MDO_2013

Vasilica STAN

Managementul Deşeurilor

Organice

Editura AcademicPres

Cluj-Napoca

2013

6

© Copyright 2013

Toate drepturile rezervate. Nici o parte din această lucrare nu poate fi reprodusă sub nici o formă, prin nici

un mijloc mecanic sau electronic, sau stocată într-o bază de date, fără acordul prealabil, în scris, al

responsabilului de redacţie.

Colegiu editorial Editura AcademicPres:

Director editură: Prof. dr. Carmen SOCACIU

Editor: Prof. dr. Radu E. SESTRAŞ

Referenţi ştiinţifici:

Prof. dr. Velicica DAVIDESCU

Universitatea de Ştiinţe Agronomice şi Medicină Veterinară Bucureşti

Conf. dr. Mircea MIHALACHE

Universitatea de Ştiinţe Agronomice şi Medicină Veterinară Bucureşti

Tehnoredactare computerizată şi coperta: Vasilica STAN

Printing: ProArt SRL www.roart.ro

Editura AcademicPres

Universitatea de Ştiinţe Agricole şi Medicină Veterinară

Cluj-Napoca

Calea Mănăştur, Nr. 3-5, 400372 Cluj-Napoca

Tel. +40 264-596 384

Fax: +40 264-593 792

E-mail: [email protected]

Descrierea CIP a Bibliotecii Naţionale a României

STAN, VASILICA Managementul deşeurilor organice / Vasilica I. Stan. - Cluj-Napoca:

AcademicPres, 2013

Bibliogr.

Index

ISBN 978-973-744-311-3

65.012.4:631.86

http://www.roart.ro/

mailto:[email protected]

7

Cuprins

1. Introducere 5

1.1 Structura cărţii 8

2. Aspecte generale privind deşeurile organice 10

2.1 Producţia şi managementul actual al deşeurilor organice 11

2.2 Provenienţa deşeurilor organice şi factorii determinant 12

3. Impactul deşeurilor organice asupra mediului 19

3.1 Introducere 19

3.2 Reciclarea deşeurilor organice şi poluarea mediului 20

4. Managementul deşeurilor: principii şi norme 23

4.1 Principii ale legislaţiei europene 23

4.2 Strategii şi norme adoptate la nivel naţional 27

5. Tratarea aerobă a deşeurilor organice 29

5.1 Tehnologia compostării 29

5.1.1 Aspecte generale 29

5.1.2 Definiţii 30

5.2 Principii generale ale compostării 33

5.3 Factori care influenţează compostarea 36


5.3.2 Parametri compostării 38

5.4 Maturitatea şi stabilitatea compostului 49

5.5 Managementul mirosurilor 54

5.6 Sisteme de compostare 59

5.7 Compostarea nămolurilor de epurare 70

5.7.1 Probleme privind calitatea compostului 72

5.8 Avantajele şi dezavantajele compostării 75

6. Tratarea anaerobă a deşeurilor organice 79

6.1 Introducere 79

6.2 Condiţii de aplicare a digestiei anaerobe 82

6.3 Tehnologia producerii biogazului 85


6.3.2 Procesul microbiologic al digestiei anaerobe 88

6.3.3 Parametri chimici şi fizici ai digestiei anaerobe 92

6.4 Avantajele şi dezavantajele metanizării 94

7. Reciclarea în agricultură a nămolurilor de epurare 101

7.1 Introducere 101

7.2 Reciclarea agricolă a nămolului de epurare 105

7.2.1 Consideraţii generale 105

7.2.2 Metode de tratare a nămolurilor de epurare 109

7.2.3 Reglementări privind reciclarea nămolurilor de epurare 112

7.2.4 Puncte cheie pentru reuşita utilizării reciclării nămolurilor 122

7.2.5 Riscuri pe care le pot prezenta nămolurile de epurare 124

Referinţe bibliografice 127

8

1

Introducere

Recunoaşterea globală a necesităţii de a promova sustenabilitatea şi a reduce efectele

omenirii asupra mediului înconjurător (e.g.

schimbările climatice, chimizarea, eutrofizarea) a

intensificat necesitatea dezvoltării şi implementării

unor metode eficiente pentru tratarea deşeurilor şi

pentru producerea de energie. În sistemele durabile,

nutrienţii şi materiile organice folosite de societate

trebuie reciclate (e.g. fertilizanţi pentru soluri, pentru

producerea de hrană pentru om, nutreţuri pentru

animale şi materii prime pentru industrii). Totuşi,

datorită substanțelor chimice nocive, au crescut

îngrijorările legate de calitatea igienică a materiilor

organice destinate pentru aplicarea pe terenurile

agricole, din cauza transmiterii epidemice a bolilor

provenind de la animale, spre exemplu, encefalopatia

spongiformă bovină (ESB) și febra aftoasă [1].

