Agrochemická hodnota organické hmoty odpadů z fermentorů při výrobě bioplynu

Abstract

Byla provedena 28-denní mesofilní fermentace směsi kejdy prasat a primárního (surového) kalu ze sedimentace čistírny odpadních vod v objemovém poměru 1 : 1. Složky a původní i fermentovaná směs kejdy a kalu byly podrobeny kyselé hydrolýze. Sušina pevné fáze obou složek a obou směsí byla inkubována s písčitohlinitou kambizemí v hmotnostním poměru 3 : 1, při 25°C po dobu 20 týdnů a v 14-denních intervalech bylo provedeno stanovení lipidů, hrubého proteinu, hemicelulóz, celulózy, ligninu, celkového dusíku a sušiny, nerozpustné v horké vodě. Byly stanoveny změny iontovýměnné a pufrační kapacity sledovaných hmot. Po dvaceti týdnech inkubace byly stanoveny ještě labilní organické látky. Byly analyzovány kapalné frakce obou složek a jejich směsí před a po anaerobní fermentaci. Bylo zjištěno, že příznivé působení odpadů z anaerobní digesce při hnojení lze přičíst jejich kapalné frakci. Pevná frakce těchto odpadů má sice po anaerobní digesci poněkud zvýšenou iontovýměnnou a tím i pufrační kapacitu, ale představuje organickou hmotu velmi stabilní, špatně rozložitelnou, proto není schopna plnit úlohy organické hmoty v půdě. Neměla by proto být považována za organické hnojivo.

V představách bioenergetiků i v literatuře převládá názor, že odpad z fermentorů při výrobě bioplynu je výborné organické hnojivo a že anaerobní digesce je do jisté míry zušlechťovací proces z hlediska hnojivé hodnoty organických surovin, užívaných k výrobě bioplynu. Tyto názory vychází zřejmě z faktu, že při anaerobní stabilizaci kalů je poměr organických látek k minerálním v sušině přibližně 2 : 1, po methanizaci klesne na 1 : 1. Protože v procesu anaerobní digesce dochází k úbytku části organické sušiny kalů, sníží se hmotnost jejich původní sušiny zhruba o 40 %, a tím se koncentrace původně přítomných živin zvýší. Ve skutečnosti však anaerobní digesce z původního materiálu uvolní významně jen amonný dusík, který vzhledem k své rozpustnosti obohatí především kapalnou fázi; obsah ostatních živin se prakticky procesem nemění (Institut 2006).

Má-li organická hmota být označena jako organické hnojivo, musí splňovat základní požadavek: Musí být snadno mikrobiálně rozložitelná, aby byla schopna uvolnit pro půdní mikroorganismy potřebnou energii. Část této energie z exothermního procesu mineralizace pak může být převedena do endothermního procesu humifikace. Humusové látky svojí sorpční a hlavně iontovýměnnou kapacitou rozhodujícím způsobem ovlivňují nejen eluci živin z půdy, ale i samočistící funkci půdy při kontaminaci xenobiotickými polutanty, tvorbu organo-minerálních komplexů půdních agregátů a mnoho dalších faktorů, které jsou významné pro potenciální půdní úrodnost. Produktivita humifikace závisí na poměru volné energie, vznikající v aerobních procesech transformace půdní organické hmoty, k produkci nízkomolekulárních organických sloučenin, které jsou prekursory humusu a vznikají hlavně v anaerobních procesech transformace (Novák 1966).

Labilitě půdní organické hmoty, charakterizované labilními frakcemi půdního uhlíku, je v současné době věnována značná pozornost a tyto frakce jsou považovány za významný indikátor půdní kvality (Haynes 2005, Ghani et al. 2003, Maia et al. 2007, Majumder et al. 2007, 2008). Labilní frakce je charakterizována velmi různě. Jsou za ni považovány uhlíkaté látky rozpustné v horké vodě, ve studené vodě, mineralizovatelné organické látky, látky extrahovatelné roztokem K₂SO₄, rozpustné sacharidy, proteiny a hemicelulózy. Na labilitu organických látek se usuzuje z uhlíku bazální respirace, z obsahu dusíku aminocukrů, z uhlíku mikrobiální biomasy, z obsahu uhlíku particulate organic matter, z frakcí postupné oxidace K₂Cr₂O₇ v 6 M, 9 M a 12 M H₂SO₄ nebo 6 M, 9 M a 12 M H₂SO₄ a z frakcí labilního uhlíku oxidovatelného 15,6, 33 a 333 mM KMnO₄, z kinetiky jejich mikrobiální oxidace jako reakce I. řádu (Blair 1995, Chan et al. 2001, Majumder et al. 2007, 2008, Vance et al. 1987, Rovira, Vallejo 2007, Zhang et al. 2006, Gelsomino et al. 2006, Rovira, Vallejo 2002, Soon et al. 2007, Marriot et al. 2006, Zhang 2004, Ni et al. 2004, Kolář et al. 2006, Passos et al. 2007, Vieira et al. 2007, Jiang et al. 2006).

