1. Masy użyteczne w rekultywacji gruntów

1. Rodzaje odpadów ekologicznie użytecznych

Ekologiczną (przyrodniczą) użyteczność odpadów ocenia się [Siuta 2002] na podstawie ich fizycznych, chemicznych i biologicznych (w tym sanitarnych) właściwości oraz technicznych możliwości dostosowania (zmodyfikowania) wymienionych odpadów do określonych potrzeb.

Odpady ekologicznie użyteczne dzieli się na: organiczne, mineralno-organiczne i mineralne oraz na odpady pochodzenia biologicznego, geologicznego i przemysłowego.

Odpady organiczne pochodzenia biologicznego. Są to odpady pochodzenia roślinnego, mikrobiologicznego i zwierzęcego. Stanowią duże zasoby nawozowe i glebotwórcze. Do odpadów organicznych pochodzenia biologicznego zalicza się głównie:

• wszelkie niespożytkowane zasoby masy roślinnej w gospodarstwach rolnych (w tym warzywniczych i sadowniczych) i leśnych, na terenach zieleni miejskiej i przemysłowej, w przetwórstwie rolno-spożywczym, w przetwórstwie drewna i włókien naturalnych, w obrocie i użytkowaniu surowców oraz wyrobów pochodzenia roślinnego;

• osady z biologicznego oczyszczania ścieków: bytowo-gospodarczych miast i osiedli wiejskich oraz z przemysłu rolno-spożywczego i celulozowo-papierniczego;

• odpady mas torfowych (w tym borowiny poużytkowej) i węgla brunatnego.

Odpady roślinne. Odpady roślinne ze względu na źródło ich powstawania można podzielić na wiejskie, miejskie i przemysłowe. Głównym źródłem wiejskich, miejskich i przemysłowych odpadów roślinnych są uprawy rolnicze i leśne. Dynamiczny rozwój specjalizacji produkcji rolniczej oraz urbanizacji i przemysłu rolno-spożywczego powoduje, że coraz większe masy roślinne nie wracają do gleb rodzimych, lecz są przemieszczane do ośrodków miejsko-przemysłowych lub stają się poprodukcyjnymi odpadami w gospodarstwach rolnych. Przy założeniu, że 1 ha ziemi uprawnej daje średnio ok. 4 ton niejadalnej i niepaszowej suchej masy roślin, a jej wykorzystanie w gospodarstwach rodzimych waha się wokół 85%, otrzymamy w ten sposób rocznie prawie 8,6 mln ton s.m. roślin, które można przeznaczyć do rekultywacji. Do tej grupy odpadów zalicza się także niezagospodarowane masy obornika i stałe pozostałości gnojowicy.

Odpady organiczne pochodzenia geologicznego. Do tych odpadów zalicza się torf i węgiel brunatny. Torf stosuje się do ukształtowania próchniczotwórczej warstwy w gruncie mineralnym. Intensywne nawożenie rekultywowanego gruntu azotem i fosforem zwiększa próchniczotwórczą efektywność torfu. Węgiel brunatny powstał podobnie jak torf z masy roślinnej. Miał węgla brunatnego obfituje także, podobnie jak torf, w substancję organiczną. Jest ona mniej podatna na mikrobiologiczny rozkład niż torf, ale wykazuje dużą wodochłonność i próchniczotwórczość. Nadaje się do bezpośredniego melioracyjnego ulepszania gleb i rekultywacji gruntów bezglebowych oraz do produkcji kompostu i podłoży dla roślin. Główne źródła pyłu węgla brunatnego znajdują się w zagłębiach bełchatowskim, konińskim i turoszowskim.

Odpady mineralno-organiczne. Są to przeważnie masy ziemi usuwanej z miejsc naturalnego (geologicznego) zalegania w toku różnego rodzaju prac ziemnych (górnictwo odkrywkowe, budownictwo lądowe, pogłębianie i odnawianie dróg, transport wodny) oraz różnego rodzaju osady z oczyszczania ścieków przemysłowych.

Odpady mineralne pochodzenia geologicznego. Do tych odpadów zalicza się głównie masy ziemne usuwane (przemieszczane) w toku udostępniania, pozyskiwania i uzdatniania kopalin oraz w budownictwie lądowym i wodnym. Geologiczne (naturalne) pochodzenie tych mas ziemnych stanowi, że skład chemiczny większości z nich jest bliski składowi glebotwórczych gruntów w Polsce. Dotyczy to zwłaszcza mas ziemnych przemieszczanych w górnictwie odkrywkowym i w budownictwie ziemnym, które w większości nadają się do zapełniania wyrobisk w ramach technicznej rekultywacji pokopalnianych terenów. Nie dotyczy to jednak tych odpadów, które zawierają nadmierne ilości metali ciężkich, siarczków (głównie pirytu) lub soli rozpuszczalnych w wodzie.

Odpady mineralne pochodzenia przemysłowego. Do tych odpadów zalicza się głównie:

1. odpady energetyczne ze spalania węgla kamiennego i brunatnego, w postaci popiołów lotnych, żużla i popiołu oraz gipsu z odsiarczania spalin,

2. odpady hutnictwa metali nieżelaznych (głównie miedzi, cynku i ołowiu),

3. fosfogipsy z produkcji nawozów fosforowych,

4. wapno posodowe z przemysłu sodowego,

5. wapno pocelulozowe z przemysłu celulozowego,

6. wapno defekacyjne z przetwórstwa buraka cukrowego,

7. wapno pokarbidowe,

8. osady z mechanicznego i chemicznego oczyszczania ścieków przemysłowych,

9. pyły z przemysłu materiałów budowlanych, w tym głównie z przemysłu wapienno-cementowego,

10. osady z uzdatniania wody pitnej i technologicznej.

Ekologiczne użytkowanie może polegać na wykorzystaniu odpadów:

1. jako glebotwórczy grunt na składowisku odpadów,

2. do ukształtowania glebotwórczej warstwy w technicznej rekultywacji gruntu,

3. do biologicznej rekultywacji gruntu (ukształtowania szaty roślinnej),

4. do organicznego nawożenia gleby,

5. do wapnowania gleb kwaśnych i odkwaszania glebotwórczych mas ziemnych w toku technicznej rekultywacji,

6. do produkcji kompostu (nawozu organicznego),

7. do produkcji podłoży dla roślin w uprawie niegruntowej,

8. do mulczowania powierzchni ziemi.

2. Osady z biologicznego oczyszczania ścieków

Głównym źródłem osadów są oczyszczalnie ścieków miejskich. Ich liczba i przepustowość wykazuje bardzo dużą dynamikę wzrostu. Zwiększa się też efektywność oczyszczania ścieków, a tym samym rośnie masa wytwarzanych osadów. Liczne zakłady przemysłu rolno-spożywczego, chemicznego i drzewnego (głównie celulozowo-papierniczego) mają biologiczne oczyszczalnie ścieków. Chemiczne i biologiczne właściwości ścieków z tych oczyszczalni są zbliżone do osadów z miejskich oczyszczalni ścieków. Do nawożenia gleb i roślin najlepsze są osady ze ścieków odprowadzanych z przemysłu rolno-spożywczego. Od kilku lat dynamicznie postępuje budowa oczyszczalni ścieków w małych miastach i ośrodkach wiejskich. Nawozowe walory osadów z tych oczyszczalni są znacznie większe niż z osadów z oczyszczalni w dużych miastach.

