CZ2010908A3

CZ2010908A3 - Nosný materiál pro tvorbu biofilmu

Info

Publication number: CZ2010908A3
Application number: CZ20100908A
Authority: CZ
Inventors: Wimmerová@Lenka; Zídková@Ljuba
Original assignee: DEKONTA, a.s.
Priority date: 2010-12-08
Filing date: 2010-12-08
Publication date: 2012-09-26
Also published as: CZ303464B6

Abstract

Materiál pro tvorbu biofilmu v náplnových biologických propustných reaktivních bariérách, za úcelem sanace podzemní vody znecištenými organickými slouceninami obsahuje 5 až 6 objemových dílu drcených PET velikostní frakci 3 až 5 cm, 3 až 2 objemové díly expandovaného jílu - keramzitu frakce 0,8 až 1,6 cm a 2 objemové díly šterku frakce 0,5 až 1 cm, pricemž drcené PET a keramzit jsou spolu mechanicky smíchány, šterk je pak pridán jako horní/prední a spodní/zadní vrstva náplne, v závislosti na smeru proudení podzemní vody.

Description

Nosný materiál pro tvorbu biofilmu

Oblast techniky

Vynález se týká nosného materiálu pro tvorbu biofilmu v náplňových biologických propustných bariérách pro sanace podzemních vod kontaminovaných organickými sloučeninami.

Dosavadní stav techniky

V posledních letech je patmý trend využívat k čištění kontaminovaných podzemních vod inovační sanační technologie. Hlavním důvodem odklonu od klasických sanačních metod je jejich nižší účinnost a s tím spojená vyšší časová a finanční náročnost. Významný rozvoj technologie propustných reaktivních bariér, dále jen PRB, je pak podmíněn především úspěšností prvních reálných aplikací a také výhodou aplikace v in šitu uspořádání, při kterém sanace probíhá přímo v horninovém prostředí bez nutnosti čerpání kontaminované podzemní vody.

Propustná reaktivní bariéra je obecně definována jako in šitu zóna tvořená reaktivním materiálem, přes který v přirozeném režimu proudí kontaminovaná podzemní voda. Reaktivní medium umístěné v bariéře rozkládá, sorbuje, sráží nebo jinak odstraňuje organické látky, kovy či radionuklidy. S ohledem na sanovaný typ znečištění tak bariéry mohou obsahovat pevné reaktivní materiály či kapalná reakční činidla pro rozklad organických látek a imobilizaci kovů nebo také živiny či kyslík pro podporovanou biodegradaci in šitu.

Do současnosti realizované PRB jsou ve světě aplikovány především za účelem odstranění halogenovaných alifatických uhlovodíků, zejména chlorovaných ethylenů, nebo těžkých kovů, zejména Cr⁶', chemickou redukcí na mediu tvořeném nulamocným železem, obecně označovaným zkratkou ZVI, vycházející z anglického výrazu „zero valeni iron“. Pouze malá část reaktivních bariér byla vybudována za účelem odstranění jiného typu znečištění, např. ropných látek, aromátů či benzenu. Tyto organické látky jsou v technologii reaktivních bariér odstraňovány zpravidla sorpcí na aktivní uhlí, dále jen AU, nebo přirozenou atenuací podporovanou dodáváním kyslíku do reaktoru. Kyslík je do podzemní vody zpravidla dodáván tzv. air-spargingovými bariérami, které spočívají v jedné či více liniích injektážních vrtů budovaných napříč směru proudění podzemních vod. Těmito vrty se do saturované zóny vtláčí

F t l F < í 1 f í 4 <

-2 atmosférický kyslík jako akceptor elektronu, dále jsou z pravidla dodávány minerální živiny za účelem zajištění optimálního poměru dusíku, dále jen N a fosforu, dále jen P.

Poměrně novou záležitostí v oblasti aplikace biologických PRB je využití tzv. náplňových biologických bariér. V tomto případě je reaktor propustné bariéry vyplněn pevným materiálem, na kterém je vytvořen bio film degradujících organismů, ať již autochtonních, přirozeně se vyskytujících na sanované lokalitě, či alochtonních, uměle nakultivováných v laboratoři a následně dodaných do reaktoru stěny. Současně mohou být v tomto případě také dodávány živiny N a P, zpravidla ve formě průmyslových hnojiv. Aplikaci bariér tohoto typu lze dokumentovat na příkladu tzv. denitrifikační bariéry s náplní organického uhlíku oživeného bakteriemi kmene Pseudomonas sp., dalším příkladem biofiltrační bariéry může být systém vyplněný odpadním oxyhumolitem oživeným autochtonní bakteriální mikroflórou ze sanované podzemní vody.

Z výše uvedeného vyplývá, že princip využití náplňových biologických bariér je tedy v rámci dosavadního stavu techniky již znám a současně je uváděn v několika evropských i celosvětových patentech. Patentové nároky těchto řešení jsou založena na rozdílném materiálovém typu náplně, nosiče bio filmu, rodu, příp. druhu použitého mikroorganismu bakterie, kvasinky, formujícího degradační vrstvu bio filmu na náplni a technickém způsobu uspořádání reaktoru, případně také celého systému biologické PRB.

v

Například mezinárodní patent W02004080620A2 popisuje využití inertních materiálů typu pemzy nebo expandovaného jílu, což je vypalovaný lehčený jíl, prodávaný pod obchodním názvem keramzit, jako nosič bio filmu, tvořeného anaerobními bakteriálními rody Desulfotomaculum a Desulfovibrio, za účelem biotransformace kontaminace v podzemní vodě. Možnost použití mikroorganismů schopných degradovat přítomné znečištění a jejich imobilizaci na zrněném aktivním uhlí, dále jen GAC vycházející z anglického výrazu „granular activated cctrbon‘\ v prostředí media typu polyvinylalkohol, dále jen PVA, uvádí mezinárodní patent WO0132566A1. Obdobný princip popisuje také americký patent USÍ6337019Š1, který popisuje využití zapouzdřených mikroorganismů v kapce PVA s přídavkem 3% směsi GAC a písku.

Další mezinárodní patent WO9849106A1 společně s americkým patentem US6719902B1 uvádí použití nulamocného železa ZVI k nastolení anaerobních podmínek v horninovém prostředí za účelem podpory následných anaerobních biotransformací směsného znečištění pomocí rady vyjmenovaných autotroíních bakterií v různých technologických uspořádáních včetně systému propustné reaktivní bariéry. Pro podporu nárůstu biofílmu jsou současně aplikovány materiály typu skla, betonu, kovu, zeolitu, nerostu, vláken, skleněné vaty, plastu,

- 3 / , 'i L.s í

polymeru nebo pryskyřice. Taktéž americký patent US2007025820A1 popisuje užití přídavku kovů, v tomto případě však vícemocných, v kombinaci s vláknitými organickými materiály ve formě kompozitů, k odstranění organické kontaminace z horninového prostředí. Uváděné kompozity jsou tvarovány tak, aby bylo možné je využít rovněž v reaktivních bariérách.

