Jacek Czekała, Andrzej Mocek, Monika Jakubus, Wojciech Owczarzak
Katedra Gleboznawstwa, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu
Wst p
Komunalne osady ciekowe rozpatruje si na ogół w dwóch płaszczyznach:
społecznej i ekologicznej. W sferze społecznej dotyczy to głównie problemów zwi z-anych z racjonalnym zagospodarowaniem osadów, które na obecn chwil nie s do ko ca rozwi zane. Jednocze nie zmieniaj si podej cia co do strategii post powania z osadami. Według najnowszych opracowa [KPGO 2006], w stosunku do osadów wyznacza si takie cele, jak:
- zwi kszenie ilo ci komunalnych osadów ciekowych przetwarzanych przed wprowadzeniem do rodowiska oraz osadów przekształcanych metodami termicznymi,
- ograniczenie składowania osadów ciekowych,
- maksymalizacj stopnia wykorzystania substancji biogennych zawartych w osadach z zachowaniem wymogów higienicznych i składu chemicznego.
Z prognoz KPGO wynika, e od 2018 roku nast pi całkowite wyeliminowanie składowania osadów. Maj c wiadomo dotychczasowego post powania z osadami, ogrom zada niezb dnych z ich realizacj , jak i koszty takich przedsi wzi , wydaje si mało prawdopodobna pełna ich realizacja w oczekiwanym terminie i zakresie. Jednak istniej du e szanse na wzrost masy przekształcanych osadów metod kompostowania.
Do tego potrzebne s jednak zmiany w zakresie prawa dotycz cego norm jako ci kompostów, wychodz ce na przeciw przedsi wzi ciom proekologicznym kompostowani, bez zmniejszania wymaga sanitarnych i składu chemicznego ko cowego produktu.
W kompostowaniu osadów ciekowych wykorzystuje si ró ne dodatki w postaci odpadów bioorganicznych, poprawiaj cych zarówno struktur mieszanek, jak i parametry jako ciowe. Ich niezb dno wynika równie z racji du ej zasobno ci osadów w azot [MA KOWIAK 2000; CZEKAŁA 2002; KRZYWY, I EWSKA 2004], jak i z trudno ci uzyskania warto ci inicjalnej C:N, prezentowanej na ogół w granicach 25-30:1 [DACH 2008].
W pracy przedstawiono wyniki bada dotycz cych kompostowania osadów ciekowych ze zró nicowanym udziałem trocin i kory sosnowej w warunkach kon-trolowanych.
Materiał i metody bada
zanieczyszcze mikrobiologicznych.
Tabela 1; Table 1 Udział odpadów w kompostowanych mieszankach (%) i ich wybrane wła ciwo ci
Share (%) and selected properties of organic wastes in composted mixtures
Odwa on mas poszczególnych komponentów dokładnie wymieszano i przeniesiono do komór bioreaktorów. W całym okresie do wiadczenia regulowano stały dost p tlenu do komór, w granicach 3-4 dm3min-1.
Próbki kompostowanego materiału do analiz pobrano w siedmiu terminach, kieruj c si temperaturami wewn trz bioreaktorów. W 36. dniu bada , zako czono proces kompostowania w bioreaktorach, poniewa komposty były ju w wyra nej fazie schłodzenia. Cało po wyj ciu z komór wymieszano i pozostawiono w pojemnikach plastikowych, celem przej cia kompostów przez faz dojrzewania (77 dni).
Pobrane próbki kompostów poddano analizom, które obejmowały oznaczenie:
suchej masy – metod suszarkow w tem. 105 C, odczynu - pH(H2O) – konduktometrycznie,
materii organicznej (MO) – przez wy arzenie w temp. 550 C,
w gla organicznego C org.) – metod utleniaj co-miareczkow (oksydome-tryczn ) z dichromianem (VI) potasu w rodowisku kwa nym,
azotu ogólnego (N og.) - metod Kjeldahla
popiołu pozostałego po okre leniu strat na arzeniu, który rozpuszczono na gor co w roztworze 3 mol HCl dm-3, oznaczaj c w nim mi dzy innymi zawarto makroskładników,
K, Na, Ca metod emisyjnej spektrometrii atomowej, fosforu (P) metod kolorymetryczn z metawanadynianem,
magnezu (Mg) metod absorpcyjnej spektrometrii atomowej (ASA),
metali ci kich ogółem metod ASA, po wcze niejszej mineralizacji próbek w wodzie królewskiej.