Dostępne dane pozwalają na oszacowanie i prognozowanie osadów powstających w miejskich oczyszczalniach. Według J. Bernackiej i L. Pawłowskiej [1994] w 1992 r. wytworzono ok. 13 mln m³ osadów płynnych o zawartości 2% s.m., w przeliczeniu na suchą masę stanowi to 260 000 ton. W 2000 r. sucha masa osadów z oczyszczalni miejskich wynosiła 400 000 ton. Przeciętna zawartość azotu w s.m. osadu wynosi 3%, co stanowi 7800 t azotu w 1992 r. oraz 12 000 t tego składnika w 2000 r. Szacuje się, -że sucha masa osadów w roku 2010 wyniesie 443 700 t. [Bernacka, Pawłowska, 1998]. Przedstawione dane nie obejmują bardzo dużych mas osadów z przemysłowych i wiejskich oczyszczalni ścieków.

Osady z biologicznego oczyszczania ścieków bytowo - gospodarczych i przemysłowych (zwłaszcza przetwórstwa rolno-spożywczego) są bogate, w glebotwórczą (próchniczotwórczą) substancję organiczną i mineralne składniki pokarmowe roślin. Stosunek węgla do azotu w ustabilizowanych osadach ściekowych jest analogiczny jak w próchnicy gleb uprawnych i w dojrzałych kompostach. Osady ściekowe zawierają też duże ilości łatwo przyswajalnych dla roślin mineralnych związków azotu i fosforu oraz łatwo rozkładalnej (mineralizowanej) substancji organicznej. Sucha masa osadów stabilizowanych zawiera przeważnie 40-60% substancji organicznej oraz 2,5--4,0% azotu; 1,5-2,5% fosforu (P₂O₅); 1,5-4,0% wapnia CaO; 0,5-1,2% magnezu (MgO); ok. 0,5 potasu (K₂O). Wymienione właściwości stanowią o bardzo dużej użyteczności osadów ściekowych do rekultywacji bezglebowych gruntów, melioracyjnego użyźniania gleb, nawożenia gleb i roślin. [Siuta 1999].

Wprowadzenie odpowiednio dużej dawki osadu ściekowego do powierzchniowej warstwy bezglebowego gruntu nadaje mu biologiczną aktywność właściwą dla urodzajnej gleby [Siuta i in. 1973, 1976, 1988; Siuta, Wasiak, Kozłowska 1993]. Także sam osad, bez wymieszania go z mineralnym gruntem, zapewnia korzystne warunki do intensywnego wzrostu roślin zdolnych do pobierania bardzo dużych ilości składników pokarmowych i produkowania obfitej masy zielonej [Siuta 1995; Siuta, Wasiak 1995].

Rekultywacyjne i nawozowe wartości osadów ściekowych są często pomniejszane lub niweczone przez obecność chorobotwórczych mikroorganizmów i nadmierne zawartości metali ciężkich. Także płynna, mazista, bryłowata konsystencja osadów ściekowych stanowi istotne utrudnienie w ich przyrodniczym użytkowaniu. Odwodnienie osadów ściekowych do ziemistej konsystencji jest wymagane obecnie nawet wtedy, gdy mają być one usuwane na składowiska. Chorobotwórcze organizmy (głównie bakterie i jaja pasożytów przewodu pokarmowego) mogą zostać częściowo lub całkowicie zniszczone w procesie uzdatniania osadów do ich przyrodniczego użytkowania. Transformacja fizycznych właściwości osadów ściekowych jest zwykle łączona z ich biologiczną sanitacją. Trudniejszy do rozwiązania problem stanowią nadmierne (szkodliwe) zawartości metali ciężkich, które wprowadzone do gleby pozostają w niej na długie lata, skąd są pobierane przez rośliny lub przemieszczane do wód podziemnych. Nadmierna zawartość metali ciężkich w osadzie ściekowym nie wyklucza możliwości stosowania go do nawożenia, ale wielkość jednorazowej lub sumarycznej dawki osadu jest limitowana przez ładunek metali ciężkich dopuszczalny dla określonej gleby.

Bariera nadmiernej zawartości metali ciężkich w osadach jest coraz częściej pokonywana w krajach przodujących w ochronie środowiska [Bernacka, Pawłowska 1996]. Minimalizują one zrzuty metali ciężkich do ścieków przez odpowiednie technologie produkcji i podczyszczanie ścieków u źródeł ich powstawania. Dzięki temu osady ściekowe przestają być uciążliwym odpadem, stają się użytecznym produktem. Przy projektowaniu budowy i modernizacji polskich oczyszczalni konieczność ograniczenia zawartości metali ciężkich i chorobotwórczych organizmów w osadach jest coraz lepiej dostrzegana i realizowana.

Każdy sposób przyrodniczego zagospodarowania osadów ściekowych musi przezwyciężyć wymienione bariery. Już samo spilśnienie w procesie odwadniania często stanowi wystarczającą przyczynę rezygnacji z przyrodniczego zagospodarowania. Proces odwadnianie osadu ma zapewnić nie tylko odpowiednią wilgotność, lecz także gruzełkowatą strukturę, co sposobami technicznymi trudno jest osiągnąć [Siuta, Wasiak 1993]. Osady ściekowe, które mają być wykorzystane dla celów rolniczych powinny być odpowiednio przygotowane, tzn. poza klasyczną stabilizacją beztlenową lub tlenową powinny być sanitarnie bezpieczne [Bernacka, Pawłowska 1994; Cebula, Jodkowska 1982].

Tradycyjne metody stabilizacji nie wystarczają do poprawy cech higieniczno-sanitarnych osadów. Potrzebne są tu metody termiczne takie jak: kompostowanie, suszenie, pasteryzacja lub metody chemiczne [Kucharski, Cieśla 1989; Wasiak 1994]. Stany Zjednoczone, Wielka Brytania, Holandia, Niemcy, Szwajcaria, kraje skandynawskie stosując osady ściekowe do użyźniania gleb bardzo rygorystycznie przestrzegają ustalonych norm i wytycznych rolniczego użytkowania osadów. Prostą metodą odkażania osadów jest ich traktowanie wapnem palonym [Kaźmierczuk 1983; Kempa 1985; Korcz, Zych 1989; Marcinkowski 1984].

Wyniki badań dowodzą szerokich możliwości poprawy gospodarki osadami oraz różnorodnych sposobów ich zagospodarowania, bez konieczności zapewnienia znacznych środków finansowych i technicznych [Siuta, Wasiak 1993; Siuta, Wasiak, Kozłowska 1993].

Szereg krajowych placówek zajmuje się problematyką osadową, ale w większości prowadzone przez nie prace poświęcone są przeróbce osadu bądź koncentrują się na wskaźnikach do projektowania oczyszczalni ścieków.

Badania osadów ściekowych podjęto na szeroką skalę dopiero w połowie lat sześćdziesiątych. Obszerne badania właściwości fizyczno-chemicznych osadów w latach siedemdziesiątych i osiemdziesiątych prowadzili Cebula1981 i 1985; Roszyk 1980, Siuta 1974; Siuta i in. 1988.

Rozwój budowy oczyszczalni ścieków na początku lat dziewięćdziesiątych przyczynił się do nasilenia badań chemicznych i sanitarnych osadów ściekowych. Duży dorobek w tym zakresie ma IUNG, który przeprowadził badania osadów z ponad 200 oczyszczalni ścieków w kraju [Maćkowiak 1996, 1998; Boszko, Dąbrowski 2001; Szymański, Janowska 2000].

Biologiczno-sanitarne właściwości osadów są mniej rozpoznane niż chemiczne. Badania tych zagadnień zapoczątkowano w połowie lat pięćdziesiątych; dotyczyły one głównie jaj pasożytów [Iwańczuk 1956, 1964; Stroczyńska-Sikorska, Prażmo, Wronko 1973; Stroczyńska-Sikorska, Prażmo, Stołek 1980; Kaźmierczuk 1983; Marcinkowski 1984; 1985; 1987; Bernacka, Sałbut, Kaźmierczuk 1985]. W ocenie sanitarnej osadów coraz większą uwagę poświęca się pasożytom przewodu pokarmowego [Kaźmierczuk 1996].