Použití kombinace elektrárenského popílku a přídavku biologicky aktivní látky obsahující bakterie schopné degradace organického znečištění nárokuje mezinárodní^— patent

V'

WO9315831A1. Při použití výše uvedené kombinace dochází v první fázi k sorpci znečištění na popílek a následně pak, ve fázi druhé, kjeho biologickému rozkladu pomocí přítomných mikroorganismů.

Užití biogenního materiálu - směsi hydroxyapatitu, rosivek, kostní a rybí moučky, jako substrátu a nosného povrchu mikroorganismů za účelem dekontaminace podzemních i povrchových vod uvádí americký patent US200908473 UAl. Použití obilných zbytků a extraktů ječmene, z výroby piva k podpoře biodegradace organicky znečištěných zemin a podzemních vod uvádí mezinárodní patent WCX2OO6123O81Á1. Tento dokument taktéž prezentuje možnost obalení zbytků obilí polyolesterem mastných kyselin Ci₂ až C₂₄, který je při degradaci znečištění následně biologicky rozložen.

Podstata vynálezu

Úkolem vynálezu je vytvoření nosného materiálu pro tvorbu biofilmu v náplňových biologických propustných bariérách k sanaci podzemních vod kontaminovaných organickými sloučeninami, který by byl snadno dostupný, levný a současně by zajišťoval tvorbu stabilního degradačního biofilmu.

Toho se značnou měrou dosáhne nosným materiálem pro tvorbu biofilmu v náplňových bariérách podle vynálezu, jehož podstata spočívá zejména v tom, že obsahuje směs nadrcených odpadních plastových lahví vyrobených z polyethylentereftalátu, dále jen PET, doplněného určitým podílem expandovaného jílu ( keramzitwa štěrku.

Optimální se jeví nosný materiál, když obsahuje 5 až 6 objemových dílů drcených PET velikostní frakce 3-5 cm, 3 až 2 objemové díly expandovancha jílu^ keramzitu, frakce 0,8-1,6 cm a 2 objemové díly štěrku frakce 0,5-1 cm, přičemž drcené PET a keramzit jsou spolu mechanicky smíchány a štěrk tvoří homí/přední a spodni/zadní vrstvu náplně v závislosti na směru proudění podzemní vody.

«4 i « r ♦ r * f · · í ;

. 4 ’

Z technologických důvodů se jeví výhodné, když pro vertikální tok čištěné podzemní vody bariérou je nosný materiál uložen v kazetovém obalu ze stabilizovaného polypropylenu, dále jen stPP.

S ohledem na oživení nosného materiálu se jeví výhodné, když obsahuje alespoň jedno inokulum degradéru, vybraný z gramnegativní, dále jen G' skupiny bakterií, zahrnující Achromobacter xylosoxidans DEK 2, Citrobacter freundii DEK 1C, Comamonas acidovorans ANI 1, Cupriavidus metallidurans DEK IR, Ochrobactrum anthropi NAF Bl, Pseudomonas putida 161, Pseudomonas veronii 145, V1-2 a V2-1 a Rahnella sp. DEK 1.

Pro podporu nárůstu bio filmu na nosném materiálu, je účelné, když je přidán N a P ve vzájemném hmotnostním poměru 1 : 0,6 až 1,2 ve formě minerálního hnojivá, v koncentraci 1 až 3,5 g/1.

Jeví se výhodné s ohledem na účinnost sanace, když se nosný materiál použije k sanaci aromatických a po lyaromatických polutantů.

Přehled obrázků výkresech

Vynález bude blíže objasněn s použitím následujících výkresů, na kterých je znázorněno' v grafu 1 obsah proteinů na testovaných materiálech po ukončení laboratorní kultivace v přítomnosti fenolu a bakteriálního degradéra Cupriavidus metallidurans DEK IR, grafu 2 průběh biodegradace fenolu v přítomnosti vybraných nosičů kmenem Cupriavidus metallidurans DEK IR, grafu 3 růstové křivky bakterie Ochrobactrum anthropi NAF Bl na různých zdrojích energie a uhlíku, grafech 4 a 5 průběh účinnosti degradace a celková zátěžová charakteristika kolon 1 a 2 simulující podmínky reálné lokality, grafu 6 průběh účinnosti degradace a celková zátěžová charakteristika komory III. poloprovozní bariéry v reálných podmínkách a v grafu 7 obsahy kultivovatelných bakterií v podzemní vodě odebrané na vstupu a výstupu z komory III. poloprovozní bariéry; dále v tabulce 1 úbytek anilinu včetně specifikace míry redukce pomoci bio filmu Comamonas acidovorans ANI 1, tabulce 2 celkové množství proteinů na materiálech po ukončení kultivace, tabulce 3 vliv obsahu minerálních látek N, P na biodegradaci naftalenu bakterii Ochrobactrum anthropi NAF Bl, tabulce 4 vliv míry provzdušnění na biodegradaci organických látek bakteriemi Achromobacter xylosoxidans DEK 2 a Rahnella sp. DEK 1 a v tabulce 5 poločasy rozpadu kontaminace v jednotlivých komorách biologické bariéry; a současně na obrázku 1 schematické znázornění propustné reaktivní bariéry, obrázku 2 možná • 5 ' uspořádání náplně bariéry, obrázku 3 uspořádání náplně bariéry v případě vertikálního průtoku a obrázku 4 schéma zařazení aerační komory 61 v reaktoru bariéry, obrázku 5 experimentální čtvrtprovozní aparatura, obrázku 6 design poloprovozního modelového bioreaktoru s předřazenou aerační komorou 61 a na obrázku 7 identifikace ribozomální DNA v náplňových komorách II. a III. reaktoru modelové bariéry.

Popis příkladných provedení

Nosný materiál je založen na použití směsi nadrcených odpadních plastových lahví vyrobených z polyethylentereftalátu, tj. termoplastu ze skupiny polyesterů, známého pod zkratkou PET, doplněného podílem expandovaného jílu - keramzitu a štěrku. Podle tohoto vynálezu podstata přípravy 1 m³ náplně spočívá v kombinaci 5 až 6 objemových dílů drcených £

PET velikostní frakci 3'^5 cm, 3 až 2 objemové díly expandovaného jílu - keramzitu frakce 0,8« 1,6 cm a 2 objemové díly štěrku frakce 0,5«l cm, přičemž drcené PET a keramzit jsou spolu mechanicky smíchány, štěrk je pak přidán jako homí a spodní vrstva či jako přední a zadní vrstva náplně, v závislosti na směru proudění podzemní vody, viz Obrázek 2, na němž je:

'Λ pozice 1 - pět až šest objemových dílů drcených PET velikostní frakci 3*5 cm pozice 2 - dva až tři objemové díly expandovaného jílu - keramzitu frakce 0,8^1,6 cm λ

pozice 31 - jeden objemový díl štěrku frakce 0,5^1,0 cm - homí/přední podíl a/ pozice 32 - jeden objemový díl štěrku frakce 0,5*1,0 cm - dolní/zadní podíl.