Podobně se hodnotí i labilita rostlinného a jiného organického materiálu jako případného rozložitelného substrátu pro organické hnojení. Doporučuje se rozdělení na 3 frakce dle lability při kyselé hydrolýze 1 M a 2,5 M H₂SO₄ při 105°C a 0,5 – 12 hodin reakční doby (Rovira, Vallejo 2000, 2002, Shirato, Yokozawa 2006). Jiní autoři používají k odhadu lability oxidovatelný uhlík materiálu v neutrálním 33 mM KMnO₄ (Tirol-Padre, Ladha 2004) nebo rozdělení do 4 frakcí podle oxidovatelnosti C-látek K₂Cr₂O₇ v 6 M, 9 M a 12 M H₂SO₄ (Chan et al. 2001).

Materiál a metody

V pokusné jednotce anaerobní digesce pracující jako jednoduchý, periodicky plněný BATCH-systém s mechanickým mícháním, topením trubkami s cirkulujícím vyhřívaným mediem v mesofilní oblasti (40 °C) s nízkým organickým zatížením fermentoru (2,2 kg org. suš./m³) a 28 denní fermentaci byla zpracována směs kejdy prasat a primárních (surových) kalů ze sedimentace čistírny městských odpadních vod, míchaná v objemovém poměru 1 : 1. Analýzy surovin (kalu a kejdy prasat) a jejich směsi před a po anaerobní fermentaci uvádí tab. 4, analýzu jejich tekuté frakce tab. 5.

Tabulka č. 5: Frakcionace organického uhlíku (g/kg) primárního kalu, kejdy prasat, směsi kalu a kejdy 1 : 1 před fermentací (A) a po fermentaci (B) ve směsi s písčitohlinitou kambizemí (3 : 1) v sušině po 20 týdnech inkubace při 25°C modifikovanou Walkley-Blackovou metodou podle Chana et al. (2001) se změnou koncentrace H₂SO₄

	Nefermentovaný primární kal	Nefermetovaná kejda prasat	Směs A	Směs B	Samotná zemina
Frakce 1 (12 N H2SO4)	59.84 + 7.18 (32.00)	55.38 + 6.52 (28.40)	54.09 + 6.50 (30.05)	2.65 + 0.30 (2.60)	1.30 + 0.17 (7.22)
Frakce 2 (18 N - 12 N H2SO4)	42.45 + 5.13 (22.70)	35.76 + 4.26 (18.34)	34.22 + 4.10 (19.01)	9.28 + 1.10 (9.07)	0.80 + 0.09 (4.44)
Frakce 3 (24 N - 18 N H2SO4)	27.34 + 3.28 (14.62)	20.18 + 2.53 (10.35)	20.30 + 2.42 (11.28)	11.13 + 1.33 (10.91)	3.70 + 0.44 (20.56)
Frakce 4 (TOC = 24 N H2SO4)	57.37 + 6.85 (30.68)	83.67 + 10.01 (42.91)	71.39 + 8.55 (39.66)	78.97 + 9.40 (77.42)	1.22 + 1.42 (67.78)

(V závorce uvedené hodnoty jsou % C frakce z celkového uhlíku sušiny./ Počet vzorků n = 5, interval spolehlivosti průměru pro hladinu významnosti α = 0,05.)

Nejprve byla provedena kyselá hydrolýza kalu, kejdy a jejich směsi před a po anaerobní fermentaci. Hydrolýza vzorků byla provedena se sušinou zkoumaných kalů a jejich směsí s kejdou prasat včetně tekuté frakce po prosévání materiálu sítem s velikostí ok 250 m. Způsob hydrolýzy podle Roviry a Vallejo (2000, 2002) v modifikaci Shirata a Yokozawy (2006): 300 mg homogenizovaného vzorku se hydrolyzuje 20 ml 2,5 M H2SO4 30 minut při 105°C v pyrexové trubičce. Hydrolyzát se centrifuguje a dekantuje, zbytky se promyjí 25 ml vody a promývací voda se přidá k hydrolyzátu. Tento hydrolyzát slouží k stanovení Labile Pool I (LP 1).