Pierwszy zarys kompleksowego zagospodarowania osadów ściekowych dla nowo projektowanej oczyszczalni ścieków przedstawiono w studium bełchatowskim [Siuta i in. 1972]. Stosowanie osadów ściekowych do rekultywacji zapoczątkowano w 1973 r. na terenie Portu Północnego w Gdańsku [Siuta i in. 1973], gdzie ukształtowano glebę z piasku morskiego i osadów.

Kompleksowe badania przyrodniczego zagospodarowania osadu ściekowego rozpoczęto w Instytucie Kształtowania Środowiska w Warszawie w 1974 r. W oparciu o te badania opracowano Program rolniczej utylizacji osadu ściekowego z prawobrzeżnej Warszawy [Siuta i in. 1977]. Opracowano także program rolniczego zagospodarowania osadów ściekowych z oczyszczalni w Gorzowie Wielkopolskim, program zagospodarowania osadów ściekowych na terenie woj. poznańskiego [Siuta, Wasiak 1977] i konińskiego [Wasiak, Pawłowska 1979].

W toku wieloletnich badań Instytutu Ochrony Środowiska rozpoznano stan wiedzy krajowej i zagranicznej o właściwościach i gospodarowaniu osadami ściekowymi, a także opracowano prognozę wytwarzania osadów do 1995 r., przeprowadzono wielowariantowe doświadczenia rekultywacyjne i użyźniające porównując je z działaniem innych organicznych i mineralnych substancji użyźniających. Zbadano także wpływ osadów ściekowych na wegetację i pionowanie oraz skład chemiczny roślin, przy różnych sposobach rekultywacji i użyźniania gleby. Wnioski i zalecenia dla praktyki opublikowano w 1982 roku [Siuta, Wasiak, Pasińska 1982], a monografię badań w 1988 r. [ Siuta i in. 1988].

W latach 1994 - 1996 prowadzono w Instytucie Ochrony Środowiska program finansowany przez KBN „Przyrodniczo-techniczne przetwarzanie osadów ściekowych na kompost” [Siuta i in. 1996]. Stwierdzono, że duże przemysłowe składowiska odpadów są właściwymi obiektami nie tylko do rekultywacyjnego stosowania osadów ściekowych, lecz także do bardzo intensywnej uprawy roślin przerabianych na kompost. Osad może być stosowany (corocznie lub w większych odstępach czasu) w dużych dawkach, zapewniających obfitość składników pokarmowych i korzystne warunki wodne. Ekologiczne funkcje intensywnego wzrostu roślin na składowiskach odpadów przemysłowych nie sprowadzają się do ochrony atmosfery i przyległych terenów, lecz także zmniejszają lub eliminują wgłębną infiltrację wód opadowych, chroniąc podziemne i powierzchniowe wody przed zanieczyszczeniem. Na bardzo dobrze użyźnionym gruncie głównym czynnikiem ograniczającym produkcję masy roślinnej jest niedobór wody. Wiosenno-letnie zasoby wody opadowej są w całości pobierane przez korzenie roślinności trawiastej, zanim zdążą przedostać się poniżej darniowej warstwy. Te właściwości roślin wykorzystuje się nawet do odwadniania osadów płynnych i mazistych w lagunach i na poletkach osadowych oraz na placach składowania i dosuszania osadów mechanicznie odwodnionych oczyszczalni ścieków: „Hajdów" w Lublinie [Siuta i in. 1997], „Czajka" w Warszawie [Siuta, Wasiak 1997], w Jeleniej Górze [Siuta, Bielówka 1997]. W Łasku, Piotrkowie Trybunalskim stosuje się już roślinną transformację osadów płynnych i mechanicznie odwodnionych. Rekultywacyjne użytkowanie osadu (z oczyszczalni ścieków w Stalowej Woli) jest daleko zaawansowane (około 25 ha w 1995 r.) w Kopalni Siarki „Jeziórko”, mimo że doświadczenia zapoczątkowano tu dopiero wiosną 1994 r. Pilotowo-wdrożeniowe doświadczenie zastosowania osadu ściekowego do rekultywacji popiołowego gruntu i przerobu masy roślinnej na kompost (zapoczątkowane wiosną 1994 roku) dało bardzo wysokie plony roślin o korzystnym składzie chemicznym [Siuta, Jońca 1997]. Zawartość makroskładników i metali ciężkich jest bardzo korzystna do produkcji kompostu. Również rośliny z płynnych i mazistych podłoży osadowych nie zawierają takich ilości metali ciężkich, które dyskwalifikowałyby ich kompostową użyteczność.

Koncepcję zastosowania osadów ściekowych do zazieleniania składowiska odpadów posodowych Janikowskich Zakładów Sodowych opracowano w 1999 r. W roku 2000 przeprowadzono badania uzupełniające i pilotowe doświadczenie rekultywacji gruntu na składowisku odpadów posodowych, które wykazało wysoką skuteczność zastosowanej metody [Siuta, Sienkiewicz 2000]

3. Stosowanie kompostów z odpadów komunalnych w rekultywacji gruntów

Kompostowanie odpadów komunalnych oparte na przesłankach naukowych rozpoczęło się z początkiem XX wieku. Od tego czasu obserwuje się stały rozwój tej metody zagospodarowania odpadów. Pierwsze prace z tego zakresu, w Polsce, w okresie międzywojennym wykonywał w latach 1928-1929 H. Przyłęcki. Prowadził on badania nad kompostowaniem w komorze typu Beccariego o pojemności 25 m³. Przyczyniły się one do dalszego rozwoju kompostowania jako metody unieszkodliwiania odpadów komunalnych. Kompostowanie w skali technicznej rozpoczął w 1953 r. J. Stobiński w Bielsku-Białej. Oparł się on na badaniach prowadzonych wcześniej przez H. Przyłęckiego. W 1957 r. w byłej Katedrze Techniki Sanitarnej oraz w byłym Instytucie Gospodarki Komunalnej (w obu tych instytucjach - pod kierunkiem prof. Zygmunta Rudolfa) rozpoczęto systematyczne badania zarówno właściwości technologicznych odpadów, jak również nad procesem kompostowania odpadów komunalnych [Rudolf i in. 1960; Skalmowski, Wolska 1969]. Pierwsze prace miały na celu rozpoznanie składu odpadów komunalnych, określenie podstaw teoretycznych procesu kompostowania odpadów oraz opracowanie prostej technologii procesu kompostowania, nadającej się w tym czasie do wdrożenia. Działały wtedy prężne ośrodki, takie jak Instytut Gospodarki Komunalnej wraz z jego oddziałami w Poznaniu i Katowicach.

Równocześnie prowadzono badania nad kompostowaniem odpadów komunalnych w pryzmach na otwartym powietrzu [Linowski, Skalmowski, Stasiak 1961; Linowski 1974]:

- w pilotowym obiekcie w Warszawie na Bemowie - przez IGK i Politechnikę Warszawską,

- w oddziałach IGK w Poznaniu i Katowicach.

Były to - na owe czasy - poważne prace. Wyniki tych badań uzasadniły celowość budowy w Polsce kompostowni odpadów oraz pozwalały na ukierunkowanie dalszych prac nad gospodarką odpadami w Warszawie oraz w innych miastach Polski. Badania właściwości technologicznych odpadów oraz badania nad ich kompostowaniem doprowadziły do opracowania pierwszej polskiej technologii kompostowania w pryzmach. Od miasta, w którym została ona wdrożona w skali technicznej, nazwano ją technologią kielecką. Technologia kielecka polegała na kompostowaniu odpadów w pryzmach bez wstępnej obróbki. Samochody przywożące odpady były kierowane na pole kompostowe, gdzie następował ich rozładunek i układanie pryzm przy zastosowaniu spychacza. Odpady komunalne były następnie kilkakrotnie przerzucane oraz polewane odpadami płynnymi z szamb. Proces kompostowania trwał około roku. W tym czasie przebiegały procesy mineralizacji i humifikacji, następowała pełna higienizacja odpadów oraz ich stabilizacja. Następnie masę kompostową przewożono na ciąg technologiczny do obróbki końcowej, składający się z sita wibracyjnego i separatora elektromagnetycznego do usuwania metali ferromagnetycznych. Kolejne kompostownie, oparte na technologii kieleckiej, zostały zbudowane w Lublinie, Krakowie, Radomiu, Bydgoszczy i Wrocławiu. Niska jakość i wydajność uzyskiwanego kompostu (ok. 25%) zniechęciła do tej technologii.

