovení půdní reakce – pH SOILETOX-SOP-08 (2008): Test ekotoxicity se salátem Lactuca sativa SOILETOX-SOP-09 (2008): Test ekotoxicity s roupicemi (Enchytraeidae) SOILETOX-SOP-10 (2008): Test ekotoxicity s chvostoskokem Folsomia candida (Collembola) Tu, C., and L. Q. Ma, 2003, Effects of arsenate and phosphate on their accumulation by an arsenic-hyperaccumulator Pteris vittata L: Plant and Soil, v. 249, p. 373-382. Váňa, Jaroslav. Stary.biom.cz : Přednáška 3 [online]. 8.0.3612. 13.2.1997 [cit. 2011-04-07]. Skripta z předmětu ekologie a ekotechnika. Dostupné z WWW: . Váňa, Jaroslav: Kompostování odpadů. Biom.cz [online]. 2002-01-14 [cit. 2011-05-24]. Dostupné z WWW: . ISSN: 1801-2655. Vyhláška MŽP č. 257/2009 Sb., O používání sedimentů na zemědělské půdě. Vyhláška MŽP a MZ č. 376/2001 Sb., o hodnocení nebezpečných vlastností odpadů
60
Vyhláška MŽP č. 294/2005 Sb., o podmínkách ukládání odpadů na skládky a jejich využívání na povrchu terénu a změně vyhlášky č. 383/2001 Sb., o podrobnostech nakládání s odpady. Vyhláška MŽP č. 222/2004 Sb., kterou se u chemických látek a chemických přípravků stanoví základní metody pro zkoušení fyzikálně-chemických vlastností, výbušných vlastností a vlastností nebezpečných pro životní prostředí Vyhláška MŽP č. 381/2001 Sb., kterou se stanoví Katalog odpadů Vyhláška MZ 329/2004 Sb. o přípravcích a dalších prostředcích na ochranu rostlin: Příloha 1: Dokumentační soubor údajů o přípravku a související požadavky, částka 106/2004 Vyhláška č. 382/2001 Sb., o podmínkách použití upravených kalů na zemědělské půdě Wilke, B. M., F. Riepert, C. Koch, and T. Kuhne, 2008, Ecotoxicological characterization of hazardous wastes: Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 70, p. 283-293. Zákon č. 185/2001 Sb., o odpadech a o změně některých dalších zákonů Zákon č. 356/2003 Sb., o chemických látkách a chemických přípravcích Zapata, F., and A. R. Zaharah, 2002, Phosphorus availability from phosphate rock and sewage sludge as influenced by the addition of water soluble phosphate fertilizer: Nutrient Cycling in Agroecosystems, v. 63, p. 43-48.
61