Promytý zbytek se vysuší při 60 °C a pak se hydrolyzuje 2 ml 13 M H₂SO₄ přes noc při laboratorní teplotě při nepřetržitém třepání. Pak se přidá tolik vody, aby koncentrace kyseliny byla 1 M a vzorek se hydrolyzuje 3 hodiny při 105 °C při občasném protřepání. Hydrolyzát se izoluje centrifugací a dekantací, zbytek se opět promyje 25 ml vody a promývací voda se přidá k hydrolyzátu. Tento hydrolyzát slouží k stanovení Labile Pool II (LP 2). Zbytek z této hydrolýzy se vysuší při 60 °C a tato frakce slouží k stanovení Recalcitrant Pool (RP).

Ve všech třech frakcích je stanoven C_tot.

Rozložitelnost organické hmoty zkoumaných materiálů jsme dále sledovali modifikací metod, které použil Leblanc et al. (2006) k sledování rozkladu zeleného mulče z listí Inga samanensis a Inga edulis. Tito autoři pracovali ve venkovních podmínkách (průměrná roční teplota 25,1 °C) a v našem chladném klimatu jsme museli jejich metodu modifikovat. Nejprve jsme oddělili centrifugací kapalnou fázi kalu, kejdy i směsí, pevnou fázi několikrát promyli horkou vodou a znovu oddělili od pevné fáze. Tím jsme se snažili oddělit pevnou fázi od kapalné, která obsahuje vodorozpustné organické látky a minerální živiny. Pevné fáze zkoušených organických materiálů jsme smísili s písčitohlinitou kambizemí v hmotnostním poměru 3 : 1, aby došlo k inokulaci půdními mikroorganismy a objemové ventilaci vzorků vzduchem. Směsi po zvlhčení na 50 % retenční vodní kapacity byly uloženy do plochých PE misek velikosti 25 x 25 cm v množství 50 g. Materiál byl v misce rozprostřen na celou plochu misky. Kultivace byla provedena ve vlhkém termostatu při 25 °C a v období 2 – 20 týdnů byly v 14-denních intervalech odebírány misky jako dílčí vzorky každé ze 4 variant pokusu. Agrochemická analýza použité ornice dokázala, že obsah přístupných živin P, K, Ca a Mg podle MEHLICH III je v kategorii „vysoký“ a pHKCl = 6,3. V obsahu misek po vysušení při 60 °C po dobu 72 hodin byl stanoven obsah lipidů, hrubého proteinu, hemicelulóz, celulózy, ligninu, celkového dusíku a sušiny, nerozpustné v horké vodě.

Po dvaceti týdnech inkubace byly v obsahu misek stanoveny organické látky frakcionací do 4 stupňů lability dle Chana et al. (2001).

Obsah hemicelulóz byl vypočítán z rozdílu stanovených Neutral detergent fiber (NDF) a Acid detergent fiber (ADF), lignin byl vypočítán z ADF odečtením výsledku po oxidaci ligninu KMnO₄. Protože ADF obsahuje lignin, celulózu a minerální frakci, spálením zbytku v muflové peci a stanovením minerální frakce bylo možno zjistit obsah celulózy. Pracovní postupy uvádí Van Soest (1963), modifikace použité také kolumbijskými autory (Leblanc et al. 2006) uvádí López et al. (1992).

Iontovýměnná kapacita [mmol.chem.eq./kg] byla stanovena v sušině zkoumaných materiálů podle Gillmana (1979), pufrační kapacita byla stanovena ze vzorků, uvedených do H+-cyklu HCl zředěnou vodou 1 : 1 a vymytím vodou až do vymizení reakce na Cl´. V prostředí 0,2 M KCl byly vzorky titrovány do pH = 7 0,1 M NaOH, z jehož spotřeby byla vypočítána pufrační kapacita.

Matematicko-statistické vyhodnocení analytických výsledků včetně výpočtu intervalu spolehlivosti průměru byl použit Lordův test a další metody, vhodné pro máloprvkové soubory a vycházející z rozpětí R paralelních stanovení (Eckschlager et al. 1980).

Výsledky a diskuse

Průměrný obsah živin v použité kejdě prasat a v primárních (surových) kalech v podstatě korespondují s údaji, které uvádějí Vaněk et al. (2007) a Pitter (1981). Je zřejmé, že kejda prasat se obvykle od čistírenských kalů liší více než dvojnásobným obsahem dusíku a fosforu a více než 10x vyšším obsahem draslíku v čerstvém stavu, v sušině se tyto poměry jen nepatrně změní. Také obsah organických látek v čerstvém stavu i v sušině je u kejdy prasat nepatrně vyšší, než je horní hranice jejich obsahu v čistírenských kalech. Kal po anaerobní digesci (vyhnilý kal čili anaerobně stabilizovaný kal) ztrácí průměrně asi 23 % dusíku, ale obsah všech ostatních živin je v něm vyšší, než v primárním kalu. Při methanizaci se organická sušina kalu redukuje o 45 – 65 %, klesá hlavně obsah lipidů, méně bílkovin a polysacharidů včetně celulózy. Proto obsah živin v sušině kalu vyjádřený % zdánlivě roste. Proto by bylo vhodnější vyjadřovat koncentrace v hodnotách g/l nebo mg/l.