Dalsze prace nad kompostowaniem poszły w dwóch kierunkach:

a) opracowania polskiej instalacji do obróbki wstępnej odpadów przed kompostowaniem,

b) wytypowanie i zakupu zagranicznej instalacji do obróbki wstępnej.

W Polsce prowadzono badania nad opracowaniem własnego systemu obróbki wstępnej. Zespół pracował pod kierunkiem T. Antolaka [1974]. W wyniku prac studialnych, które wiązały się z koniecznością sprawdzenia wielu prototypowych maszyn i urządzeń, został opracowany projekt „Polskiego systemu przyspieszonego kompostowania w pryzmach" [- PSPKP-O1]. W projekcie przewidziano wykorzystanie rozdrabniarki typu młotkowego oraz zespołu maszyn służących do wstępnej obróbki odpadów; sam proces kompostowania miał być prowadzony w pryzmach. Prototypowy obiekt tej technologii zbudowano w Warszawie w 1964 r. W czasie oddawania obiektu do eksploatacji zauważono wiele usterek, których nikt się nie podjął usunąć, w związku z czym po kilku latach obiekt został zlikwidowany. Dziś z perspektywy lat trudno jest nawet odpowiedzieć na pytanie, czy mógł on stanowić uzupełnienie technologii typu kieleckiego.

Zgodnie z drugim kierunkiem należało wytypować i zakupić za granicą instalację do obróbki wstępnej odpadów komunalnych. Po wielu dyskusjach wybrano do zakupu dwie instalacje:

1) duńskiej firmy DANO z Kopenhagi, z rozdrabnianiem w bębnie biostabilizatora, z przeznaczeniem dla Warszawy,

2) niemieckiej firmy Hazemag, z rozdrabniarką młotkową, zainstalowaną w Gliwicach i przeznaczoną do unieszkodliwiania odpadów komunalnych na Śląsku.

W obu instalacjach sam proces kompostowania miał być prowadzony w pryzmach na otwartym powietrzu. Obydwie te instalacje zostały uruchomione, przy czym w kompostowni systemu DANO w Warszawie po początkowych trudnościach eksploatacyjnych, wynikających z nadmiernej wilgotności odpadów, proces technologiczny został dopracowany. Warto zwrócić uwagę na fakt, że początkowo firma DANO przewidywała po 5 dobach kompostowania w biostabilizatorze otrzymywanie tzw. kompostu grzejnego, w którym miała nastąpić tylko higienizacja, a procesy biochemicznej mineralizacji i humifikacji nie zostały zakończone. Otrzymany materiał był poddawany takiej samej obróbce jak obecnie (na udoskonalonych urządzeniach) i mógł być dalej poddawany kompostowaniu w pryzmach, a następ­nie wykorzystywany jako kompost - w pełni dojrzały nawóz organiczny do różnych celów - lub jako tzw. podkład do inspektów - do produkcji ogrodni­czej [Linowski, Skalmowski 1967; Skalmowski, Wolska 1969].

Kompostownia w Gliwicach ze względu na zarysowanie się murów hali technologicznej, w której ustawiono rozdrabniarkę na masywnym fundamencie (co groziło katastrofą budowlaną) została po krótkim okresie eksploatacji zamknięta. W kompostowni tej sam proces kompostowania również miał być prowadzony w pryzmach na otwartym powietrzu, a hala technologiczna miała pomieścić ciąg maszyn do obróbki wstępnej (taśma sortownicza, rozdrabniarka młotkowa, sita, separator części twardych).

W latach 1970-1980 stopniowo likwidowano kompostowanie typu kielec­kiego; jako ostatnią zlikwidowano kompostownię w Bydgoszczy.

Przystąpiono jednocześnie do generalnego remontu i rozbudowy kompostowni w Warszawie. Prace te wykonywało Biuro Projektów Budownictwa Komunalnego „STOLICA", a o dostawę urządzeń zwrócono się do firmy M-U-T Stockerau (Austria). W 1981 roku przebudowano pierwotny ciąg technologiczny i wymieniono biostabilizator o wydajności dobowej 50 ton. Rozpoczęto rozbudowę kompostowni o kolejne ciągi technologiczne 2 x 120 ton/dobę, a następnie 2 x 145 ton/dobę. W tym samym czasie zbudowano kompostownię o tej samej technologii w Katowicach, która ma zdolność przerobową 2 x 120 ton/dobę.

Pierwsze kompostownie (systemu DANO) wyposażone w krajowe maszyny do obróbki wstępnej zostały wykonane w całości przez firmę MAKRUM w Kołobrzegu i Grodzisku Mazowieckim.

Ponadto została opracowana przez BIPROWOD-Warszawa nowa technologia kompostowania pod nazwą KKO-100. Było to również rozwiązanie prototypowe. Technologię tę wdrożono w Zielonej Górze w 1993 r. Kompostowaniu poddawane są tam odpady komunalne bez obróbki wstępnej oraz osady ściekowe. Na podobnej zasadzie pracuje kompostownia w Lądku Zdroju, uruchomiona w 1999 r. W Płocku w 2000 r. zaczęła działać kompostownia, w której - w biostabilizatorze systemu DANO - przerabiana jest m.in. frakcja odpadów 40-100 mm, z której wstępnie wydzielone zostały odpady użytkowe. Obecnie w kraju istnieje wiele kompostowni przetwarzających odpady komunalne.

W Polsce szerokie, wieloletnie badania nad wykorzystaniem kompostów z odpadów komunalnych zostały przeprowadzone pod kierunkiem prof. dr hab. Antoniego Kropisza w Instytucie Produkcji Ogrodniczej Szkoły Głównej Gospodarstwa Wiejskiego. Wykazały one, że nawożenie kompostami z odpadów komunalnych z dodatkiem nawozów mineralnych NPK może zwiększyć plony kapusty, ziemniaka, buraka ćwikłowego, selera. Dobre efekty uzyskiwano również przy uprawie roślin ozdobnych na glebie z dodatkiem kompostu [Kropisz, Russzel 1979; Kropisz 1984].

Do badań tych wykorzystywano między innymi komposty otrzymane w Warszawie w kompostowni systemu DANO o różnym stopniu dojrzałości. W doświadczeniach uprawowych prowadzonych na skalę laboratoryjną (badania wazonowe) i polową z wykorzystaniem różnych gatunków roślin porównywano efekty uzyskiwane bez nawożenia oraz przy stosowaniu kompostu z różnych materiałów stanowiących odpad. Określano wielkość uzyskiwanych plonów oraz zawartość w nich składników mineralnych. Już wstępne badania wykazały, że wpływ tych samych kompostów na różne rośliny jest odmienny.

Porównanie właściwości stosowanych do badań nawozów organicznych wykazały, że kompost z odpadów komunalnych zawiera duże ilości substancji organicznych i mineralnych w porównaniu z podstawowym nawozem organicznym, jakim jest obornik. Komposty z odpadów komunalnych są uboższe w substancję organiczną niż torf wysoki natomiast zawierają więcej mineralnych składników odżywczych (tab. 3).

Tabela 1. Przykładowy skład nawozów organicznych stosowanych do badań uprawowych wykonanych pod kierunkiem A. Kropisza.