Wyniki i dyskusja
Proces kompostowania zwi zany jest przede wszystkim z degradacj materii organicznej [KRZYWY i in. 2004], a szybko i kierunki zachodz cych zmian w du ej mierze determinowane s wła ciwo ciami zastosowanych odpadów i temperatur , które to czynniki wpływaj na rozwój i dynamik drobnoustrojów. W praktyce kompostowania osadów ciekowych wykorzystuje si ró ne bioodpady [CIE KO i in.
2001;KRZYWY in.2004;AMLINGER i. in.2005; CZEKAŁA 2008; CZEKAŁA i in. 2008], które korzystnie wpływaj na uzyskanie optymalnego stosunku w gla do azotu w mieszance inicjalnej. Odpady drzewne nale do cz sto stosowanych, ze wzgl du na du zawarto w gla i szeroki stosunek w gla do azotu [KUO i in. 2004]. Dlatego w do wiadczeniu wykorzystano trociny i kor . Mimo mniejszego udziału osadu (40%) oraz zmiennych udziałów trocin i kory w obu mieszankach, nie uzyskano warto ci inicjalnej C:N szerszej ni 20:1 (tab. 2). To potwierdzaj zarówno wcze niejsze wyniki bada autora (dane niepublikowane), jak i symulacyjne dane przedstawione przez DACHA [2008]. W tym kontek cie uwag zwraca stosunkowo mała dynamika zmian ilo ciowych materii organicznej kompostowanych mieszanek, której zawarto zmniejszała si wolno z czasem kompostowania, niezale nie od składu mieszanek (tab.
2). Jej nasilenie nast piło dopiero po osi gni ciu maksymalnych temperatur w komorach, w nieco silniejszym stopniu w kompo cie B, z mniejszym udziałem trocin, a wi kszym kory.
Tabela 2; Table 2 Zmiany zawarto ci w gla organicznego, azotu ogólnego i materii organicznej
w kompostach
Changes in contents of organic carbon, total nitrogen and organic matter in composts Kompost; Compost
A B A B
C N C:N C N C:N MO*; OM*
Dni komposto-wania; Days of
composting
(g kg-1 s.m; DM)
0 421,0 20,97 20,07 423,5 23,33 18,15 872,4±0,78 887,1±2,40 1 434,0 22,80 19,03 431,0 21,67 19,89 898,7±1,63 893,0±3,95 2 420,4 23,99 17,52 427,4 23,78 17,97 874,6±1,34 877,6±2,54 3 428,7 24,50 17,50 439,6 23,58 18,64 886,0±1,41 888,7±0,99 9 396,4 26,95 14,71 404,1 29,48 13,71 849,2±4,45 861,8±2,62 36 391,4 30,78 12,72 396,0 32,55 12,16 850,3±2,80 888,0±0,80 113 371,8 31,94 11,64 368,0 31,95 11,52 828,3±11,17 801,5±6,89
* MO; OM materia organiczna; organic matter
Kompost A, B; Compost A, B obja nienia jak w tabeli 1; explanations see Table 1
Podobny kierunek zmian miał miejsce w przemianach w gla organicznego (tab.