Drcené PET lahve představují odpadní produkt, který je levný a díky svým povrchovým vlastnostem také vhodný pro tvorbu vrstvy bio filmu degradéry pocházejícími zejména ze skupiny G bakterií. Přídavek drcených PET lahví současně snižuje pórovitost nosné směsi, v porovnání s prostým keramzitem, což je výhodné z hlediska zvýšení celkové plochy dostupné pro tvorbu bio filmu, ovšem za současného snížení doby zdržení podzemní vody v reaktorové náplni.

V případě vertikálního toku dekontaminované podzemní vody bariérou - průtok zdola nahoru - je nezbytné směsnou náplň do reaktivní bariéry vkládat v kazetovém obalu z inertního materiálu - stPP, a tok podzemních vod musí být sveden do jednoho fyzicky ohraničeného místa, tzv, reaktoru, kde je kazeta, resp. více kazet se směsnou náplní uloženy, viz Obrázek 3. U průtoku horizontálním směrem je možné směsnou náplň kromě vložení do reaktoru také jednoduše umístit do prostého zemního výkopu, který přehrazuje tok podzemní vody, viz

I 1 4 *6 *

Obrázek 1. V obou případech je nezbytné, na základě hydrogeologického posouzení lokality, situovat náplň do vhodného místa tak, aby zachytila maximální možnou část kontaminované podzemní vody.

Pro oživení směsné náplně je možné použít jak přirozenou - autochtonní, tak vnesenou alochtonní, bakteriální populaci v závislosti na biodegradované organické látce, resp. směsi látek. Pro dosažení optimálního nárůstu biofilmu na směsi a zajištění vysoké degradační účinnosti organické kontaminace je účelné aplikovat zejména následující bakteriální kmeny ze skupiny G’ bakterií: Achromobacter xylosoxidans DEK 2, Citrobacter freundii DEK 1C, Comamonas acidovorans ANI 1, Cupriavidus metallidurans DEK IR, Ochrobactrum anthropi NAF Bl, Pseudomonasputida 161, Pseudomonas veronii 145, Vl-2 a V2-1 a Rahnella sp. DEK 1, dostupné v bakteriální sbírce společnosti DEKONTA, a.s. Inokulaci - oživení - směsné náplně těmito degradéry je nezbytné provést následujícím postupem:

1) převést bakteriální kmen, příp. kmeny z lyofilizované formy do 1 ml sterilního fyziologického roztoku - chlorid sodný 6 g/1, destilovaná voda,

2) poté přenést 100 μΐ takto připraveného roztoku na Petriho misky a následně kultivovat po dobu 48 hodin v termostatu při 30 °C,

3) následně přenést tri kličky takto nakultivovaného bakteriálního kmene, příp. kmenů do

150 ml sterilního živného media - pepton 0,5 g/1, běžná vodovodní voda - a pokračovat v kultivaci po dobu 72 hodin na třepačce při laboratorní teplotě 21 ± 0,5°C,

4) takto připravené kultury převést kvantitativně do zásobní skleněné lahve o objemu 5 1 obsahující nesterilní živné medium - pepton 0,5 g/1, běžná vodovodní voda - a poté kultivovat po dobu 48 hodin za kontinuálního provzdušňování vzdušným kyslíkem při laboratorní teplotě 21 ± 0,5°C,

5) následně opět převést kvantitativně celý obsah zásobní lahve do 50 1 startovního media kontaminovaná podzemní voda odebraná ze sanované lokality naředěná běžnou vodovodní vodou v objemovém poměru 1 : 1 - a dále kultivovat po dobu 24 hodin za kontinuálního provzdušňování vzdušným kyslíkem při laboratorní teplotě 21 ± 0,5°C,

6) poté provést inokulaci směsné náplně v bariéře, přičemž inokulum je kvantitativně nalito přímo na oživovanou náplň a zde je kultivováno pokud možno v uzavřeném okruhu, tj. bez proudění podzemní vody bariérou po dobu 48 hodin za teplotních podmínek sanované lokality,

I 4

7) na závěr po 48 hodinách odebrat vzorek náplně na analýzu obsahu fosfolipidových mastných kyselin, dále jen PLFA, přičemž inokulace se považuje za úspěšnou, pokud jsou naměřeny hodnoty PLFA použitých G bakterií minimálně 150 ng/g směsné náplně.

Pro urychlení nárůstu bio filmu bývá dále výhodné spolu s ino kulem aplikovat také N a P v hmotnostním poměru 1 : 0,6 až 1,2 ve formě minerálního hnojivá, a to v koncentraci 1 až 3,5 g/1.

V případě nízkého obsahu rozpuštěného kyslíku, dále jen DO, v čištěné podzemní vodě hodnoty pod 0,5 mg/1 - je vhodné zajistit přídavnou aerace čištěné vody pomocí předřazení aerační komory 61 s aeračním segmentem umístěným na dně před vlastní biodegradační část podle Obrázku 4, na němž značí:

pozice 1 - pět až šest objemových dílů drcených PET velikostní frakci 3-5 cm pozice 2 - dva až tři objemové díly expandovaného jílu - keramzitu frakce 0,8-1,6 cm pozice 3 - dva objemové díly štěrku frakce 0,5^1,0 cm - homí/přední a spodní/zadní podíl pozice 4 - kazetový obal náplně z inertního materiálu - stPP pozice 5 - reaktor bariéry z inertního materiálu - stPP pozice 61 - aerační - provzdušňovací- komora pozice 62 - biodegradační komora vyplněná směsnou náplní 1,2,3 pozice 7 - provzdušňovací rošt umístěný na dně reaktoru

Aerační komora 61 umožní nárůst DO v sanované podzemní vodě na hodnoty 6 až 7 mg/1, což jsou hodnoty, které zlepšují podmínky pro aerobní bakteriální pochody uskutečňované obligátně aerobními a fakultativně anaerobními mikroorganismy specifikovanými dle předmětu tohoto vynálezu.

S ohledem skupinu G bakterií aplikovaných dle způsobu tohoto vynálezu je nezbytné, aby kontaminace na sanované lokalitě byla organického původu bez přítomností těžkých kovů. Je výhodné zejména, pokud se jedná o látky aromatické a polyaromatické, které mohou mít jeden a více atomů uhlíku substituován skupinami C1-, CFL-, NH2-, NO₂- a OH-, tj. chlorbenzeny, chlorfenoly, anilin, nitrobenzen, nitrotoluen, fenol, kresol, naftalen, anthracen, fenanthren.

Příklad 1: Vyhodnocení tvorby bio filmu na vybraných materiálech

V laboratorních podmínkách byla hodnocena tvorba bio filmu na pěti vybraných materiálech - dva typy aktivního uhlí, zeolit, drcený keramzit a drcené PET - pomocí stanovení t 4 4

I I 1 > 8 celkového obsahu proteinů na jejich povrchu. Ke stanovení proteinů v roztoku bylo použito Lowryho a Folin-Ciocalteusova činidla.