Wskaźnik	Kompost DANO świeży	Kompost DANO po 3 mies. dojrzewania	Kompost z kory sosnowej	Obornik	Torf wysoki
pH (H20)	7,3	7,5	5,1	8,2	3,5
Sucha masa %	74,15	85,11	32,53	28,57	b.d.
Substancja organiczna %s.m.	54,89	51,17	84,28	85,11	92,7
N ogólny w % s.m.	1,19	1,14	0,94	2,09	0,81
N-NH4 w mg/l	3	4	14	44	b.d.
N-NO3 w mg/l	58	81	205	48	b.d.
Razem N-NH4 + N-NO3	61	84	219	92	43
P w mg/l	92	100	21	740	39
K w mg/l	1760	2230	165	5350	50
Chlorki w mg/l	750	790	20	925	b.d.

Przyrosty plonów roślin testowych (np. selera) przy nawożeniu kompostem DANO z dodatkiem NPK były wyższe od efektów uzyskiwanych przy stosowaniu samego nawożenia mineralnego. Badania porównawcze nad zastosowaniem kompostu DANO i innych nawozów organicznych oraz torfu wysokiego do upraw roślin ozdobnych (aksamitki i szałwi) oraz mieszanki traw wykazały również wyższy wzrost plonów przy nawożeniu organiczny z dodatkiem NPK w porównaniu z plonami uzyskiwanymi bez nawożenia lub przy stosowaniu tylko nawozów NPK. Wzrost plonów przy stosowaniu dojrzałego kompostu DANO był porównywalny z efektami uzyskiwanymi przy stosowaniu torfu wysokiego, a więc autor wysnuł wniosek, że można z powodzeniem zastąpić ten drogi i trudno dostępny materiał przez kompost przy uprawie zieleni miejskiej, a zwłaszcza przy zakładaniu trawników. Należy podkreślić wysoką jakość kompostu uzyskiwanego w latach 70-tych dzięki dobrym ówczesnym właściwościom technologicznym odpadów komunalnych, które cechowała znacznie mniejsza niż obecnie zawartość metali ciężkich oraz zawartość szkła i ceramiki [Maćkowiak, Orzechowska 1993].

Przykładem korzystnego działania kompostów są również wyniki, jakie otrzymali w swoich pracach doświadczalnych Winiarska i Lekan [1987]. Działanie nawozowe kompostu badano bez NPK i na tle pełnego nawożenia mineralnego NPK. Z danych wynika, że przy stosowaniu mniejszej dawki kompostu bez NPK zwyżka plonu w porównaniu do poletek kontrolnych wynosiła w pierwszym roku stosowania kompostu 43 % (kukurydza), w drugim roku 75 % [żyto-ziarno] i 162 % w roku trzecim (owies-ziarno) oraz odpowiednio przy stosowaniu wyższej dawki kompostu: 21, 45 i 109%. Przy łącznym nawożeniu, kompost + NPK, plony kukurydzy, żyta i łubinu były zbliżone do plonów otrzymanych przy pełnym nawożeniu mineralnym, plony ziarna owsa były o 11 i 19% większe.

Odmienne wyniki uzyskał Lekan [1991] w czasie założonych wcześniej doświadczeń wazonowych przy zastosowaniu wysokich dawek kompostu odpowiadających w przybliżeniu 100, 200 i 400 t/ha. Dodatek takich ilości kompostu okazał się niekorzystny dla roślin. Obserwowano opóźnione i nierównomierne wschody oraz wolniejsze tempo wzrostu roślin w ciągu całego okresu wegetacji, a także spadek plonów uprawianych roślin (kukurydza, owies, bobik); zanotowano wzrost plonów jedynie gorczycy białej, którą uprawiano jako piątą z roślin w 4-tym roku doświadczenia. Najbardziej tolerancyjny na nawożenie kompostem okazał się owies (najmniejszy spadek plonów). Cytowani autorzy badali również zawartość metali ciężkich w roślinach nawożonych kompostem oraz w glebie po ścięciu tych roślin. Uzyskane wyniki wskazują, że rośliny nawożone kompostem w dawkach ogólnie przyjmowanych dla nawozów organicznych [25-40 t/ha] zawierały w stosunku do uprawnianych tylko z użyciem NPK (kontroli) podwyższoną zawartość cynku i częściowo miedzi [Kropisz 1971, 1983, 1984]. To samo jednak dotyczy roślin nawożonych obornikiem. [Winiarska, Lekan 1987], którzy stosowali zróżnicowane dawki kompostu, przy dawce 30 t/ha otrzymali podobne wyniki. Przy stosowaniu dużych i bardzo dużych dawek zmiany zawartości metali ciężkich w roślinach były większe i dotyczyły, oprócz cynku i miedzi, także ołowiu, a przy bardzo dużych dawkach również kadmu, niklu i chromu. Wymienieni autorzy stwierdzili też wyraźne zmiany innych właściwości gleby przy stosowaniu kompostu w dużej mierze zależne od dawki kompostu. We wszystkich obiektach doświadczalnych stwierdzono przyrost zawartości próchnicy w glebie, zmniejszenie zakwaszenia gleb, wzrost kwasowości hydrolitycznej, wzrost przyswajalnych dla roślin fosforu i potasu oraz sumy kationów wymiennych.

Badania nad wpływem stosowania warszawskiego kompostu z odpadów komunalnych na kształtowanie poziomu metali ciężkich w glebie i ich pobierania przez rośliny kontynuowano w Instytucie Gleboznawstwa i Ochrony Środowiska Rolniczego w Akademii Rolniczej we Wrocławiu [Drozd i in. 1999]. W prowadzonych doświadczeniach polowych przy użyciu wzrastających dawek kompostu otrzymywanego według technologii DANO [od 70 kg/ha do 120 t/ha] zwrócono uwagę szczególnie na pobieranie metali ciężkich przez rośliny uprawiane jako przedplon i plon główny. Stwierdzono, że przy stosowaniu wysokich dawek kompostu (120 t/ha) następował w glebie wzrost zawartości całkowitych niektórych form metali ciężkich, co sprzyjało kumulacji tych metali w roślinach uprawianych bezpośrednio po wprowadzeniu kompostu do gleby. Należy w tym miejscu zaznaczyć, że kompost z Radiowa pod koniec lat 90 wykazywał bardzo duże stężania metali ciężkich, głównie ołowiu i miedzi. Natomiast w składzie chemicznym drugiej i trzeciej rośliny uprawianej następczo na poletkach nawożonych kompostem zaobserwowano zmniejszenie zawartości niektórych metali ciężkich do poziomu wykazywanego przez rośliny uprawiane na poletkach kontrolnych. Cytowani autorzy wskazują zatem na celowość podejmowania uprawy roślin przeznaczonych na cele konsumpcyjne dopiero po upływie roku po zastosowaniu kompostu. Podkreślają jednocześnie, że komposty z odpadów komunalnych mogą być istotnym źródłem węgla organicznego w glebie, a ich pozytywny wpływ zaznacza się nawet na głębokościach 20-40 cm, co świadczy, że mogą być wykorzystywane do uzupełnienia substancji organicznej w degradowanym środowisku glebowym. Rosik-Dulewska i in. [2000] sprawdzała przydatność kompostu DANO z Katowic jako środka wspomagającego rozwój roślin [test kiełkowania i wzrostu roślin].

Właściwości kompostu DANO w Warszawie

Biomasa wydzielona z odpadów komunalnych zawiera duże ilości substancji organicznych i mineralnych składników nawozowych. [Siuta, Wasiak 2000; Skalmowski 2001]. Właściwości nawozowe kompostów z lat 1997 - 2000 przedstawiono w tabeli 4.