2), którego ilo ci zmniejszały si z czasem kompostowania. Dynamika spadków ilo ci C była zbli ona w obu kompostach w całym okresie do wiadczenia i dla kompostów dojrzałych wynosiła 11,7% w kompo cie A i 13,2% w kompo cie B w stosunku do zawarto ci inicjalnej. Zaobserwowane niskie tempo zmian wynikało niew tpliwie z zastosowanych komponentów, tzn. trocin i kory, które to materiały podlegaj degradacji wolniej i w małym stopniu. Pewien wpływ na to mogły mie tak e wyj ciowe warto ci
W przeprowadzonym do wiadczeniu (tab. 2), jak wspomniano wcze niej, stosunki C:N były w skie. Niewielka ró nica warto ci inicjalnej tego parametru w kompo cie A (20,07:1) w stosunku do kompostu B (18,15:1) wystarczyła, dla szybszych zmian parametru C:N zachodz cych w kompo cie A, z bardziej zrów-nowa onym udziałem trocin (35%) i kory (25%). Jego warto ci systematycznie ulegały zaw eniu z dynamik od 5,2% w pierwszym dniu do 42% w kompo cie dojrzałym w stosunku do warto ci wyj ciowej. W kompo cie B pocz tkowe C:N było bliskie warto ci wyj ciowej. Dopiero po trzecim dniu kompostowania nast piły wyra niejsze zmiany w zawarto ci w gla, a ich wynikiem były zmiany stosunku C:N kompostowanych mieszanek. Spowodowane było to przede wszystkim wzrostem temperatury w kompo cie B do 78 C, wobec 67 C w kompo cie A (rys. 1).
Zmiany C:N determinowane były głównie przemianami w gla, o czym wiadczy istotnie dodatnia korelacja mi dzy tymi parametrami. W kompo cie A zale no mi dzy zawarto ciami C a warto ciami C:N wyra a współczynnik korelacji wynosz cy r=0,905, w kompo cie B - r=0,931.
Całkowicie odmienne było zachowanie zwi zków azotu, wyra one zawarto ci N ogólnego w kompostach (tab. 2). Jego ilo ci wzrastały z czasem kompostowania, jednak z wi ksz dynamik w kompo cie A. Analizuj c zawarto ci N inicjalne i w kompostach dojrzałych, wzrost ten wynosił w kompo cie A 52,3%, w kompo cie B 37,0%. Wzrost ten nale y uzna jako du y, wynikaj cy głównie z wła ciwo ci zastosowanych odpadów drzewnych. Zarówno trociny, jak i kora charakteryzuj si du ymi wła ciwo ciami sorpcyjnymi, co mogło mie znaczenie w zatrzymywaniu amoniaku, a tym samym i ograniczaniu jego strat. Po rednio na role trocin w tym procesie wskazuj równie wyniki bada innych autorów. Mi dzy innymi KRZYWY i in. [2008] stwierdzili, e najzasobniejsze w azot były komposty z udziałem osadów ciekowych i słomy oraz osadów, słomy i trocin. Z kolei CZEKAŁA [2008] kompostuj c osady ciekowe z ró nymi bioodpadami w warunkach kompostowni otwartej wykazał, e zwi kszony udział trocin i korowiny w kompostach miał korzystny wpływ na gromadzenie azotu niehydrolizuj cego w kompo cie. Badania CIE KI i in. [2001] dowiodły, e dodatek trocin do osadu ciekowego miał równorz dny z obornikiem wpływ na wzrost zawarto ci azotu w kompostach. Wzrost ten wynosił rednio 43,4% przy 20% udziale trocin i 59,4% przy 40% udziale trocin. Tendencj powy sz potwierdzaj wyniki przed-stawione w pracy.
Kompost A, B; Compost A, B obja nienia jak w tabeli 1; - explanations see Table 1 Rys. 1. Przebieg temperatur w kompostach
Fig. 1. Temperature changes in composts
Komposty wytworzone na bazie osadów ciekowych charakteryzowały si na ogół dobr zasobno ci w makroskładniki [CIE KO, HARNISZ 2002; CZEKAŁA i in. 2008, KRZYWY i in. 2008]. Ich głównym ródłem w kompostach s osady ciekowe [CZEKAŁA
2002; KRZYWY 1999], chocia ilo ciowy rozkład ka dego z mikropierwiastków jest inny.
Niew tpliwie dominuj ce znaczenie w kompostach ma omówiony wcze niej azot.