Problematica gestiunii deşeurilor, în general, a

devenit din ce în ce mai complexă în ultimii ani ca

urmare a necesităţii unui răspuns adecvat la

exigenţele sociale şi cele de protecţie a mediului

înconjurător. Creşterea producţiei globale de deşeuri

a determinat intensificarea eforturilor privitoare la

punerea la punct a unor metode performante de tratare şi eliminare a acestora fără a aduce

prejudicii mediului înconjurător.

În ceea ce priveşte deşeurile organice, accentul se pune pe reciclarea lor prin valorificarea

nutrienţilor şi a materiilor organice în agricultură sau pe utilizarea lor în producţia de

biocombustibil, care se soldează cu un dublu beneficiu, pe de o parte biogazul, respectiv gazul

metan, iar pe de altă parte materialul rezultat în urma tratamentului. care poate fi folosit în

agricultură ca îngrăşământ orgnic. Responsabilitatea cetăţeanului consumator este însoţită de

o întărire a contestaţiei la nivel local faţă de implementarea metodelor şi echipamentelor de

tratare şi eliminare a deşeurilor organice.

A dispune de mijloace performante de tratare şi eliminare a deşeurilor, puţin dăunătoare şi

durabile, rămâne, nu numai în România, dar chiar şi în întreaga Europă şi în lume, o mare

miză a gestiunii deşeurilor municipale, în timp ce filiera valorificării materiei organice

(reciclare) presupune încă o confruntare cu costurile şi eficienţa cantitativă şi calitativă. În

acelaşi timp se pune problema de a preveni producţia de deşeuri, de a alege mai bine politicile

privitoare la deşeuri, la diferite niveluri (local, regional, naţional etc.), de a defini o

organizaţie locală eficientă şi moduri de gestiune echilibrate, de a ameliora informarea şi

participarea cetăţenilor.

Creşterea intensităţii industrializării şi a diversităţii activităţilor economice după anul

1950, a condus, între altele, la creşterea diversităţii deşeurilor, în general, ca produse

secundare ale proceselor de producţie.

„... Prin ignoranţă sau

indiferenţă putem produce

enorme şi ireversibile prejudicii

mediului înconjurător de care

depind viaţa şi bunăstarea

noastră. Invers, prin cunoaştere

deplină şi acţiune înţeleaptă,

putem realiza pentru noi şi

pentru urmaşii noştri o viaţă mai

bună într-un mediu înconjurător

mult mai corespunzător nevoilor

şi speranţelor umane...”

(Declaraţia Conferinţei Organizaţiei

Naţiunilor Unite asupra Mediului

Uman, Stockholm, 5-16 Iunie 1972)

9

Conferinţa Organizaţiei Naţiunilor Unite asupra Mediului Uman (Stockholm, 5-16 Iunie

1972) a evidenţiat necesitatea considerării prejudiciilor aduse mediului înconjurător şi

necesitatea dezvoltării unor programe pentru a se asigura un management durabil al

deşeurilor, pentru un impact cât mai redus al acestora asupra mediului înconjurător.

Agenda 21, documentul Conferinţei Organizaţiei Naţiunilor Unite asupra Mediului şi

Dezvoltării (3-14 Iunie, 1992, Rio de Janeiro, Brazilia) a consemnat acordul majorităţii ţărilor

lumii în privinţa reducerii producţiei de deşeuri, creşterii refolosirii materialelor din deşeuri,

reciclării nutrienţilor din deşeuri şi dezvoltarea unui management durabil al acestora. În cadrul

Agendei 21 au fost considerate patru programe majore pentru managementul durabil al

deşeurilor, iar acestea s-au referit la reducerea producţiei de deşeuri, creşterea refolosirii

materialelor din deşeuri, reciclarea nutrienţilor din deşeuri şi dezvoltarea unui management

durabil al lor.