V kalové vodě primárního kalu je % obsah N a P prakticky stejný, ale anaerobní digesce ho zvýší u dusíku více než 5x, zatímco u fosforu jen zanedbatelně. Přepočteme-li však obsah N a P v kalové vodě primárního i anaerobně stabilizovaného kalu ve vztahu k obsahu těchto živin v původním, primárním kalu, zjistíme, že anaerobní digesce zvýšila obsah dusíku v kalové vodě 6,4krát, zatímco u fosforu jen 1,3x. Zvláště u dusíku je přechod z kalu do kalové vody v průběhu anaerobní digesce značný – až 55 % dusíku z původního obsahu dusíku v primárním kalu.

Při anaerobní digesci se nejvíce odbourávají lipidy, které jsou většinou hlavní složkou primárního kalu, zatímco po methanizaci jsou hlavní složkou anaerobně stabilizovaného kalu bílkoviny, i když nejméně se pochopitelně odbourává lignin.

V tab. 1 jsou analýzy v experimentu použité směsi kejdy prasat a primárního kalu. Je zřejmé, že proti hodnotám, uváděným v literatuře (Vaněk et al. 2007, Pitter 1981), námi použité materiály měly poněkud nižší obsah organických látek v sušině a snad proto anaerobní fermentace snížila obsah organických látek jen o 39 %, ačkoli jsme očekávali obvyklé snížení o 45 – 65 %, jak uvádí literatura (Pitter 1981) pro primární kaly a 40 – 50 % pro kejdu prasat (Institut 2006).

Tabulka č. 1: Analýza v pokusech použité kejdy prasat a použitého primárního kalu, směsi kejdy prasat a primárního kalu před methanizací ve fermentoru a po methanizaci v % sušiny

		Kejda prasat	Primární kal	Směs kejdy a kalu před methanizací	Směs kejdy a kalu po methanizaci
Organické látky OL		65.1 + 2.6	62.7 + 2.4	64.1 + 2.4	36.9 + 1.5
Celkové živiny	N	6.2 + 0.2	2.6 + 0.1	3.9 + 0.2	3.1 + 0.1
	P	1.6 + 0.1	0.7 + 0.0	1.1 + 0.0	1.3 + 0.1
	K	2.3 + 0.1	0.2 + 0.0	1.2 + 0.0	1.2 + 0.0
	Ca	2.8 + 0.1	2.6 + 0.1	2.5 + 0.1	2.8 + 0.1

(Kejda prasat a primární kal byly míchány do anaerobní digesce v objemovém poměru 1 : 1.) (Počet vzorků n = 6, interval spolehlivosti průměru pro hladinu významnosti α = 0,05)

Úbytkem organické sušiny obsah živin v kalu po anaerobní fermentaci je vyšší, u dusíku zhruba o 20 % nižší. Při procesu dochází k přeměně organického dusíku na (NH₄)₂CO₃, který se částečně rozkládá na NH₃ + H₂O + CO₂ a částečně přechází do kalové vody. Roschke (2003) uvádí, že při 54 % odbourání organických látek sušiny může až 70 % celkového dusíku přejít do amonné formy. I když u ostatních živin došlo vlivem úbytku organické sušiny k zvýšení jejich koncentrace v sušině anaerobně stabilizovaného kalu, došlo také k zvýšení jejich obsahu v kalové vodě (tab. 2).

Tabulka č. 2: Analýza tekuté frakce (kalové vody) směsi kejdy prasat a primárních kalů z čistírny odpadních vod (1 : 1) před fermentací a po fermentaci v mg/l. Hodnoty A a B vyjadřují % v kapalné fázi z celkového množství kalu před a po fermentaci

	A [%]	B [%]	Před fermentací [mg/l]	Po fermentaci [mg/l]
Celkový N	8.40	55.20	246.2 + 14.7	994.7 + 59.6
Amoniakální N	52.60	90.80	153.7 + 8.4	907.2 + 48.2
Celkový P	12.20	25.30	134.5 + 8.7	176.3 + 11.6
Celkový K	19.90	28.10	172.9 + 10.4	184.1 + 11.0

(Počet vzorků n = 5, interval spolehlivosti průměru pro hladinu významnosti α = 0,05)

I když bereme v úvahu, že množství vodorozpustných živin v kalové vodě i organické formy N a P rozptýlené v kalové vodě ve formě koloidního solu (těch je však velmi málo) je závislé nejen na složení substrátu, ale také na technologických podmínkách anaerobní digesce, na zatížení fermentoru a na teplotě provozu, je zřejmé, že tekutá frakce anaerobně stabilizovaného kalu obsahuje určité množství minerálních živin, zhruba 1 kg N/m³, kromě ostatních, i když u P a K jsou rozdíly koncentrace v tekuté frakci před a po fermentaci celkem nepatrné. Je to velmi malé množství a je otázka, zda vliv tekuté frakce na vegetaci je dán účinkem živin nebo samotné vody, zvláště v sušších podmínkách.