Ze wzgl du na du e ilo ci fosforu w osadach, pierwiastek ten zajmuje tak e dominuj c pozycj w kompostach wytworzonych z osadów ciekowych. W badanych kompostach zarówno jego zawarto , jak i pozostałych pierwiastków zale ała od ro-dzaju kompostu i fazy kompostowania (tab. 3). Ilo ci fosforu (P) wahały si od 12,16 g kg-1 s.m. i 14,74 g kg-1 s.m. w kompostowanych mieszankach w dniu rozpocz cia do wiadczenia do odpowiednio w kompo cie dojrzałym A - 18,27 g kg-1 s.m. i B - 21,39 g kg-1 s.m.
Wzrost ten w kompostach dojrzałych był rz du 23,9% w kompo cie A i a 76%
w kompo cie B. Stwierdzona dynamika zmian ilo ciowych fosforu z czasem kom-postowania zwi zana była głównie z mineralizacj materii organicznej. Z oblicze wynika, e mi dzy ilo ci popiołu a zawarto ci P istniała ci le dodatnia zale no korelacyjna, o czym wiadcz współczynniki korelacji mi dzy omawianymi parametrami, wynosz ce dla kompostu A - r=0,984 i dla kompostu B - r=0,893.
Z analizy danych zawartych w tabeli 3 wynika, e przyrost ilo ciowy badanych pierwiastków, z czasem kompostowania był na ogół wi kszy w kompo cie B, co jednak nie zawsze odpowiada wi kszej zawarto ci popiołu w tym kompo cie. W procesie kompostowania osadów ciekowych, bez wzgl du na metod , jak i warunki kompostowania, pod uwag trzeba bra odcieki. Szczególnie przy temperaturze kompostów około 40 C i powy ej, kiedy ma miejsce wyra ne uwalnianie si wody zwi zanej w osadach. W takich warunkach zachodzi prawdopodobnie wypłukiwanie cz ci zawartych składników pokarmowych. Zjawisko, które nie było badane szczegółowo w do wiadczeniu, jest prawdopodobnie jedn z przyczyn cz sto obserwowanych ró nic mi dzy ich ilo ci w kompostach a zawarto ci popiołu, jak i
0 1 2 3 9 36 113
Kompost A, B; Compost A, B obja nienia jak w tabeli 1; explanations see Table 1
Przedstawione wyniki dowodz , e komposty wytworzone na bazie osadów ciekowych mog stanowi wa ne ródło nie tylko materii organicznej i azotu, ale i makroskładników, co ma i mie b dzie szczególne znaczenie w bilansie nawozowym gospodarstw. Poza tym badania przeprowadzone w warunkach kontrolowanych potwierdziły dane odno nie warto ci nawozowej kompostów wytworzonych z udziałem osadów ciekowych w kompostowniach naturalnych, bez wzgl du na stosowane metody ich pozyskania [CZEKAŁA i in. 2008, KRZYWY i in. 2008].
Wnioski
1. Zastosowane w kompostowaniu osadów ciekowych trociny i kora sosnowa nie wykazały istotnych ró nic we wpływie na dynamik przemian materii i w gla organicznego kompostów.
2. W warunkach zrównowa onego udziału trocin i kory w kompo cie stwierdzono wi ksz dynamik gromadzenia azotu w biomasie w porównaniu do kompostu z du ym udziałem kory i mniejszym trocin.
3. W procesie kompostowania osadów ciekowych stwierdzono du dynamik zmian ilo ciowych makroskładników, na ogół intensywniejsz w obecno ci wi kszego udziału kory sosnowej.
Literatura
AMLINGER F., PEYER S., HILDEBRANDT U., MÜSKEN J., CUHLS C., CLEMENS J. 2005. Stand der Technik der Kompostierung. Grundlagenstudie. Bundesministerums f. Land-und Fortwirtschaft, Umwelt u. Wasserwirtschaft, Österreich: 344 ss.
CIE KO Z., HARNISZ M. 2002. Wpływ kompostów z osadów ciekowych na zawarto potasu, wapnia i magnezu w wybranych ro linach uprawnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 484: 77-86.
CIE KO Z., HARNISZ M., NAJMOWICZ T. 2001. Dynamika zawarto ci w gla i azotu w osadach ciekowych podczas ich kompostowania. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 475:
253-262.