Deşeurile organice sunt toate acele produse secundare ale proceselor de producţie sau

rezultate din diferite activităţi antropice, care au proprietatea de a fi biodegradate. Chiar dacă

se poate vorbi despre un mare avantaj, cel puţin din acest punct de vedere, al biodegradării,

cantităţile foarte mari de deşeuri produse anual sunt de natură să suscite îngrijorări în privinţa

managementului lor durabil. De aceea, numărul acţiunilor întreprinse în scopul elaborării de

soluţii tehnice durabile, cercetării efectelor acestor deşeuri asupra mediului înconjurător,

cercetării beneficiilor aduse de diferitele sisteme de tratare, refolosire şi reciclare, cercetării

riscurilor pe care, unele dintre aceste deşeuri le pot prezenta pentru mediul înconjurător sau

pentru sănătatea oamenilor şi a animalelor, au crescut de-a lungul timpului foarte mult ca

număr şi ca intensitate.

Depozitarea necontrolată a deşeurilor organice, atât a celor de la fermă, cât şi a celor

provenind din alte activităţi, inclusiv menajere, ca şi folosirea neştiinţifică a acestora prezintă

numeroase riscuri pentru mediul înconjurător, după cum urmează:

spălarea materiei organice reziduale;

scurgerea de soluţii pe terenurile pe care se depozitează şi poluarea apelor de

suprafaţă, în special cu nitraţi şi fosfaţi;

levigarea unor compuşi de tipul nitraţilor şi poluarea apei freatice;

volatilizarea azotului amoniacal, a protoxidului de azot, a dioxidului de carbon şi a

metanului;

degradarea peisajului natural;

contaminarea mediului înconjurător cu diferiţi agenţi patogeni de origine animală sau

vegetală, etc.

Tratarea deşeurilor organice provenind din agricultură a constituit întotdeauna o

preocupare a agricultorilor în scopul reciclării nutrienţilor şi a materiei organice prin

încorporarea în solurile agricole. Odată cu creşterea demografică, dezvoltarea industriei şi a

serviciilor, creşterea exigenţelor pentru calitatea vieţii etc. a crescut şi producţia dar şi

diversitatea deşeurilor organice, folosirea unora dintre acestea ca materiale fertiliante sau

amendamente pentru solurile agricole fiind condiţionată de respectarea unor norme privind

mediul înconjurător.

În acest context, elaborarea unor materiale de studiu, care să reunească informaţii recente

rezultate din cercetarea fundamentală şi aplicativă, precum şi din experienţa profesională în

domeniul managementului deşeurilor organice nu este doar necesară, ci chiar benefică. În

plus, se constată lipsa informaţiei în acest sens, puţinele cărţi sau studii editate fiind într-un

tiraj mult prea mic datorită costurilor pentru editare şi, prin urmare, greu de accesat pentru un

număr mai mare de oameni şi, în special, de către studenţi.

10

1.1. Structura cărţii

Complexitatea problematicii deşeurilor organice, efectele acestora asupra mediului

înconjurător, nevoia de a răspunde legislaţiei şi a îndeplini obiectivele asumate prin ratificarea

unor convenţii internaţionale etc. au făcut ca studiul managementului acestora să se facă în

cadrul unor domenii şi programe de studii de învăţământ superior dezvoltate întocmai pentru a

răspunde acestor nevoi. În acest sens, studenţii în domeniul agronomic sau în cel al ingineriei

mediului agricol sunt formaţi şi pentru a dobândi cunoştinţe şi abilităţi privind particularităţile

tuturor proceselor, tehnologiilor şi metodelor ce pot fi utilizate pentru realizarea unui

management durabil al deşeurilor organice. De asemenea, formarea studenţilor implică şi

cunoaşterea metodelor şi tehnicilor prin care pot fi evaluate efectele deşeurilor organice şi

cele ale produselor rezultate din acestea, asupra mediului înconjurător, asupra omului şi

animalelor şi dezvoltarea capacităţii lor de a elabora soluţii şi a lua decizii pentru limitarea sau

eliminarea acelor efecte.