Nejprve byl stanoven počáteční obsah proteinů v jednotlivých materiálech, které lze stanovit v mediu po sterilaci v autoklávu. Z testovaných materiálů na svém povrchu před inokulací žádné proteiny neobsahoval jeden typ aktivního uhlí, GAC S835. Stopy proteinů, nepřesahující hodnotu 0,11 mg/g nosiče, byly zjištěny u ostatních materiálů - GAC K835, zeolit, liadrain - drcený keramzit a drcené PET.

Obsah proteinů na povrchu jednotlivých nosičů byl stanoven opětovně po proběhnutí 10denní kultivace testovaných materiálů v 50 ml základního minerálního media, dále jen BSM z anglického výrazu „basic salt medium, složení 0,17 g/1 KH₂PO₄, 0,13 g/1 K₂HPO₄, 0,71 g/1 -NH4)₂SO₄, 0,34 g/1 MgCl₂ · 6 H₂O a 1 ml roztoku stopových prvků, s přídavkem 400 mg/1 fenolu a inokula degradéru Cupriavidus metallidurans DEK IR při běžné laboratorní teplotě 21 ± 0,5°C. Obsah proteinů na povrchu testovaných nosičů klesal v řadě: liadrain - drcený keramzit —> drcené PET -> zeolit —► oba typy aktivního uhlí - GAC K835 a S835. Výsledky jsou prezentovány graficky níže, viz Graf 1. Tyto výsledky dobře korespondují s průběhem biodegradačního testu, viz Příklad 2.

V případě liadrainu tvorbu bio filmu potvrdila také obrazová analýza - k dispozici je barevná fotografická dokumentace. Drcené PET bohužel interagují s barvivém používaným v obrazové analýze, a proto není možné u tohoto materiálu používat obrazovou techniku k ověření tvorby bio filmu.

Příklad 2: Vliv přítomnosti nosiče na biodegradaci fenolu

V první sérii laboratorních testů byla provedena fed-batch kultivace Cupriavidus metallidurans DEK IR v přítomnosti liadrainu - drcený keramzit, drcených PET a zeolitu. Průběh degradace fenolu během kultivace je graficky znázorněn níže na Graf 2. Počáteční koncentrace fenolu v mediu nepřesáhla 400 mg/1, biodegradace fenolu probíhala velice rychle ve všech variantách. Biodegradace fenolu v mediu s jednotlivými nosiči byla porovnána s biodegradaci fenolu v kontrolní variantě, která neobsahovala žádný nosič, zde se jednalo pouze o inokulované BSM medium. V průběhu experimentu docházelo k postupnému mírnému navýšení koncentrace fenolu na počátku každého cyklu, což bylo způsobeno přídavkem zásobního media o stejné koncentraci do kultivačních baněk s různou rychlostí biodegradace fenolu. Díky tomuto postupnému zvyšování koncentrace fenolu bylo možno v závěru testu odhalit rozdíly mezi jednotlivými nosiči. V průběhu prvních dvou cyklů docházelo

I t1 ι» ι . . 1 τ ♦ » *' r 1 . 9 k biodegradací fenolu přibližně stejně rychle ve všech variantách s výjimkou kontrolní varianty - bez nosiče, kde probíhala utilizace fenolu nejpomaleji. Přítomnost nosičů tedy měla pozitivní vliv na průběh biodegradace. V posledním cyklu, kdy byla vstupní koncentrace fenolu nej vyšší kolem 600 mg/1 - dochází v kontrolní variantě ke snížení metabolické aktivity degradéra Cupriavidus metallidurans, a fenol je degradován mnohem pomaleji. Přítomnost zeolitu vedla k mírnému zvýšení rychlosti degradace fenolu. Nejrychleji byl fenol utilizován v případě, kdy byl v mediu přítomen liadrain a PET. Na tomto místě je nutno připomenout, že ani jeden z těchto materiálů - liadrain, PET, zeolit - nesorbuje fenol, silným sorbentem je naopak aktivního uhlí. Porovnáním testovaných variant byla potvrzena klesající rychlost biodegradace v řadě: liadrain - drcený keramzit —> drcené PET —► zeolit —> kontrolní varianta bez přídavku nosiče.

Paralelně s kultivací Cupriavidus metallidurans v přítomnosti výše uvedených třech materiálů bylo testována také varianta s aktivním uhlím GAC K835, které má vysokou sorpční schopnost vůči fenolu. Protože maximální sorpční kapacita tohoto materiálu je velmi vysoká experimentálně stanoveno 268,6 mg fenolu na g tohoto materiálu, docházelo vždy po nadávkování čerstvého media k velmi rychlému snížení koncentrace fenolu v mediu. Teprve na konci experimentu byla na nosičích pozorována počáteční fáze tvorby biofilmu, nicméně i tak v menší míře než v případě ostatních materiálů. Vysvětlením tohoto chování je skutečnost, že docházelo k rychlé adsorpci veškerého přidaného množství fenolu na povrch použitého GAC K835 a kontaminant byl tak hůře dostupný pro metabolismus bakterií, které pak nebyly schopné vytvořit potřebnou vrstvu biofilmu na povrchu nosiče.

Příklad 3: Biodegradace anilinu v přítomnosti biofilmu vázaného na nosičích

Biodegradace anilinu byla sledována v laboratorních podmínkách v Erlenmayerových baňkách obsahujících 100 ml BSM media, vybraný nosič - stejný jako uvedeno v Příkladu 2, navíc bylo testováno uhlí GAC S835 a anilin o počáteční koncentraci 250 mg/1. Bio film bakteriálního degradéra Comanumas acidovorans ANI 1 byl předpěstováván za těchto podmínek po dobu jednoho a půl měsíce. Souběžně s biodegradačním testem byly prováděny adsorpční experimenty, v Erlenmayerových baňkách obsahujících 50 ml BSM media a 1 g příslušného nosiče. Počáteční koncentrace anilinu byla stejná jako v předchozím případě, konečná koncentrace polutantu byla stanovena po 5 dnech.

Výsledky celkových úbytků včetně stanovení podílu biodegradace a sorpce uvádí Tabulka 1. Z výsledků vyplývá, že z hlediska celkového úbytku anilinu jsou nejvhodnější nosiče

- ιο GAC S835 a K835, kde byl zjištěn 95 % úbytek anilinu. Velká část úbytku - 70 % - však byla způsobena adsorpcí polutantu na tento materiál. Nej vyšší úbytek anilinu způsobený degradací - 36,5 % - byl stanoven u drcených PET. Nejnižší míry degradace anilinu bylo dosaženo u nosiče - drcený liadrain, kdy byl úbytek anilinu pouze 14,4 %.