Komposty z odpadów komunalnych zawierają dość znaczne ilości metali ciężkich, jednak warto podkreślić, że znaczna część metali występuje w formie związków słabo wymywanych, charakteryzujących się małą mobilnością w środowisku glebowym jak wskazują liczne badania cytowane przez różnych autorów [Skalmowski 2001] i inni. Można zauważyć stopniowy spadek zawartości metali w kompostach otrzymywanych w kolejnych latach kompostowni DANO na Radiowie [Chwastowska, Skalmowski 1997; Skalmowski 2001]. Wyniki badań zawartości metali ciężkich w kompostach w latach 1997 - 2000 przedstawiono w tabeli 5.

Zawartość zanieczyszczeń mineralnych w kompoście z Radiowa stanowi poważny problem, ponieważ norma BN/89-9103-09 stawia w tym zakresie bardzo ostre wymagania, które jak się okazało nie mogą być spełnione przy zastosowaniu różnego typu separatorów, zwłaszcza jeśli wilgotność kompostu przekracza 30% [Staszczyk 1999]. Wg cytowanej normy dla spełnienia warunku zaliczenia kompostu do I i II klasy zawartość szkła i ceramiki nie może przekroczyć 0,5 %, a dla III klasy 2,0%. Niestety ten warunek nie jest spełniany [tab. 6] nie tylko w Kompostowni w Warszawie, ale również w innych kompostowniach typu DANO w Polsce. Być może konieczny będzie powrót do dawniej stosowanych urządzeń i na przykład rozdrabnianie szkła oraz ceramiki zamiast eliminowania ich przy pomocy separatorów, a także intensyfikacja działań zmierzających do zmniejszenia zawartości szkła w odpadach zwłaszcza przez rozwijanie separacyjnej zbiórki szkła [Skalmowski 2001].

Tabela 2. Właściwości nawozowe kompostów otrzymywanych ze strumienia odpadów komunalnych z Warszawy [Siuta, Wasiak 2000; Skalmowski 2001]

Wskaźniki	Jednostka	Rok 1997		Rok 1998		Rok 1999		Rok 2000
				Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne
Zawartość substancji organicznych	% s. m.	43,6	36,0-53,2	42,7	35,4-48,8	39,6	35,2 - 49,1	39,5	31,4 - 56,8
Zawartość węgla organicznego	% s. m.	17,2	13,8-20,2	16,9	14,4-19,4	18,7	15,0 - 22,5	18,9	15,2 - 25,4
Zawartość azotu organicznego	% s. m.	0,80	0,70-1,00	0,80	0,50-1,00	0,7	0,6 - 0,9	0,75	0,6 - 1,0
Stosunek C/N		221,5		21,1		25,4	21,4 - 30,0	24,7	16,9 - 33,7
Zawartość fosforu	% P2O5 s. m.	0,50	0,3-0,6	0,40	0,30-0,70	0,45	0,3 - 0,7	0,4	0,3 - 0,9
Zawartość potasu	% K2O s. m.	0,20	0,10-0,30	0,20	0,10-0,50	0,34	0,1 - 0,5	0,2	0,1 - 0,7

c.d. tabeli 4

Wskaźniki	Jednostka	Rok 1997		Rok 1998		Rok 1999		Rok 2000
				Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne
Odczyn		b.d.	b.d.	b.d.	b.d.	8,0	7,4 - 8,5	7,7	6,7 - 8,5
Zawartość wody	%	b.d.	b.d.	b.d.	b.d.	33,2	20,0 - 47,0	35,3	21,0 - 50,0
Udział węgla w substancji organicznej	%	39,4	b.d.	39,6	b.d.	43,3	b.d.	47,8	b.d.
Gęstość kompostu mokrego	kg/m^3	b.d.	b.d.	b.d.	b.d.	398,1	290 - 500	432,5	330 - 580
Stosunek Cf/Ch	b.d.	b.d.	b.d.	b.d.	b.d.	4,1	2,2 - 5,6	4,0	1,4 - 6,6

b.d. - brak danych

Tabela 3. Wyniki badań zawartości metali ciężkich w kompostach otrzymywanych ze strumienia odpadów komunalnych Warszawy [Skalmowski 2001]

Wskaźniki	Jednostka	Rok 1997		Rok 1998		Rok 1999		Rok 2000
				Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne
Kadm	mg/kg s.m.	4,6	2,6-11,6	4,6	2,0-13,9	3,1	1,8 - 5,8	3,3	1,7 - 5,8
Chrom	mg/kg s.m.	50	27-81	43	23-61	39,6	21 - 96	38,3	19,0 - 54,0
Miedź	mg/kg s.m.	166	88-350	268	110-820	220,6	91 - 700	237,5	100 - 370
Nikiel	mg/kg s.m.	22	13-36	20	15-30	23,0	13 - 30	26,5	16 - 39
Ołów	mg/kg s.m.	360	216-500	376	180-727	302,6	130 - 560	318,5	120 - 480
Cynk	mg/kg s.m.	947	710-1340	944	640-1500	882,3	650 - 2200	667,5	650 - 1300

Tabela 4.Wyniki badań zawartości szkła i ceramiki w kompostach otrzymywanych ze strumienia odpadów komunalnych Warszawy [Skalmowski 2001]

Wskaźniki	Jednostka	Rok 1999				Rok 2000
				Nie uszlachetniony		Uszlachetniony		Nie uszlachetniony		Uszlachetniony
				Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne	Średnie	Ekstremalne
Zawartość szkła i ceramiki	% s. m.	22,4	14,6 - 27,0	4,8	3,9 - 12,0	23,7	15,8 - 33,4	5,5	3,5 - 7,6

Użyteczność kompostów bardzo często determinowana jest przez jego stan sanitarny. O ile w użytkowaniu rekultywacyjnym kompostu, zwłaszcza w rekultywacji terenów zdegradowanych (składowisk odpadów komunalnych i przemysłowych) stan sanitarny nie odgrywa istotnego znaczenia, to w użytkowaniu rolniczym ten aspekt jest niezmiernie ważny. Obecność mikroorganizmów chorobotwórczych jest świadectwem niewłaściwego przeprowadzenia samego procesu przerobu masy odpadów, która w stanie wyjściowym bardzo często zawiera szereg różnych bakterii, grzybów, wirusów, pasożytów oraz innych niepożądanych zanieczyszczeń, jak np. nasion chwastów. Według B. Przybojewskiej [1973] w zmiotkach domowych, popiele i odpadach spożywczych przez długi okres czasu pozostają żywe bakterie zakażeń jelitowych (duru brzusznego, paraduru, czerwonki, biegunek dziecięcych) oraz prątki gruźlicy, tężca, zgorzeli gazowej, wąglika, błonicy itp. W odpadach występują także wirusy - przede wszystkim wirusy żółtaczki zakaźnej typu A, enterowirusy ( w tym wirusy choroby Polio), a także adenowirusy i inne. Odpady zawierają również niejednokrotnie jaja pasożytów jelitowych, a zwłaszcza glisty ludzkiej i włosogłówki, a także mikroorganizmy szkodliwe dla zwierząt oraz dla roślin (bakterie, grzyby, wirusy).

Również selektywnie gromadzone odpady roślinne nie są wolne od bakterii, wirusów, grzybów i nicieni, które żyją w glebie i resztkach roślinnych. Szczególne znaczenie mają wirusy choroby mozaikowej tytoniu. Mogą one atakować wiele gatunków roślin i są względnie odporne na wysoką temperaturę. Wśród grzybów mikroskopowych szczególnie istotne są te gatunki, które przez wytwarzanie odpornych zarodników przetrwalnikowych lub bulwkowatych skupień strzępek tak zwanych sklerocji mogą przetrwać w niekorzystnych warunkach. Przykładem są zarodniki przetrwalnikowe patogenów kiły kapusty i raka ziemniaka, które mogę przeżyć w glebie ponad 15 lat oraz sklerocje, które mogą przeżyć do 8 lat.