CZEKAŁA J. 2002. Wybrane wła ciwo ci osadów ciekowych z oczyszczalni regionu Wielkopolski. Cz. I. Odczyn, sucha masa, materia organiczna i w giel organiczny oraz makroskładniki. Acta Agrophysica 70: 75-82.
CZEKAŁA J. 2008. Wła ciwo ci chemiczne kompostu wytworzonego z komunalnego osadu ciekowego i ró nych bioodpadów. Journal of Research and Applications in Agricultural Engineering, 53(3): 35-41.
CZEKAŁA J., FERDYKOWSKI W., ZBYTEK Z. 2008. Ekologiczne zagospodarowanie odpadu z konopi w kompostowaniu osadu ciekowego. Journal of Research and Applications in Agricultural Engineering 53(3): 42-47.
DACH J. 2008. Kompostowanie a emisje gazowe, w: Planowanie technologii kom-postowania osadów ciekowych i innych bioodpadów. Wiegand E. (red.). Mat. III Ogólnopolskiej Konf., Tarnowo Podgórne, 16-17 IV 2008: 67-74.
DACH J., J DRU A.,KIN K., ZBYTEK Z. 2004. Wpływ intensywno ci napowietrzania na przebieg procesu kompostowania obornika w bioreaktorze. Journal of Research and Applications in Agricultural Engineering 49(1): 40-43.
ELAND F., KLAMER M, LIND A.-M., LETH M., B TH E. 2001. Influence of initial C/N ratio on chemical and microbial composition during long term composting of straw. Microb.
Ecol. 41: 272-280.
HAUNG G.F., WONG J.W.C., WU Q.T., NAGAR T.T. 2004. Effect of C/N on composting of pig manure with sawdust. Waste Management 24: 805-813.
KPGO 2006. Krajowy plan gospodarki odpadami 2010. Zał cznik do uchwały nr 233 Rady Ministrów z dnia 29 grudnia 2006 r. <www.mos.gov.pl> stan na dzie 15 I 2007.
KRZYWY E. 1999. Przyrodnicze zagospodarowanie osadów ciekowych. Wyd. AR w Szczecinie: 145 ss.
KRZYWY E.,I EWSKA A. 2004. Gospodarka ciekami i osadami ciekowymi. Wyd. AR w Szczecinie: 186 ss.
KRZYWY E., I EWSKA A., WOŁOSZYK Cz. 2004. Zmiany składu chemicznego w czasie kompostowania wycierki ziemniaczanej z osadem ciekowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 499: 173-180.
KRZYWY E.,WOŁOSZYK Cz., I EWSKA A, KRZYWY-GAWRO SKA E. 2008. Ocena składu
Słowa kluczowe: komposty, osady ciekowe, trociny, kora, makroskładniki
Streszczenie
W pracy przedstawiono wyniki bada dotycz ce kompostowania osadów ciekowych z udziałem trocin i kory sosnowej. Do wiadczenie przeprowadzono w warunkach kontrolowanych w bioreaktorach okre laj c dynamik zmian materii i w gla organicznego, azotu ogólnego oraz makroskładników (P, K, Na, Ca, Mg).
Stwierdzono, e kompostowanie osadów ciekowych z odpadami drzewnymi cha-rakteryzowało si w warunkach do wiadczenia mał dynamik rozkładu materii i w gla organicznego, a zdecydowanie wi ksz zwi zków azotu. Z czasem kompostowania zmniejszała si ilo w gla a zwi kszała zawarto azotu, co powodowała zaw enie si stosunku C:N kompostów. Wi ksz dynamik gromadzenia si azotu charakteryzował si kompost ze zrównowa onym (zbli onym) udziałem trocin i kory.
Zmianom ilo ciowym podlegały równie badane makroskładniki, których zawarto ci zwi kszały si z czasem kompostowania, szczególnie w kompo cie o wi kszym udziale kory ni trocin.