Pevná fáze kalu po anaerobní digesci však obsahuje ještě značné množství bílkovin a dalších zdrojů organického dusíku, který by mohl být potenciální zásobou minerálního dusíku, bude-li se kal po fermentaci v půdě dobře rozkládat.

Výsledky hydrolýzy v tab. 3 dokazují, že kejda prasat má v LP I 59 % svého celkového uhlíku, to je labilita značná a podle Shirata a Yokozawy (2006) odpovídá hydrolyzovatelnosti obilovin a trav. Primární čistírenský kal je z tohoto pohledu ještě lepší a dosahuje téměř 70 % C v LP I. Stupeň lability směsi kalu a kejdy je relativně vysoký a odpovídá poměru složek. Po methanizaci však obsah uhlíku v LP I směsi kalu a kejdy klesá na méně než třetinu původního množství a uhlík nehydrolyzovatelných látek se zvyšuje ve frakci RP dokonce téměř čtyřikrát. Součet LP I a LP II, tedy labilní, rozložitelnou frakci uhlíkatých látek směsi kalu a kejdy prasat snížila anaerobní digesce z 83 % na 34 %, tedy zhruba o 50 %. Tyto rozdíly jsou obrovské a dokazují, že i při nižším snížení obsahu organických látek při anaerobní fermentaci (v našem experimentu o 39 %) jsou hlavně velmi labilní organické látky anaerobním procesem velmi silně destruovány.

Tabulka č. 3: Proportions of the three pools of carbon in sledovaných materiálech, as determined by the acid hydrolysis approach of Rovira and Vallejo (2002)

Materiál	Proportion
	LP I	LP II	RP
Primární čistírenský kal	68 + 5	23 + 2	9 + 1
Kejda prasat	59 + 5	15 + 2	26 + 2
Směs primárního kalu a kejdy prasat v obj. poměru 1 : 1	63 + 5	20 + 2	17 + 1
Směs primárního kalu a kejdy prasat v obj. poměru 1 : 1 po methanizaci	18 + 2	16 + 1	66 + 5

(Počet vzorků n = 4, interval spolehlivosti průměru pro hladinu významnosti α = 0,05. / Materiály byly použity včetně tekuté frakce.)

Také výsledky inkubace pevné fáze kalu, kejdy prasat a jejich směsí před a po anaerobní fermentaci inkubované se zeminou při 25 °C a zjištěné obsahy lipidů, hrubého proteinu, hemicelulóz, celulózy, ligninu, celkového dusíku a sušiny, nerozpustné v horké vodě, dokazují totéž (tab. 4) a k stejnému jednoznačnému závěru vedou i výsledky frakcionace lability organické hmoty sledovaných variant po dvacetitýdenní inkubaci se zeminou podle Chana et al. (2001), uvedené v tab. 5. Srovnáním výsledků v tab. 3 a 5 je zřejmé, že vlivem činnosti mikroorganismů přidané zeminy při inkubaci došlo i k rozkladu obtížně hydrolyzovatelné organické hmoty - rozdíly nejstabilnějších frakcí F 3 a F 4 v tab. 5 jsou po anaerobní fermentaci vyšší zhruba o 73 %, zatímco obsah nehydrolyzovatelné frakce při působení pouhé kyselé chemické hydrolýzy se anaerobní fermentací zhoršil zvýšením zhruba o 290 %. To však nic nemění na faktu, že ani půdní mikroorganismy nejsou schopny anaerobně fermentovaný kal významně zpřístupnit rozkladu, jak dokazuje více než 3/4 celkového uhlíku ve frakci 4.