Taktéž po ukončení experimentálních pokusů degradace anilinu bylo stanoveno celkové množství proteinů, opět dle Lowryho metody, viz Tabulka 2. Koncentrace proteinů se lišila mezi jednotlivými nosiči a nejvyŠŠí koncentrace proteinů byla naměřena u drcených PET a liadrainu - drcený keramzit.

Příklad 4: Biodegradace polyaromátů včetně vyhodnocení vlivu přídavku minerálních hnojiv

Jako jednoduchý substrát, který nejlépe charakterizuje progresivitu růstu mikrobních buněk daného taxonu, neboť se jedná o snadno utilizovatelný zdroj uhlíku a energie, byla použita glukosa. Rychlost růstu na glukose byla poté porovnána s rychlostí růstu na vybraných polycyklických aromatických uhlovodících, dále jen PAU - anthracenu, fenanthrenu a naftalenu. Vyhodnocení rychlosti růstu testovaného degradéra Ochrobactrum anthropi NAF B1 bylo prováděno pomocí stanovení hodnot optické density, dále jen O.D., při 400 nm, v čase.

Výsledky potvrdily, že bakteriální populace je schopna využívat všechny tři PAU jako primární substráty, viz Graf 3. Dosažené nárůsty na jednotlivých PAU jsou v souladu se strukturou a tabulkovými hodnotami rozpustnostmi naftalenu, fenanthrenu a anthracenu, tzn. čím je polutant rozpustnější ve vodě, tím je jeho transport a začlenění do metabolických drah buněčného organismu snazší a promítne se kvantitativně v růstových křivkách.

Studium vlivu obsahu minerálních látek bylo sledováno pomocí mikrokultivačního zařízení Bioscreen, kde byla sledována schopnost růstu mikroorganismů v mediu o daném složení, viz Tabulka 3. Růst byl vyjádřen jako změna optické density - O.D. - měřené automaticky každou hodinu ve spektru bílého světla 420 až 580 nm. Kultivace probíhaly při teplotě 28 °C po dobu 7 dnů. Kultivace probíhaly v jamkách, do každé jamky bylo napipetováno kultivační medium a inokulum, současně byly do každé jamky vloženy 1 až 2 krystaly naftalenu.

Pokud byla ponechána koncentrace zdroje dusíku konstantní - 0,71 g/1 - a zvolena koncentrace N : P v poměru 1 : 0,2 - medium M2 - a nižší - Ml Ochrobactrum anthropi NAF

B1 nerostla. Naproti tomu pokud byl poměr N : P roven 1 : 0,4 - medium M3 - a vyšší -M4

Ochrobactrum anthropi NAF B1 rostla na naftalenu dobře. Pokud byla ponechána konstantní koncentrace zdroje P - 0,3 g/1 - a zvolena koncentrace zdroje N : P v poměru 1: 1,7 - medium

M6 - a vyšší - M5, Ochrobactrum anthropi NAF B1 opět vlivem nepříznivých růstových * · » i ♦ T ι í ' f t 4 1 4 f ff · 4-1«

- 11 podmínek nerostla. Snížením poměru N : P na 1 : 0,8 - medium M7 - bylo docíleno vhodných kultivačních podmínek a dobrého růstu Ochrobactrum anthropi NAF Bl, ale současně docházelo k rychlejšímu odumírám buněk prakticky bez stacionární fáze růstu.

Výhodné podmínky pro kultivaci Ochrobactrum anthropi NAF Bl z hlediska přítomnosti minerálních látek představovala media s poměrem N : P -1: 0,0,9, vzhledem k dosažené koncentraci bakteriální biomasy - O.D._max přibližně 0,38 - a v porovnání s množstvím spotřebovaných chemikálií.

Obdobné laboratorní testy jako uvedené výše v Příkladech 1 až 4 byly provedeny se všemi bakteriálními degradéry, které jsou předmětem tohoto vynálezu. Dosažené experimentální výsledky byly obdobné a vedly ke stejným závěrům.

Příklad 5: Vliv rozpuštěného kyslíku na biodegradaci reálné kontaminace

V první fázi laboratorních experimentů byla zkoušena doba zdržení kapaliny v náplňovém kolonovém systému při shodném objemu vháněného kyslíku - 60 1/h. Byly vybrány dva různé časové intervaly 24 a 38 hod. a byla sledována schopnost dvou kolon odstranit v daných časových intervalech organickou zátěž. Testy byly realizovány na reálné podzemní vodě z chemického průmyslu kontaminované především chlorovanými deriváty a nitroderiváty aromatických látek, testovaní degradéri byli vyizolováni z této odpadní vody a jednalo se o Achromobacter xylosoxidans DEK 2 a Rahně Ha sp. DEK 1.

Na základě výsledků první fáze bylo zjištěno, že při kratší době zdržení kapaliny v systému lze na výstupu detekovat ještě čtyři až šest typů látek, z nichž největší podíl je zaznamenán u nitrobenzenu. V případě delší doby zdržení byly pak na výstupu detekovány pouze dva typy látek, které lze považovat za obtížně degradovatelné, a to výše zmíněný nitro benzen a Ν,Ν-diethylaniiin. Odstranění těchto látek podléhá příliš abiotickým vlivům, a proto tyto látky byly vybrány jako vhodné markéry pro biodegradační aktivitu systémů.

V druhé části laboratorních testů bylo v průběhu času snižováno množství vháněného kyslíku a to tak, že během dvou týdnů byl snížen vstupní objem vzduchu z 50 1/h až na 10 1/h při současném zachování jednotné doby zdržení - 38 h. Vybrané výsledky průběhu těchto pokusů jsou zaznamenány v Tabulce 4.

Z provedených experimentů s reálnou vodou jednoznačně vyplynulo, že při snaze o aerobní způsob odbourávání jednotlivých kontaminantů je výhodné udržovat koncentraci rozpuštěného kyslíku na co možná nejvyšších hodnotách - cca 7 mg/1. V našem případě byla . 12 tato koncentrace zajištěna při průtocích vzduchu 40 1/h a vyšších, což přibližně odpovídá hodnotám zjištěným v průběhu fermentorových kultivací. Při poklesu průtoku vzduchu k 30 1/h bylo možné zaznamenat negativní změny ve většině sledovaných parametrů, tj. pH na výstupu z kolon stoupá, respirační aktivita mikroorganismů klesá, počty mikroorganismů vázaných na nosiči vykazují také pokles a v neposlední řadě počíná stoupat zbytkové množství nitrobenzenu a N,N-diethylanilínu.

Příklad 6: Čtvrtprovozní simulace provozu náplňové bariéry

Cílem kolonových zkoušek bylo ověření schopnosti tvorby biofilmu a účinnosti biodegradace v kontinuálním systému ve čtvrtprovozním měřítku za podmínek, které simulují podmínky sanace podzemních vod na lokalitě. Jako modelová lokalita byl vybrán areál chemičky kontaminovaný směsným organickým znečištěním - zejména chlorované benzeny, jednosytné fenoly a chlorfenoly, anilin, nitrobenzen, nitro toluen, naftalen.