Cartea de faţă este structurată astfel încât să poată corespunde unui studiu eficient al

problematicii generate de deşeurile organice, al efectelor acestora asupra mediului

înconjurător, precum şi al celor mai cunoscute şi mai utilizate metode de tratare a deşeurilor

organice. Totodată, cartea oferă prilejul chestionării asupra unui fenomen sau altul, asupra

unei metode sau alta în scopul extinderii căutării de noi surse de informare într-o abordare

ştiinţifică.

În descrierea metodelor sau tehnologiilor de tratare a deşeurilor nu s-a procedat la o

separare strictă a principiilor de tratare a unuia sau a altui deşeu sau material organic, ci s-a

exemplificat cu particularităţi ale tratamentelor corespunzător diferitelor substraturi.

Cartea este structurată în şapte capitole. În Capitolul 1 se face o introducere în

problematica deşeurilor, o prezentare a necesităţii acestei cărţi şi a modului în care ea a fost

structurată. Prezentarea diferitelor tipuri de deşeuri organice şi a sectoarelor care le generează,

a modului şi a condiţiilor în care a evoluat producţia acestora se face în Capitolul 2. Întrucât

există întrebarea legată de nevoia unui management a deşeurilor organice, în Capitolul 3 sunt

prezentate câteva dintre efectele acestor materiale asupra mediului înconjurător, asupra

omului şi animalelor, precum şi o trecere în revistă a principalelor metode de eliminare

durabilă a lor. Creşterea cantităţilor şi a diversităţii deşeurilor organice a determinat emiterea

unor principii şi elaborarea unor norme şi reglementări privind eliminarea acestor deşeuri în

condiţii sigure. Aceste teme sunt dezvoltate în Capitolul 4. Principalele tehnologii de tratare a

deşeurilor organice sunt cele ce se realizează în prezenţa microorganismelor aerobe sau a

celor anaerobe. În Capitolul 5 este tratată tehnologia compostării, ca metodă aerobă, iar în

Capitolul 6 este prezentată tehnologia producerii biogazului, ca metodă anaerobă. Capitolul 7

este destinat prezentării problematii nămolurilor de epurare.

11

2

Aspecte generale privind deşeurile organice

Deşeurile organice numite şi deşeuri biodegradabile sunt materiale ce pot fi decompuse,

într-un anumit interval de timp şi în anumite condiţii de mediu, în componentele lor de bază

prin intermediul microorganismelor şi al altor organisme vii. Există o mare varietate de

deşeuri organice determinată de varietatea mare de activităţi antropice care implică utilizarea

de materii prime naturale sau resurse naturale. În acelaşi timp producţia de deşeuri organice a

crescut, mai ales ca urmare a creşterii demografice, a stilului de viaţă şi al nivelului de trai.

Principalele tipuri de deşeuri organice sunt: deşeurile menajere solide, produse în special de

aglomerările urbane, deşeurile verzi, deşeurile rezultate de la producţia agro-alimentară

(inclusiv abatoare), deşeurile produse de zootehnie,

cele produse de serviciile de tratare a apelor (e.g.

nămolurile de epurare) etc.

Proiectarea şi adoptarea unui sistem de

management al deşeurilor organice trebuie să se

bazeze pe o serie de principii ce trebuie să fi în

legătură cu: caracteristicile fizice şi chimice ale

deşeurilor; modul de colectare, tratare şi depozitare

a acestora; capacitatea de depozitare; potenţialele

riscuri faţă de mediul înconjurător; miloacele şi

posibilităţile de reciclare în condiţii corespunzătoare

faţă de mediul înconjurător şi eficiente din punct de

vedere economic.

2.1. Producţia şi managementul actual al deşeurilor organice

Odată cu industrializarea, cu dezvoltarea serviciilor şi cu creşterea nivelului de viaţă a

crescut cantitatea de deşeuri generate de om direct, în propriul său mediu de viaţă dar şi

indirect, în cadrul diferitelor servicii destinate să-i facă viaţa mai uşoară. Aceste deşeuri pot fi,

mai mult sau mai puţin solide sau lichide.

Pentru a putea proiecta un

management durabil al deşeurilor

organice ne vom întreba mai întâi,

pentru oricare dintre tipurile de

deşeuri produse, dacă este vorba

despre un „deşeu” sau despre o

„resursă”.