CHANGES IN THE CHEMICAL COMPOSITION OF SEWAGE SLUDGE DURING COMPOSTING WITH SAWDUST AND PINE BARK
Jacek Czekała, Andrzej Mocek, Monika Jakubus, Wojciech Owczarzak Department of Soil Science, University of Life Sciences, Pozna
Key words: composts, sewage sludge, sawdust, bark, macroelements Summary
Paper presents the results of investigations on the composting of sewage sludge supplemented with sawdust and pine bark. The experiment was carried out under controlled conditions in bioreactors with the aim to determine the dynamics of changes in organic matter and carbon, total nitrogen and macroelements (P, K, Na, Ca, Mg). It was found that, under experimental conditions, the process of sewage sludge composting together with wood wastes was characterized by low dynamics of organic matter and organic carbon decomposition at distinctly higher dynamics of nitrogen compounds. With the passage of composting time, the content of carbon was found to decrease, while that of nitrogen increased resulting in the narrowing of compost C:N ratio. The compost contained balanced (similar) proportions of sawdust and bark was characterized by a more intensive nitrogen accumulation.
Examined macroelements also underwent the quantitative changes. Their contents increased together with composting time, especially in case of the compost with higher
proportions of bark than the sawdust.
Prof. dr hab. Jacek Czekała Katedra Gleboznawstwa Uniwersytet Przyrodniczy ul. Szydłowska 50 60-656 POZNA
e-mail: jczekala@up.poznan.pl
Anna Gał zka
Zakład Mikrobiologii Rolniczej,
Instytut Uprawy Nawo enia i Gleboznawstwa - Pa stwowy Instytut Badawczy w Puławach
Wst p
Biologiczny rozkład trwałych zanieczyszcze organicznych (TZO), w tym substancji ropopochodnych oraz wielopier cieniowych w glowodorów aromatycznych (WWA) przez mikroorganizmy, jest jednym z najwa niejszych i najefektywniejszych sposobów usuwania tych zwi zków ze rodowiska glebowego.
Bioremediacja to technologia usuwania zanieczyszcze , wykorzystuj ca ywe mikroorganizmy w celu katalizowania destrukcji lub transformacji ró nego rodzaju zanieczyszcze w formy mniej szkodliwe. Mikroorganizmy charakteryzuj si wyj tkow w porównaniu z innymi organizmami zdolno ci adaptacji do nowych warunków rodowiska, prowadz c do przyspieszenia procesów, które ju naturalnie zachodz w glebie [ANDREONI, GIANFREDA 2007; JOHNSEN, KARLSON 2007; CHAUHAN i in.
2008]. Produkty ropopochodne w wyniku aktywno ci metabolicznej drobnoustrojów ulegaj całkowitemu lub cz ciowemu przekształceniu w mas bakteryjn i stabilne, nietoksyczne produkty ko cowe. W warunkach tlenowych s nimi: CO2 i H2O, za w beztlenowych CH4 [KLIMIUK, ŁEBKOWSKA 2005], przy czym tlenowa degradacja zanieczyszcze organicznych w glebie jest procesem bardziej efektywnym.
Biodegradacja WWA przy udziale tlenu zachodzi poprzez wprowadzenie dwóch atomów tlenu do cz steczki z udziałem oksygenaz, a nast pnie przez dehydrogenacj , w wyniku której powstaj pochodne dihydroksylowe (katechole) [ARMENGAUD i in.1998]. Otworzenie pier cienia w pozycji orto prowadzi do powstania kwasu mukonowego, za w pozycji meta - semialdehydu 2-hydroksymukonowego. Pochodne metylowe w glowodorów mog ulega biodegradacji wskutek jednoczesnego utleniania grupy metylowej do karboksylowej i pier cienia aromatycznego do katecholu.
Bioaugmentacja
W procesie biologicznego rozkładu substancji ropopochodnych mo emy wyró ni : bioremediacj podstawow , czyli monitorowanie naturalnie zachodz cych procesów w miejscu ska enia, biostymulacj , czyli stymulacj mikroorganizmów autochtonicznych w celu przyspieszenia procesu biodegradacji oraz bioaugmentacj , czyli wprowadzenie w miejsce ska enia odpowiednio wyselekcjonowanych mikroorganizmów glebowych.