Kolonový systém tvořily tři skleněné dvouplášťové kolony. Mezi oběma plášti proudila voda, která celý systém ochlazovala na teplotu 11 °C ± 0,5°C simulující průměrnou teplotu zvodně na vybrané modelové lokalitě. Každá z kolon měla samostatný přívod kontaminované vody, který byl zajištěn membránovým čerpadlem. Uspořádání toku kontaminované vody a aeračního plynu - vzduchu - bylo protiproude, přítok kontaminované vody byl situován do vrchní části kolony, aerační plyn - vzduch - byl přiváděn do spodní části kolony podle Obrázku 5, na němž značí:

pozice 1, 2, 3 - testované medium

pozice 4 pozice 5 pozice 6 pozice 7 pozice 8

- přívod chladicí vody - výstup chladící vody - přívod aeračního plynu - zásobník kontaminované vody - sběrná nádrž

Jako náplň kolon byly použity tři typy materiálů: aktivní uhlí frakce 0,5-1 cm, liapor -nedrcený keramický jíl frakce 0,8-1,6 cm a PET nařezané na velikostní frakci 1-2 cm. Vzhledem k fyzikálním vlastnostem keramzitu a PET, které jsou obtížně potopitelné pod vodní hladinu, bylo nutno přidat celkem 20 objemových % štěrku - frakce 0,5-1 cm. Štěrk byl rozdělen na dva stejné podíly a následně byl umístěn v horní a spodní části kolon. Mezi těmito dvěma podíly štěrku se nacházel vlastní testovaný materiál, tj. zrněné aktivní uhlí - kolona 1 - a keramzit smíchaný s PET v objemovém poměru 1:1- kolony 2 a 3.

Kolony 1 a 3 byly zainokulovány směsí vybraných čtyř degradérů Comamonas acidovorans ANI 1, Cupriavidus metallidurans DEK IR, Ochrobactrum anthropi NAF B1 a Pseudomonas veronii 145, kolona 2 byla zainokulována přirozenou mikroflórou pocházející z kontaminované lokality, degradéři Achromobacter xylosoxidans DEK 2 a Rahnella sp. DEK 1. Inokulace kolon byla provedena postupem uvedeným v předmětu tohoto vynálezu. Obsah fosfolipidových mastných kyselin - PLFA - použitých G' bakterií na nosičích po 48 h kultivaci činil 235 ng/g AU, 261 ng/g liaporu - keramzitu a 412 ng/g PET.

Porovnáním účinnosti biodegradace kontaminantů - RE, % - přítomných v odpadní vodě a biodegradační rychlosti - q, mg/l.h - v závislosti na zvyšující se organické zátěži - OL, mg/l.h byl zjištěn optimální průtok kontaminované vody vrstvou náplně. Zjištění optimálního průtoku, resp. hydraulického retenčního času - HRT, h - umožnilo pak navrhnout potřebnou dobu zdržení v modelovém systému poloprovozní bariéry, která byla následně realizována přímo v reálných podmínkách lokality Pardubice - Příklad 7.

Kolona 1, tj. kolona naplněná aktivním uhlím, inokulovaná 4 vybranými alochtonními degradéry, vykazovala v průběhu testu nejvyšší odolnost vůči celkové organické zátěži, které byly na kolonu čerpány. Na Grafu 4 vlevo je vidět poměrně vysoká degradační účinnost - RE - kolony po celou dobu trvání testu a postupné snižování celkové organické zátěže - OL, což bylo dáno měnícími se parametry odebírané podzemní vody, vpravo je pak znázorněna zátěžová charakteristika této kolony. Z dosažených výsledků je vidět, že se snižujícím se množstvím organických látek na vstupu - snižující se OL - docházelo k postupnému snižování účinnosti degradace a lineárnímu snižování degradační rychlosti - q Z toho vyplývá, že pokles koncentrace kontaminantů v odpadní vodě vede ke snížení účinnosti kolony pravděpodobně vlivem nedostatku substrátu, který ke svému růstu využívají přítomné mikroorganismy.

Vzhledem k tomu, že tato kolona byla plněna materiálem s vysokou sorpční kapacitou, byla očekávána vyšší než dosažená účinnost. Dle výpočtů by se náplň obsažená v koloně neměla v průběhu testu zcela nasytit a účinnost eliminace kontaminantů by tak měla být v průběhu testu téměř 100 %. Naproti tomu již přibližně po dvou měsících trvání testu bylo zjištěno, čištěná voda na výstupu z kolony již není naprosto čirá, jako tomu bylo na začátku, ale začíná se zbarvovat podobně jako kontaminovaná voda na vstupu do kolony. V tomto případě pak převážila biodegradace nad pasivní sorpcí kontaminantů a aktivní uhlí poté začalo sloužit jako nosič biomasy, což potvrdily také výsledky analýz PLFA. Obsah G' degradérů se na povrchu AU po 4 měsících experimentu navýšil až na hodnoty 6 569 ng/g, což je nárůst cca 28x a je to přibližně stejné hodnota jaká byla naměřena v kolonách 2 a 3 u keramzitu.

V porovnání s kolonou 1, kolona 2 nedosahovala od počátku tak vysokých účinností, což bylo dáno rozdílným typem náplně - směs keramzit a PET - a skutečností, že k poklesu kontaminace přispívá pouze biodegradace a že míra adsorpce znečištění je zde nulová. Účinnost degradace vykazovala nestejnoměrný průběh, částečně odpovídající průběhu celkové organické zátěže. Rovněž ze zátěžové charakteristiky této kolony - Graf 5 - lze odečíst nižší hodnoty účinnosti * 6 až 56 %. Naproti zjištěná závislost účinnosti degradace a degradační rychlosti byla obdobná jako v případě kolony 1, tj. se snižující se celkovou organickou zátěží se postupně snižovala účinnost degradace i degradační rychlost, v tomto případě však nelineárně. Opět tedy není možné při stávajícím průtoku a velmi nízké koncentraci kontaminantů na vstupu očekávat vysokou účinnost této kolony. Je třeba přivádět podzemní vodu s organickými látkami v koncentraci přibližně 15 mg/l.h pro dosažení více než 50 % účinnosti degradace. Důvodem je skutečnost, že přítomné autochtonní bakterie jsou dlouhodobě adaptované fenotypově - na tyto vysoké hodnoty organického znečištění.

S ohledem na 100% míru uplatnění biodegradace došlo také k vyššímu nárůstu obsahu PLFA G bakteriálních skupin po 4 městcích kolonového experimentu. V případě liaporu to bylo na hodnoty 6 972 ng/g - nárůst 27x -au PET až na 15 147 ng/g - nárůst 37x. Analýza PLFA rovněž potvrdila, že G' bakterie byly převládající skupinou mikroorganismů na nosičích, a že mikroflóra rostla mnohem lépé na PET než keramzitu a aktivním uhlí. Výsledky genetické analýzy ribozomální DNA dále potvrdily, že na tvorbě biofilmu se v koloně 2 podílely především autochtonní bakterie Rahnella sp. DEK 1 zAchromobacter xylosoxidans DEK 2.