Tabulka č. 4: Obsah vybraných organických látek (%) a iontovýměnná a pufrační kapacita pevné fáze primárního kalu (A), kejdy prasat (B), směsi kalu a kejdy prasat 1 : 1 před fermentací (C) a po fermentaci (D) před a po 20 týdnech inkubace s písčitohlinitou ornicí kambizemě v poměru 3 : 1 při 25°C v sušině

	I Před inkubací (25 °C)				II Po inkubaci (25 °C, 20 týdnů)
	A	B	C	D	A	B	C	D
Lipidy (látky extrahovatelné petroletherem) [%]	8.60 + 0.69	14.27 + 1.14	10.82 + 0.86	2.01 + 0.15	7.97 + 0.65	13.50 + 1.09	10.39 + 0,85	2.08 + 0,17
Bílkoviny (Berstein) [%]	13.43 + 1.30	17.95 + 1.62	15.31 + 1.60	8.50 + 0.93	11.81 + 1.20	16.10 + 1.53	13.89 + 1.42	8.50 + 0.98
Hemicelulózy [%]	1.82 + 0.19	5.03 + 0.73	3.32 + 0.61	0.70 + 0.60	1.43 + 0.11	4.23 + 0.51	2.89 + 0.30	0.69 + 0.10
Celulóza [%]	7.45 + 0.92	11.18 + 1.33	9.61 + 1.05	6.03 + 0.95	5.42 + 0.82	9.27 + 0.98	7.96 + 0.94	6.05 + 0.83
Ligniny [%]	4.84 + 0.62	5.16 + 0.84	4.99 + 0.75	5.18 + 0.92	4.83 + 0.91	5.18 + 1.07	4.98 + 0.84	5.20 + 0.91
Celkový N [%]	1.59 + 0.06	2.70 + 0.11	2.29 + 0.10	1.07 + 0.04	1.51 + 0.06	2.50 + 0.11	2.14 + 0.09	1.08 + 0.05
Sušina nerozpustná v horké vodě [%]	98.25 + 2.94	98.26 + 2.95	98.25 + 2.95	98.23 + 2.92	89.05 + 2.67	85.17 + 2.60	87.26 + 2.58	98.20 + 2.93
Iontovýměnná kapacit[mmol chem.ekv./kg]	48 + 3	55 + 3	53 + 3	145 + 9	50 + 3	61 + 4	55 + 4	168 +10
Pufrační kapacita [mmol chem.ekv./kg]	62 + 4	69 + 4	65 + 4	157 + 9	65 + 4	72 + 4	70 + 4	179 + 11

(Počet vzorků n = 4 (suš. rozp. v horké vodě n = 7), interval spolehlivosti průměru pro hladinu významnosti α = 0,05.)

Výsledky v tab. ukazují, že 20-týdenní inkubace více či méně snížila procentický obsah sledovaných organických látek kromě ligninu (celkový N o 5 – 8 %, celulózu o 17 – 25 %, hemicelulózy o 13 – 22 %, bílkoviny o 9 – 12 %, lipidy o 4 – 7 %, obsah sušiny nerozpustné v horké vodě o 10 – 15 %) prakticky ve všech variantách pokusu, kromě varianty s anaerobně fermentovanou směsí primárního kalu a kejdy prasat, kde úbytek těchto látek je malý či dokonce žádný. Je tedy zřejmé, že za organické hnojivo lze pokládat primární kal, kejdu prasat a jejich směs, ale pouze před anaerobní fermentací. Stupeň odbourání vybraných organických látek v kalu, kejdě prasat a jejich směsi při inkubaci s 25 % písčitohlinité zeminy jsme dosáhli podstatně menší (5 – 25 %) než Leblanc et al. (2006) při práci s fytomasou listí I. samanensis a I. edulis, v jejichž práci byl dosažen inkubací za velmi podobných podmínek rozklad celkové hmoty, hemicelulóz a dusíku ve hmotě kolem 50 %. Domníváme se, že je to způsobeno velmi rozdílným obsahem hemicelulóz v našich materiálech ve srovnání s materiály uvedených autorů. Lehce odbouratelné hemicelulózy v kalu z čistírny nebo v kejdě prasat už prostě nejsou a zažívacím traktem zvířat i lidí zřejmě procházejí už jen stabilnější formy. Je rovněž zajímavé, že po anaerobní fermentaci a po 20 týdenní aerobní inkubaci při 25 °C zbyly ve směsi kejdy a kalu látky, které by se daly pokládat za labilní (lipidy + bílkoviny + hemicelulózy ve směsi II D tvoří zhruba 11 %). Jsou to zřejmě jejich stabilnější formy, jak potvrzují i výsledky uvedené v tab. 5, z kterých je zřejmé, že k zhruba 11 % organických uhlíkatých látek je nutno sečíst % podíly první a druhé frakce podle oxidovatelnosti dle Chana et al. (2001). Literatura však uvádí, že v anaerobně stabilizovaném kalu z čistíren městských odpadních vod tvoří součet lipidů, bílkovin a hemicelulóz 13 % – 39,6 % sušiny, takže jde o jev spíše obecný.