Groźne są nicienie, które żyjąc w glebie atakują korzenie roślin. Szczególnie niebezpieczne są te nicienie wytwarzające cysty, które mogą przeżyć przez wiele lat w glebie i w sprzyjających warunkach uwalniać się [Merke1971].

Już na początku ubiegłego wieku (1908 r.) zainteresowano się zagadnieniem zagrożenia mikrobiologicznego człowieka przez patogenne organizmy, zawarte w zmiotkach, w śmieciach (odpadach) i wykonano odpowiednie badania, między innymi nad przeżywalnością tych mikroorganizmów w procesie kompostowania.

Z prac wielu autorów z lat dawnych [Gotaas 1956; Snell 1960; Wiley 1962] i współczesnych [Cook1985; Merke 1994; Ruden, Jager, Zeschmar-Lahl 1994; Strauch 1994; Bertoldi, Zucconi, Civilini 1998] wynika, że zasadniczym czynnikiem decydującym o unieszkodliwianiu mikroorganizmów chorobotwórczych w procesie kompostowania biomasy jest odpowiednio wysoka temperatura.

Według Petrika [1954] cytowanego przez Przybojewską [1973] kompost, którego temperatura utrzymuje się na poziomie 65 - 70  C przez okres 5 dni jest praktycznie wolny od mikroorganizmów chorobotwórczych. Snell J.R.[1960] i Wiley J.S [1962] podają, że okres 15 - 20 minut wystarcza do unieszkodliwienia bakterii jelitowych, jeżeli temperatura masy kompostowej wynosi 60  C. Badania Przybojewskiej i współautorów [1969] wykazały, że bakterie z rodzaju Salmonelle i Escherichia coli ulegają unieszkodliwieniu w pryzmach kompostowych, w których temperatura utrzymuje się w granicach 40 - 60 ^oC w ciągu 1 dnia. Z prac Instytutu Mikrobiologii w Giesen wynika, że przetrwalniki wąglika (B. anthracis), należącego do drobnoustrojów najbardziej opornych na działanie czynników środowiska zewnętrznego, giną, jeżeli spełnione są następujące warunki [Glathe 1962]:

• temperatura 65 ^oC utrzymuje się przez okres 3 dni,

• temperatura 55 ^oC utrzymuje się przez co najmniej 28 dni,

• wilgotność kompostu waha się w granicach 40 - 60 %.

Poglądy różnych autorów na unieszkodliwianie jaj pasożytów jelitowych w kompoście są zgodne co do decydującego wpływu wysokiej temperatury na ich żywotność [Gotaas 1959, Iwańczuk 1961].

Według Kellera cytowanego przez B. Przybojewską jaja Ascaris sp. i Trichuris Trichiura ulegają unieszkodliwieniu w temperaturze 60^oC po upływie 2 godzin.

Szereg autorów podkreśla, że pod wpływem podwyższonych temperatur giną wegetatywne formy mikroorganizmów. Formy termofilne i wytwarzające spory mogą przeżyć. Istotną rzeczą jest to, aby cała masa kompostowanego materiału została poddana działaniu odpowiednio wysokich temperatur przez dostateczny okres czasu, z tego wynikają wymogi odnośnie prawidłowego mieszania masy kompostowej [Bożko, Kańska, Kamler, Krzysztofik 1961; Golueke 1977].

Stawiany jest wymóg, aby w procesie kompostowania nastąpiła również likwidacja mikroorganizmów odpowiedzialnych za choroby roślin (bakterie, grzyby, ewentualnie wirusy). Higienizację w procesie kompostowania odpadów ze względu na choroby roślin rozpatrywał m.in. G. Merke [1995 r] w nawiązaniu do prac Rotha [1994 r.]

Bardziej skomplikowaną sprawą jest zanieczyszczenie powietrza przez mikroorganizmy chorobotwórcze emitowane z przerabianego materiału, a zwłaszcza przez różne formy alergenów. Jest to problem bardzo istotny dla ochrony zdrowa pracowników zakładów przeróbki odpadów, a także okolicznych mieszkańców. Problem ten rozpatrywany jest wnikliwie w Polsce i w innych krajach [Kłopotek 1962; Steinberg, Brinkmann 1996; Billmaier, Busselberg 1997; Wieczorek 1998; Epstein, Youngber, Croteau 2001]

Wspólnym wnioskiem z badań sanitarnych kompostu jest to, że produkt finalny jest całkowicie bezpieczny pod warunkiem osiągania w całej masie kompostowej temperatury ponad 50^oC i utrzymywania jej na tym poziomie przez okres 10 - 14 dni oraz prawidłowego prowadzenie dalszego kompostowania w pryzmach. W tej fazie rozwijają się grzyby i promieniowce syntetyzujące substancje antybiotyczne. Dopiero tak prowadzony proces może doprowadzić do pełnej higienizacji masy kompostowej. Warto pamiętać, że nie jest to jednak proces „sterylizacji”, a nieprzestrzeganie właściwych reżimów kompostowania może doprowadzić do wtórnego skażenia kompostu i rozwoju niepożądanych mikroorganizmów, jak wskazują miedzy innymi badania S. Pietronave i in. [2002].

Kompleksowe badania nad rekultywacyjnym zastosowaniem kompostów z odpadów wykonano w Instytucie Ochrony Środowiska. Badania prowadził zespół pod kierunkiem J. Siuty [1999]. W 1994 roku założono doświadczenie lizymetryczne, w którym badano rekultywacyjne (glebotwórcze) działanie kompostu na bezglebowych podłożach (gruntach modelowych): 1) piasku gliniastego lekkiego, 2) wapna z flotacji siarki, 3) popiołu z elektrociepłowni, a także 15 i 30 cm warstwy kompostu nałożonego na wapno poflotacyjne. Wyniki doświadczeń lizymetrycznych opublikowano pt. „Przyrodniczo-techniczne przetwarzanie osadów ściekowych na kompost” [Siuta i in. 1996].

W roku 1997 poszerzono zakres lizymetrycznych doświadczeń, wprowadzając do lizymetrów mieszanki kompostu z ziemią mineralną o 25 i 50 procentowym udziale kompostu objętościowo. Na podłoża piasku, wapna poflotacyjnego i popiołu nałożono 30 cm grubości warstwy mieszanek kompostowo-ziemnych. Dla porównania zastosowano dodatkowo mieszanki kompostu z popiołem oraz 30 cm warstwy samego kompostu.

Wprowadzenie 10 i 25 kg kompostu na 0,5 m² (200 i 500 t na ha) stworzyło warunki do życia roślin na popiołowym podłożu (modelowym gruncie). Dawka 25 kg stworzyła odpowiednio lepsze warunki wzrostu roślin niż dawka 10 kg/0,5 m² [Siuta 1999].

W trzecim roku doświadczenia zastosowano nawożenie mineralne (NPK), które zintensyfikowało wzrost roślin we wszystkich wariantach doświadczenia. Zmalały więc różnice we wzroście i plonowaniu roślin. Wynika stąd wniosek, że zastosowanie 200 ton kompostu na hektar tworzy warunki do życia roślin na bezglebowym gruncie, ale nasilenie ich wegetacji wymaga znacznie większej dawki kompostu lub uzupełniającego nawożenia mineralnego. Nawet zastosowanie 500 ton kompostu na hektar nie zapewnia intensywnej wegetacji roślin w długim okresie czasu. Nawożenie mineralne może być konieczne wtedy, gdy zależy nam na zachowaniu ciągłości intensywnej wegetacji trawników pielęgnowanych.

Uzupełnienie składników pokarmowych dla roślin może być realizowane także przez nawożenie kompostem.