Wzbogacenie zanieczyszczonego terenu w mikroorganizmy o du ej zdolno ci do biodegradacji zanieczyszcze , stosuje si w przypadku, gdy rodzima populacja drobnoustrojów nie wykazuje po danej aktywno ci w kierunku biodegradacji zanieczyszcze [ATLAS 1981;COLLERAN 1996;VOGEL 1996]. Pod uwag branych jest szereg czynników abiotycznych i biotycznych zwi zanych z charakterystyk mikro-organizmów oraz z rozkładem WWA w glebie.
Wprowadzone do gleby drobnoustroje musz spełnia okre lone cechy [VOGEL
1996;MROZIK i in.2005]:
- nie mog by patogenami dla ro lin i zwierz t, - nie powinny wytwarza toksyn,
- wskazane jest, by nie były oporne na antybiotyki,
- nie powinny uczestniczy w cz stej wymianie genów koduj cych niepo dane cechy (np. antybiotykooporno ci czy produkcji toksyn),
- po dane jest, by były konkurencyjne w stosunku do endogennej mikroflory.
Zdarza si jednak, e w naturalnej selekcji nie udaje si pozyska populacji mikroorganizmów syntetyzuj cych odpowiednie enzymy, niezb dne do rozkładu zanieczyszczenia, a kolejnym krokiem do ich pozyskania jest in ynieria genetyczna.
Zwi zane z tym jednak jest pewne ryzyko dotycz ce głównie przekazywania przez mikroorganizmy genetycznie zmodyfikowane niepo danych genów drobnoustrojom autochtonicznym.
Mikroorganizmy uczestnicz ce w procesie bioremediacji
Liczebno drobnoustrojów heterotroficznych, zdolnych do wykorzystywania w glowodorów jako jedynego ródła w gla i energii, jest ró na w poszczególnych ekosystemach. Do rozkładu kompleksowych mieszanin, tj. ropy naftowej, zdolne s mieszane kultury drobnoustrojów o zró nicowanej charakterystyce fizjologicznej.
Jedynie 0,01%-1% ogólnej liczby bakterii glebowych stanowi mikroorganizmy zdolne do rozkładu w glowodorów [KLIMIUK,ŁEBKOWSKA 2005]. Mikroorganizmy te mo emy podzieli na trzy podstawowe grupy:
- autochtoniczne, których aktywno reguluje si zabiegami technicznymi, tj.:
napowietrzanie, dodatek soli biogennych, nawil anie,
- wyizolowane z gleby i wprowadzone ponownie w du ej biomasie do ska onego miejsca, jako komórki wolne lub immobilizowane na no nikach stałych,
- przygotowane w postaci preparatów bakteryjnych lub enzymatycznych.
W ród bakterii wykorzystuj cych w glowodory jako jedyne ródło w gla i energii mo na wyró ni rodzaje: Aeromonas sp., Acinetobacter sp., Alcaligenes sp., Arthrobacter sp., Bacillus sp., Micrococcus sp., Mycobacterium sp., Pseudomonas sp., Sphingomonas sp., Rhodococcus sp., Flavobacterium sp. oraz Vibrio sp. [MOLLER, INGVORSEN 1993;BASTIAENS i in.2000;HO i in.2000], a spo ród grzybów rodzaje [WANG i in.
2007]: Candida sp., Saccharomyces sp., Fusarium sp., Penicillum sp., Aspergillus sp., Rhizopus sp., Geotrichum sp. Tak e wiele rodzajów promieniowców bierze udział w degradacji w glowodorów [VOGEL 1996]: Acinomyces sp., Nocardia sp., Streptomyces sp.
Do modelowych mikroorganizmów u ywanych w procesie bioremediacji mo emy zaliczy bakterie wykorzystuj ce efektywnie WWA jako jedyne ródło w gla i energii, np. Mycobacterium sp. z rodzaju Mycobacterium i Pseudomonas. Bakterie z rodzaju Mycobacterium szczep PYR-1 rozkładaj cy wszystkie zwi zki 3-, 4- i 5-pier cieniowe WWA z wyj tkiem chryzenu oraz Mycobacterium flavescens i
charakterystyki nowych gatunków szczepów zdolnych do wykorzystywania WWA jako jedynego ródła w gla i energii. Jedn z ostatnich prac w tej dziedzinie jest publikacja HENNESSEE i in. [2009], dotycz ca izolacji szczepów bakteryjnych z gleb zanieczyszczonych WWA: Mycobacterium crocinum sp. nov., Mycobacterium pallens sp. nov., Mycobacterium rutilum sp. nov., Mycobacterium rufum sp. nov. i My-cobacterium aromaticivorans sp. nov. Szczepy te zostały opisane jako nowe gatunki bakterii zdolne do degradacji WWA.