Iontovýměnná kapacita kalu, kejdy prasat a jejich směsi před fermentací, před inkubací i po inkubaci je velmi nízká a nedosahuje ani hodnot, které jsou obvyklé pro písčitou půdu. Anaerobní fermentace spolu s inkubací ji však sice zřetelně, ale prakticky málo významně zvyšuje na úroveň, obvyklou ve středně těžkých půdách. Stejné závislosti lze nalézt i pro pufrační kapacitu, což nepřekvapuje. Výsledky dokazují, že rozložitelnost organické části anaerobně stabilizovaného kalu se silně zhoršila a že ji nelze zlepšit ani s využitím půdních mikroorganismů a půdy samé nějak zvlášť výrazně.

To nás vede k překvapivému závěru, že kaly jako odpad z procesů anaerobní digesce jsou hnojivem spíše minerálním, než organickým a že z hlediska užití jako organické hnojivo jsou mnohem méně jakostním materiálem, než výchozí suroviny. O zušlechtění organického materiálu anaerobní digescí nelze vůbec mluvit. Jejich kapalná fáze spíše se dá pokládat za hnojivo, než fáze pevná. Bereme-li je jako hnojivo v obecném pojetí, nelze snad protestovat, protože kromě mírně vyššího obsahu minerálních, rostlinám přístupných živin (převážně dusíku) mají vyšší iontovýměnnou kapacitu a vyšší pufrační kapacitu, než materiál před anaerobní fermentací, tento přírůstek je však prakticky málo významný. Při tak malém obsahu přístupných živin zvláště při mokrých procesech anaerobní digesce s velkým množstvím tekuté frakce a při současné ceně pohonných hmot budou dopravní náklady komplikovat využití tohoto odpadu.

Poděkování: Práce byla umožněna laskavou finanční spoluúčastí grantu MŠMT ČR MSM 6007665806.