W ramach programu badań przeprowadzono doświadczenie wdrożeniowe na placu kompostowym Marywilska otoczonym groblą ziemną, stanowiącą zarazem pas zieleni izolacyjnej i ozdobnej [Siuta 1999]. W celu stworzenia dobrych warunków do wzrostu roślin masę ziemną przeznaczoną do budowy grobli użyźniono kompostem z Radiowa (uszlachetnionym). Stosunek objętości kompostu do ziemi mineralnej wynosił 0,5 : 1,0. Czyli do 1 m³ ziemi dodano 0,5 m³ kompostu. Kompost wymieszano starannie z ziemią, przez co mieszanina obu komponentów miała barwę i właściwości podobne do ziemi próchnicznej. Do jesieni 1995 r. trawy i krzewy rosły intensywnie, a ich ciemna zieleń (mimo jesiennej pory) świadczyła o obfitości składników pokarmowych i dostępności wody. Mimo starannego mieszania kompostu z ziemią wystąpiły nieliczne bezroślinne płaty na skarpach grobli. Były to miejsca (płaty) o nadmiernym udziale kompostu. W następnym sezonie wegetacyjnym zostały one pokryte roślinami. Prawidłowe zastosowanie kompostu do zazieleniania grobli w kompostowni Marywilska stanowi dobry przykład rekultywacyjnego zastosowania kompostu w robotach (budownictwie) ziemnych.

1. Użytkowanie kompostu z Radiowia i innych kompostów wytworzonych z różnych substancji organicznych

Wartość użytkowa kompostu zależy [Siuta, Wasiak 2000] głównie od:

• jakości surowca użytego do produkcji kompostu,

• technologii produkcji,

• stanu dojrzałości produktu.

Jakość surowca użytego do produkcji kompostu ocenia się na podstawie zawarto­ści w nim substancji organicznej i składników pokarmowych dla roślin, przy dopuszczalnej zawartości metali ciężkich i chorobotwórczych organizmów.

Czynnikami zmniejszającymi wartość użytkową kompostu lub dyskwalifikującymi jego przydatność są:

• udział szkła, ceramiki i innych nierozkładalnych części,

• zawartość nasion roślin zachwaszczających ziemię i uprawne rośliny.

Optymalna zawartość substancji organicznej w kompoście wynosi 40-50 % suchej masy. W kompostach bardzo dojrzałych (silnie zmineralizowanych) substancja organiczna może stanowić ok. 30 %, a w kompostach młodych z masy roślinnej lub torfu może wynosić ponad 60 `%.

Stan dojrzałości (mineralizacji biomasy) kompostu znajduje swoje odbicie w przewadze zawartości węgla organicznego nad zawartością azotu (C : N). Wskaźnik C : N zmienia się w miarę dojrzewania kompostu z ok. 25 - 20 do 15 - 10. Przewaga węgla nad azotem w kompoście zależy także w bardzo dużym stopniu od wartości wskaźnika C : N w surowcu kompostowym. Zakłada się jednak, że wartość tego wskaźnika w surowcu kompostowym jest korygowana w przedziale 25-40. Zawartość azotu w suchej masie kompostu dojrzałego wynosi przeważnie 1,0-1,5 %. Zawartość fosforu, potasu, wapnia i magnezu w kompostach zależy od wielu czynników, toteż występują bardzo duże rozpiętości zawartości tych składników. Odmienność składu mineralnego poszczególnych surowców roślinnych jest wystarczającym powodem zróżnicowanego składu chemicznego kompostów. Wspólne kompostowanie masy roślinnej z osadami ściekowymi oraz z innymi odpadami organicznymi jeszcze bardziej różnicuje skład chemiczny tego produktu. Korekta zawartości składników mineralnych powinna uwzględniać agrochemiczne wymagania użytkowników kompostu.

Właściwości kompostu z Radiowa wypadają zdecydowanie niekorzystnie. Bardzo duże zawartości balastu (szkła, ceramiki, folii) i metali ciężkich dyskwalifikują nawozowe użytkowanie kompostu z Radiowa. Kompost ten może być natomiast stosowany do rekultywacji gruntów bezglebowych, w tym głównie do zazieleniania składowisk komunalnych aglomeracji warszawskiej [Wasiak, Siuta, Skalmowski 1997]. Takich zastrzeżeń nie budzą komposty produkowane z mas roślinnych uzyskiwanych z zieleni miejskiej, zawierają one w suchej masie 30-58,4 % substancji organicznej, 0,82-2,2 % azotu (przeważnie 1,3-1,5 %), 0,25--0,83 % P₂0₅ (przeważnie powyżej 0,5-0,8 % P₂0₅) oraz do 0,10-1,04 %, K₂O (średnio ok. 0,5 %) [Wasiak i inni 1999]. Zawartość metali ciężkich w tych kompostach wynosi:

• cynk 82,5--390 mg/kg s.m.,

• ołów 20,6-99,0 mg/kg s.m., przeważnie ok. 50 mg/kg s.m.; miedź 13,4-98,0 mg/kg s.m.;

• kadm 0,30--1,4 mg/kg s.m., przeważnie 1,0-1,2 mg s.m.;

• nikiel 7,0-28,0 mg/kg s.m.;

• chrom 2,1-42,0 mg/kg s.m.

Wszystkie chemiczne wskaźniki kompostu wyprodukowanego z mas roślinnych potwierdzają jego bardzo dobrą jakość w nawozowym aspekcie. Bardzo istotny ze względu na wartość użytkową kompostu z masy roślinnej jest brak w nim lub mała ilość szkła. Tylko w bardzo nielicznych próbach (z kompostu nieprzesianego) stwierdzono 0,4-2,4 `% szkła.

Dobrej jakości kompost otrzymano z bioodpadów wyselekcjonowanych w miejskich gospodarstwach do­mowych Warszawy. Zawierał on 45-51 `% substancji organicznej, l,1-1,4 % N; 0,6­1,5 % fosforu; 0,7-1,1 % potasu oraz niewielkie ilości metali ciężkich. Na szczególną uwagę zasługują małe ilości kadmu (0,6-1,0 mg/kg s.m.), ołowiu (46-62 mg/kg s.m.), chromu (3,3 mg/kg s.m.) i niklu (20,2 mg/kg s.m.). Zawartość żadnego ze stwierdzonych w kompoście metali ciężkich nie pomniejsza bardzo wysokiej użyteczności tego kompostu [Wasiak, Mamełka 1999].

Kompost produkowany z trawy uprawianej w strefie bezleśnej przy Zakładach Azotowych w Puławach w mieszance z trocinami drzewnymi (zdegradowanej nadmiarem związków azotu) zawiera 64-66 % substancji organicznej, 2,0- 2,5 % azotu, 0,28-0,38 % fosforu. 0,59-1.04 %, potasu, 1,14-1,21 % wapnia, 0,19--0,31 % magnezu w s.m. [Polkowski, Sułek 1999]. Jest to najwyższej jakości kompost [Winiarska1995].

Komposty wyprodukowane z roślin uprawianych na gruntach rekultywowanych osadami ściekowymi charakteryzują się dużymi zawartościami próchniczo-twórczej biomasy oraz niewielkimi zawartościami metali ciężkich. Wyraźnie zwiększone zawartości cynku (375 mg/kg s.m.) i kadmu (1,44 mg/kg s.m.) stwierdzono w kompoście z roślin uprawianych na gruncie wapna poflotacyjnego w Jeziórku. Mimo to kompost ten należy zaliczyć do kompostów najwyższej jakości. Zwiększona koncentracja metali ciężkich w kompoście z Jeziórka wynika ze składu chemicznego rekultywowanego gruntu.

Komposty osadowo-roślinne (produkowane z osadów ściekowych i odpadów roślinnych) charakteryzuje duża zawartość substancji organicznej, azotu, fosforu, wapnia i magnezu, stanowiących o jego nawozowej użyteczności. Zawartości metali ciężkich w tego rodzaju kompostach zależą głównie od jakości osadów ściekowych. W większości przypadków komposty osadowo-roślinne mają dużą wartość nawozową i spełniają wymogi ochrony środowiska.

1

21

---