Fitoremediacja
Fitoremediacj nazywamy technologi oczyszczania gleby wykorzystuj c naturalne zdolno ci ro lin do pobierania i gromadzenia substancji zanieczyszczaj cych lub do ich biodegradacji, jak równie zastosowanie ro lin do stabilizacji podło a i hamowania procesu erozji gleb. Metody biologiczne z u yciem ro lin polegaj głównie na: tolerancji du ych st e zwi zków toksycznych, pobieraniu, akumulacji i metabolizmie substancji toksycznych w du ych ilo ciach we własnych organach oraz stabilizacji zanieczyszczenia w glebie b d przekształceniu substancji toksycznych w rodowisku w zwi zki nietoksyczne. Zasadniczo idea u ycia ro lin do remediacji rodowiska naturalnego wykorzystywana była od dawna, jednak e dopiero wiele odkry w ró nych dyscyplinach nauk biologicznych i rolniczych dokonanych w ostatnim czasie pozwoliło na zaoferowanie obiecuj cych wariantów tej technologii (schemat 1).
Istnieje du e zró nicowanie zarówno mi dzy-, jak i wewn trzgatunkowe w reakcji ro lin na zanieczyszczenie. W praktyce wykorzystuje si głównie gatunki i odmiany ro lin gromadz ce mniejsze ilo ci toksycznych substancji, ale tworz ce znacznie wi ksz biomas , jako e ostatecznym kryterium ich przydatno ci jest ilo zgromadzonych przez nie zanieczyszcze . Obecnie dominuj i s rozwijane dwie zasadnicze strategie fitoremediacyjne: indukowana fitoekstrakcja (zwi zki chelatuj ce) oraz fitoekstrakcja ci gła [LISTE, PRUTZ 2006]. W czasie obserwacji stanowisk naturalnych oraz poszukiwa i selekcji odpowiednich ro lin przydatnych do fitoekstrakcji najwi cej potencjalnych kandydatów znaleziono w rodzinie [MOLLER, INGVORSEN 1993]: kapustowatych (Brassicaceae), wiechlinowatych (Poaceae) oraz w ród bobowatych - dawniej motylkowatych (Papilionaceae). W rodzinie traw, ze wzgl du na tworzon biomas , mo emy wymieni : kukurydz (Zea mays), a tak e
Istnieje du e zró nicowanie zarówno mi dzy-, jak i wewn trzgatunkowe w reakcji ro lin na zanieczyszczenie. W praktyce wykorzystuje si głównie gatunki i odmiany ro lin gromadz ce mniejsze ilo ci toksycznych substancji, ale tworz ce znacznie wi ksz biomas , jako e ostatecznym kryterium ich przydatno ci jest ilo zgromadzonych przez nie zanieczyszcze . Obecnie dominuj i s rozwijane dwie zasadnicze strategie fitoremediacyjne: indukowana fitoekstrakcja (zwi zki chelatuj ce) oraz fitoekstrakcja ci gła [LISTE, PRUTZ 2006]. W czasie obserwacji stanowisk naturalnych oraz poszukiwa i selekcji odpowiednich ro lin przydatnych do fitoekstrakcji najwi cej potencjalnych kandydatów znaleziono w rodzinie [MOLLER, INGVORSEN 1993]: kapustowatych (Brassicaceae), wiechlinowatych (Poaceae) oraz w ród bobowatych - dawniej motylkowatych (Papilionaceae). W rodzinie traw, ze wzgl du na tworzon biomas , mo emy wymieni : kukurydz (Zea mays), a tak e