Kolona 3 inokulovaná alochtonními kmeny vykázala obdobné chování jako kolona

2. DNA analýzou bylo potvrzeno, že ze 4 přidaných alochtonních kmenů přežili na nosičích pouze dva, tj. Comamonas acidovorans ANI 1 a Cupriavidus melallidurans DEK 1R. Po dvou měsících ale i tyto dva kmeny vymizely nahradila je přirozená populace bakterií Rahnella sp. DEK 1 ůAchromobacter xylosoxidans DEK 2.

Dále byly srovnávány účinnosti degradace kontaminantů v jednotlivých kolonách. Jednosytné fenoly byly kolonou 1 eliminovány s účinností 92-98 %, přičemž zde se téměř výhradně jednalo o adsorpci na povrch aktivního uhlí. Průběh odstranění fenolů v ostatních dvou kolonách byl obdobný, po počáteční nižší degradační účinnosti - 23-25 % - došlo v závěru testu k odstranění 60-í70 % koncentrace této látky. Benzen, toluen, ethylbenzen a xyleny - BTEX byly v koloně 1 odbourány téměř 100 %. Hlavní roli zde opět hrála adsorpce, díky vysoké .15 ’ těkavosti však také 10 až 30% z obsahu těchto látek odtékalo do ovzduší - míra odtékání byla měřena sorpčntmi trubičkami. V případě ostatních dvou kolon byla míra odstranění BTEX i výše těkání těchto látek obdobná, tj. 72^83 % biodegradace a 17-28% odtékání. Stejné chování bylo prokázáno u chlorbenzenů a dichlorbenzenů, kdy vlivem nižší těkavosti nedocházelo k výraznému odtékání spolu s odpadním vzduchem, poměr biodegradace ku odtékání se v kolonách 2 a 3 pohyboval mezí 84 až 99 % ku l až 16 %. Anilin a nitrobenzen byly v kolonách 2 a 3 biologicky odbourány z 89*96% a 40*85%. V případě kolony 1 byly tyto látky také odstraněny, nicméně zde se opět nejednalo o biodegradaci, ale o adsorpci kontaminace.

Příklad 7: Pilotní verifikace náplňové bariéry

Biologická bariéra s náplní, která je předmětem tohoto vynálezu, byla prakticky odzkoušena na modelové lokalitě v Pardubicích. Na základě hydrogeologického průzkumu lokality byl vypracovaný technický návrh bariéry a uspořádání reaktoru. S ohledem na vysokou míru fluktuace hladiny podzemní vody na lokalitě, byl pro ověření vybrán systém s drénem, který umožnil lepší zachycení kontaminované podzemní vody do reaktoru bariéry. Po přečištění byla pak podzemní voda zasakována do horninového prostředí vsakovací galerií, čímž bylo dosaženo minimálního vzdutí hladiny za reaktorem bariéry.

Jako reakční segment bariéry byl na modelové lokalitě použit systém komorového reaktoru rozdělenou přepážkami na tri komory podle Obrázku 6 a uloženou pod terén. S ohledem na nízký obsah rozpuštěného kyslíku v podzemní vodě na lokalitě byla před dvě paralelní náplňové komory zařazena komora provzdušňovací, viz Obrázek 4. Náplňové komory byly vyplněny směsí hrubě nadrcených PET - 5 objemových dílů - a keramzitu - 3 objemové díly - smíchaných dohromady a následně doplněných horním a spodním podílem štěrku - 2 objemové díly. Z umístění štěrkových podílů je zřejmé, že průtok náplňovými komorami byl zdola nahoru podle Obrázku 3, na němž značí:

pozice 1 - pět až šest objemových dílů drcených PET velikostní frakci 3-5 cm pozice 2 - dva až tři objemové díly expandovaného jílu - keramzitu frakce 0,8-1,6 cm pozice 3 - dva objemové díly štěrku frakce 0,5-1,0 cm - rozdělené na horní a spodní podíl pozice 4 - kazetový obal z inertního materiálu - stPP pozice 5 - reaktor bariéry z inertního materiálu - stPP

V případě ostatních částí bariéry byl průtok horizontální. Piezometry umístěné na bioreaktoru umožňovaly sledovat hladinu podzemní vody ve sběrném drénu, jednotlivých komorách a dále realizovat odběr vzorků vod na vstupu a výstupu z jednotlivých komor.

» ♦ v * · • t t * · · · ' < · ♦ ♦ f * » » · · ♦ · » · *

- 16 Inokulace náplně nebyla prováděna, za účelem tvorby biofilmu byla podpořena autochtonní bakteriální populace - zejména Achromobacter xylosoxidans DEK 2 a Rahnella sp. DEK 1 - přídavkem minerálního NP hnojivá v koncentraci 1 g/1. Koncentrace rozpuštěného

'.G^- kyslíku byla udržována v rozmezí 7-9 mg/1.

Výsledky poprovozního testu potvrdily závěry laboratorních i čtvrtprovozních zkoušek. Svým chováním se nejvíce čtvrtprovozním podmínkám přiblížila náplňová komora III. Bariéry, viz Graf 6. Organická zátěž komory se pohybovala v rozmezí 0,07 až 30,72 mg/l.h, přičemž „doporučená“ koncentrace OL nad 15 mg/l.h byla dodržena během prvních 70-ti dnech -V testu. Výše znečištění korespondovala s účinností degradace - 24-34 % - i s rychlostí * v biodegradace - 4,48-^10,28 mg/l.h. Dobrá účinnost komory v prvních fázi pilotního testu zcela jednoznačně souvisí nárůstem obsahu kultivovatelných mikroorganismů a tedy i dostupných autochtonních degradérů znečištění, viz Graf 7. Pokles účinnosti nastává po tomto období z důvodu poklesu organické zátěže pod 15 mg/l.h.

Analýzy PLFA prokázaly rozdílný obsah celkové biomasy v náplňových komorách. V případě komory III. byl nárůst biofilmu nižší, nicméně jeho charakter - převaha G* bakterií a řádově vyšší nárůst biofilmu naměřený na PET - v porovnání s liadrainem - byl stejný u obou náplňových komor. U obou náplňových komor byla taktéž analýzou ribozomální DNA potvrzena přítomnost přirozeného kmene Achromobacter xylosoxidans DEK 2, viz Obrázek 7.

V závěru poloprovozního experimentu byla porovnána naměřená data redukce znečištění v jednotlivých komorách biologické bariéry, byly stanoveny rozpadové konstanty kontaminace k, h¹ - podle modelu rozkladu 1. řádu, následně byly vykalkulovány poločasy rozpadu kontaminace - t|_/2, h. Experimentálně stanovené poločasy rozpadu prokázaly jednoznačně pozitivní efekt přídavku náplně na degradaci znečištění, v komorách II. a III. došlo k výraznému zkrácení doby rozpadu u většiny sanovaných látek. Výjimku tvoří dvě nitrosloučeniny, které patří mezi obtížně degradovatelné látky. Přídavek nosiče zde neměl ani pozitivní, ale ani negativní vliv na rychlost jejích odbourání.