Literatura

• Blair G. J., Lefroy R. D. B., Lisle L., 1995: Soil carbon fractions based on their degree of oxidation and the development of a carbon management index for agricultural systems. Aust. J. Agric. Res., 46: 1459-1466
• Eckschlager K., Horsák I., Kodejš Z., 1980: Vyhodnocování analytických výsledků a metod. SNTL Praha, 1. vyd., 223 s.
• Gelsomino A., Badalucco L., Landi L., Cacco G., 2006: Soil carbon, nitrogen and phosphorus dynamics as affected by solarization alone or combined with organic amendment. Plant and Soil, 279 (1-2): 307-325
• Ghani A., Dexter M., Perrott K. W., 2003: Hot-water extractable carbon in soils; a sensitive measurement for determining impacts of fertilisation, grazing and cultivation. Soil Biology  Biochemistry, 35 (9): 1231-1243
• Gillman G. P., 1979: A proposed method for the measurement of exchange properties of highly weathered soils. Austr. J. Soil Res., 17, 129-139
• Haynes R. J., 2005: Labile organic matter fractions as central components of the quality of agricultural soils. Advances in Agronomy, 85, 85: 221-268
• Heukelekian H., 1958: Basic Principles of Sludge Digestion, Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes, Vol. II, Reinhold, New York, 126 s.
• Hunter J. V., 1962: The Organic Composition of Various Domestic Sewage Fractions. Ph.D. Thesis, Rutgers University 1962
• Chan K. Y., Bowman A., Oates A., 2001: Oxidizible organic carbon fractions and soil quality changes in an oxic Paleustalf under different pasture leys. Soil Sci., 166, 1: 61-67
• Institut für Energetik und Umwelt g GmbH, 2006: Handzeichnung Biogasgewinnung und – nutzung, Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe e. V. (FNR). Gülzow, 3. Auflage, Bundesforschunganstalt für Landwirtschaft., 232 s.
• Jiang P. K., Xu Q. F., 2006: Abundance and dynamics of soil labile carbon pools under different types of forest vegetation Pedosphere, 16 (4): 505-511
• Kolář L., Ledvina R., Kužel S., Klimeš F., Štindl S., 2006: Soil organic matter and its stability in aerobic and anaerobic conditions. Soil  Water Res., 1, 2: 57-64
• Leblanc H. A., Nygren P., McGraw R. L., 2006: Green mulch decomposition and nitrogen release from leaves of two Inga spp. in an organic alley-cropping practice in the humid tropics. Soil Biology  Biochemistry, 38 (2): 349-358
• López F., Rodríguez G., Kass M., 1992: Manual de métodos rutinarios. Laboratorio de nutrición animal. CATIE, Turrialba, Costa Rica, 52 pp.
• Maia S. M. F., Xavier F. A. S., Oliveira T. S., Mendonca E. S., Filho J. A. A., 2007: Organic carbon pools in a Luvisol under agroforestry and conventional farming systems in the semi-arid region of Ceara, Brazil. Agroforestry Systems, 71 (2): 127-138
• Majumder B., Mandal B., Bandyopadhyay P. K., Chandhury J., 2007: Soil organic carbon pools and productivity relationships for a 34 year old rice – wheat – jute agroecosystem under different fertilizer treatments. Plant and Soil, 297 (1-2): 53-67
• Majumder B., Mandal B., Bandyopadhyay P. K., 2008: Soil organic carbon pools and productivity in relation to nutrient management in a 20-year-old rice-berseem agroecosystem. Biology and Fertility of Soils, 44 (3): 451-461
• Marriot E. E., Wander M. M., 2006: Total and labile soil organic matter in organic and conventional farming systems. Soil Science Society of America Journal, 70 (3): 950-959
• Ni J. Z., Xu J. M., Xie Z. M., Wang D. J., 2004: Changes of labile organic carbon fractions in soils under different rotation systems. Pedosphere, 14 (1): 103-109
• Novák B., 1966: Vztah látkové a energetické přeměny organických látek při humifikaci. Rostlinná výroba, 12 (6): 709-711
• Passos R. R., Ruiz H. A., Mendonca E. D., Cantarutti R. B., de Souza A. P., 2007: Humic substances, microbial activity and labile organic carbon in aggregates of a dystrophic red latosol under two vegetation covers. Revista Brasileira de Ciencia do Solo, 31 (5): 1119-1129
• Pitter P., 1981: Hydrochemie. SNTL Praha, 373 s.
• Roschke M., 2003: Verwertung der Faulsubstrate, in: Biogas in der Landwirtschaft-Leitfaden für Landwirte und Investoren im Land Brandenburg. Ministerium für Landwirtschaft, Umweltschutz und Raumordnung des Landes Brandenburg, Postdam, 29-33
• Rovira P., Vallejo V. R., 2000: Examination of thermal and acid hydrolysis procedures in characterization of soil organic matter. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 31: 81-100
• Rovira P., Vallejo V. R., 2002: Labile and recalcitrant pools of carbon and nitrogen in organic matter decomposing at different dephts in soil: an acid hydrolysis approach. Geoderma, 107 (1-2): 109-141
• Rovira P., Vallejo V. R., 2007: Labile, recalcitrant and inert organic matter in Mediterranean forest soils. Soil Biology  Biochemistry, 39 (1): 202-215
• Shirato Y., Yokozawa M., 2006: Acid hydrolysis to partition plant material into decomposable and resistant fractions for use in the Rothamsted carbon model. Soil Biology  Biochemistry, 38 (4): 812-816
• Soon Y. K., Arshad M. A., Haq A., Lupwayi N., 2007: The influence of 12 years of tillage and crop rotation on total and labile organic carbon in a sandy loam soil. Soil  Tillage Research, 95 (1-2): 38-46
• Tirol-Padre A., Ladha J. K., 2004: Assessing the reliability of permanganate-oxidizable carbon as an index of soil labile carbon. Soil Science Society of America Journal, 68, 3: 969-978
• Van Soest P. J., 1963: Use of detergents in the analysis of fibrous feeds. II. A rapid method for the determination of fiber and lignin. Journal of the Association of Official Analytical Chemists, 46, 829-835
• Vance E. D., Brookes P. C., Jenkinson D. S., 1987: An extraction method for measuring soil microbial biomass C. Soil Biol. Biochem., 19: 703-707
• Vaněk V., Balík J., Pavlíková D., Tlustoš P., 2007: Nutrition of field and horticultural crops. Profi Press s. r. o., Praha, 176 pp. (In Czech)
• Vieira F. C. B., Bayer C., Zanatha J. A., Dieckow J., Mielniczuk J., He Z. L., 2007: Carbon management index based on physical fractionation of soil organic matter in an Acrisol under long-term no-till cropping systems. Soil  Tillage Research, 96 (1-2): 195-204 Zhang T. Q., Drury C. F., Kay B. D., 2004: Soil dissolved organic carbon; Influences of water-filled pore space and red clover addition and relationships with microbial biomass carbon. Canadian Journal of Soil Science, 84 (2): 151-158
• Zhang J. B., Song C. C., Yang W. Y., 2006: Land use effects on the distribution of labile organic carbon fractions through soil profiles. Soil Science Society of America Journal, 70 (2): 660-667

Tweet

Bioplynová stanice s kogeneračními jednotkami TEDOM

Olej pro plynové motory – klíčová volba pro kogenerační jednotky

Kam směřuje české odpadové hospodářství z pohledu prevence jejich vzniku?

Jak získat udržitelnou biomasu

Biometan se vyplatí a má budoucnost