Výše uvedené praktické aplikace - Příklady 1 až 7 - směsi drcených PET, keramzitu a štěrku a vybraných G degradérů, v případě potřeby kombinované s přídavkem minerálních látek a kyslíku do sanované podzemní vody, prokázaly svou úplatnitelnost v rámci technologie biologických náplňových bariér, jakožto efektivnost pro urychlení biodegradace vybraných organických polutantů prostřednictvím tvorby stabilních biofilmu.

Tabulka 1: Celkový úbytek anilinu včetně specifikace úbytku způsobeného biofilmem kmene Comamonas acidovorcms ANI 1 a adsorpcí na povrch použitého nosiče

Materiál, nosič 4-	Celkový úbytek \|%]	Adsorpce l%]	Biodegradace [%]
liadrain - drcený keramzit	17,0	2,6	14,4
zeolit	35,0	5,3	29,7
drcené PET	44,7	8,2	36,5
GAC S835	95,0	69,0	26,0
GAC K835	95,8	70,1	25,7

Tabulka 2: Celkové množství proteinů na nosičích

Materiál, nosič	Proteiny [ mg/g\|
drcené PET	0,397
liadrain - drcený keramzit	0,252
zeolit	0,139
GAC S835	0,130
GAC K835	0,134

Tabulka 3: Složení medií použitých pro studium vlivu obsahu N a P na biodegradaci naftalenu bakterií Ochrobactrum anthropi NAF B1

Zdroj P a N -» Medium - N : P 4	P-zdroj K₂HPO₄+ KH₂PO₄[g/l]	N - zdroj (NH₄)₂SO₄ [g/l]
Ml - 1 : 0	0,00	0,71
M 2 -1 : 0,2	0,15	0,71
M 3 -1 : 0,4	0,30	0,71
M 4 - 1 : 0,9	0,60	0,71
M5 -0: 1	0,30	0,00
M6 - 1 : 1,7	0,30	0,18
M 7 - 1 : 0,8	0,30	0,36
M8 - 1 : 0,2	0,30	1,42

-ι8Tabulka 4: Vliv míry provzdušnění na biodegradaci organických látek v reálné odpadní vodě

Míra vzdušnění Parametr výstupy obě kolony 4	50 1/h	401/h	301/h	20 1/h	10 1/h
nitrobenzen [zbytk. konc. %]	2	1,2-2	4	3,6-4	9-11
Ν,Ν-diethylanilin [zbytk. konc. %\|	3-15	5-8	18	20	6-6,5
koncentrace DO [mg/1]	6,7-6,9	6,7-6,8	6-6,2	5-5,3	3,7-3,8
produkce CO₂ [mg/24h.l]	502-555	581,4	329-423	423-444	338-423
počet mikrootganismů voda [KTJ/ml]	10⁶-10⁷	10⁴-10⁵	10⁴-10⁵	10⁵	10”
počet mikroorganismů náplň [KTJ/g]	10⁶	10⁷	10-10’	10⁵-10“	10--10⁵
pH	4-4,5	5,4-5,7	6,5-6,6	4,4-5,4	3,3-4,3

Tabulka 5: Poločasy rozpadu kontaminace v jednotlivých komorách bariéry

Komora biobariéry —> Kontaminant Φ	I. aerace	11. náplň	111. náplň
BTEX	990	231	231
chlorbenzen	1 155	347	231
dichlorbenzen	1 155	347	347
nitrobenzen	347	347	347
anilin	693	693	693
naftalen	693	231	231
jednosytné fenoly	231	173	173
nepolární extrahovatelné látky	1 386	173	173

-WPrůmyslová využitelnost vynálezu

Směsná náplň a způsob její inokulace vybranými bakteriálními kmeny uvedený ve vynálezu je široce průmyslově využitelný v oblasti nápravy starých ekologických zátěží, především při in šitu sanaci kontaminovaných podzemních vod. Ve srovnání s jinými biologickými propustnými reaktivními bariérami využívá postup specifikovaný ve vynálezu nové směsné nosné medium biofilmu, které díky oživení přesně definovanou skupinou G' alochtonních degradérů, příp. kombinovaných s autochtonní mikroflórou, je schopno pozitivně podpořit biodegradaci protékající kontaminované podzemní vody za současného snížení provozních nákladů a zkrácení doby sanace. Způsob podle vynálezu je vhodný zejména pro sanaci aromatických a polyaromatických látek přítomných v kontaminované podzemní vodě, přičemž tyto polutanty mohou mít jeden a více atomů uhlíku substituován skupinami C1-, CH^-, NHz-, NO₂- a OH- Jedná se především o chlorbenzeny, chlorfenoly, anilin, nitrobenzen, nitrotoluen, fenol, kresol, naftalen, anthracen, fenanthren.

Claims

Patentové nároky

1. Nosný materiál pro tvorbu biofílmu v náplňových biologických bariérách za účelem sanace podzemních vod kontaminovaných organickými sloučeninami, vyznačující se tím, že obsahuje směs nadrcených odpadních plastových lahví vyrobených z polyethylentereftalátu * ι PET > ♦, doplněného určitým podílem expandovaného jílu * keramzihria štěrku, přičemž obsahuje 5 až 6 objemových dílů drcených PET velikostní frakce 3^k5 cm, 3 až 2 objemové díly rxpai iijuvaného-jíto- keramzitu frakce 0,8^T7rctn a

2. Nosný materiál podle nároků 1, vyznačující se tím, že pro vertikální tok čištěné podzemní vody bariérou je nosný materiál uložen v kazetovém obalu ze stabilizovaného polypropylenu - stPP/.

2 objemové díly štěrku frakce 0,5*1 cm, přičemž drcené PET a keramzit jsou spolu mechanicky smíchány a štěrk tvoří homí/přední a spodní/zadní vrstvu náplně v závislosti na směru proudění podzemní vody.

3. Nosný materiál podle nároků 1, vyznačující se tím, že obsahuje alespoň jedno inokulum degradéru, vybrané z gramnegativní + G; * skupiny bakterií, zahrnující Achromobacter xylosoxidans DEK 2, Citrobacter freundii DEK 1C, Comamonas acidovorans ANI 1, Cupriavidus metaliidurans DEK IR, Ochrobactrum anthropi NAF Bl, Pseudomonas putida 161, Pseudomonas veronii 145, VI-2 a V2-1 a Rahnella sp. DEK 1.

4. Nosný materiál podle nároků 1, vyznačující se tím, že dále obsahuje dusík 4N; * a fosfor *.P/ ^ve vzájemném hmotnostním poměru 1 : 0,6 až 1,2 ve formě minerálního hnojivá, v koncentraci 1 až 3,5 g/1.