Foto 2.1. – Deşeuri variate aruncate şi gunoi de graj depozitate pe terenurile agricole (Ilfov şi Giurgiu).

Sursa: Stan, foto personale (2009, 2012).

12

Indiferent de starea fizică a deşeurilor, omenirea s-a confruntat întotdeauna cu modul şi

mijloace de eliminare a acestora. În mod deosebit, creşterea continuă a calităţii vieţii şi rata

mare de consum a resurselor au avut un impact neintenţionat dar negativ asupra mediului

urban, prin intermediul deşeurilor generate, dincolo de capacităţile municipalităţilor şi ale

agenţiilor de salubritate de manipulare şi tratament.

Oraşele au acum serioase probleme cu deşeurile, caracterizate de tehnologiile şi/sau

metodologiile neadecvate, costurile ridicate de management şi de impactul negativ asupra

mediului. Aceste probleme, totuşi, au determinat şi iniţiative ale oraşelor de a găsi soluţii care

implică comunitatea şi sectorul privat, inclusiv tehnologii inovatoare, metode de eliminare

prin depozitare, modificări de comportament şi creşterea gradului de conştientizare a

populaţiei. Zonele şi comunităţile rurale au fost afectate, la rândul lor, în mai multe moduri,

datorită creşterii cantităţilor de deşeuri.

În România, în ultimii peste douăzeci de ani, creşterea cantităţilor de deşeuri este

îngrijorătoare, cu atât mai mult cu cât ea se asociază unui anumit tip de mentalitate şi

comportament generate de câştigarea unor libertăţi, după anul 1990 şi exploatarea greşită a

acestora. Satele dar, mai ales terenurile agricole (Foto 2.1.), sunt ţinta „aruncătorilor” de

gunoaie la voia întâmplării. Imaginea terenurilor agricole este înfiorătoare, mai ales

primăvara, înainte de recreşterea vegetaţiei.

2.2. Provenienţa deşeurilor organice şi factorii determinanţi

Principalele domenii de activitate generatoare de deşeuri organice sunt agricultura,

industria şi municipalitatea, fiecare producând anumite tipuri de deşeuri aşa cum se poate

observa mai jos.

AGRICULTURĂ INDUSTRIE MUNICIPALITATE

Resturi vegetale ale

culturilor:

paie, tulpini, vreji, frunze

etc.

Dejecţii animaliere:

gunoi de grajd, nămol,

altele în funcţie de

sistemele de creştere a

animalelor.

Subproduse ale

prelucrării materiilor

prime vegetale şi

animale, altele decât

cele destinate utilizării

pentru producerea de

furaje:

deşeuri solide de la

abatoare, de la

prelucrarea legumelor şi

fructelor, deşeuri de

hârtie, deşeuri de la

producerea uleiurilor,

deşeuri de la prelucrarea

plantelor medicinale şi

aromatice etc.

Deşeuri solide:

Resturi vegetale de la

întreţinerea spaţiilor verzi,

deşeuri menajere etc.

Deşeuri lichide şi

semilichide:

Nămoluri de epurare

netratate, nămoluri de

epurare deshidratate sau

tratate cu carbonat de

calciu (pastă) etc.

Tipologia deşeurilor organice este foarte vastă şi ea depinde de numeroşi factori.

Existenţa unei astfel de tipologii poate permite, în condiţiile colectei selective, adoptarea

uneia sau a altei metode de tratare şi eliminare a acestor deşeuri pentru un management cât

mai eficient. Tipurile de deşeuri organice sunt foarte variate din punct de vedere al

compoziţiei lor, din punct de vedere fizic, chimic şi biologic. Această mare varietate este

determinată de numeroşi factori ce ţin de diversitatea activităţilor economice din care pot

proveni, de tipurile de producţie principală, de tipurile de tehnologii utilizate, de modul de

13

colectare dar şi de sezon, obiceiurile oamenilor privind stilul de viaţă sau hrana, mediul în

care trăiesc (rural sau urban) etc.

Agricultura şi industria alimentară generează o mare cantitate şi varietate de deşeuri şi

sub-produse (produse secundare), care pot fi reciclate ca fertilizanţi şi amendamente datorită

conţinutului lor ridicat în materie organică şi în nutrienţi pentru plante [1].

Modul în care a evoluat producţia agricolă după anul 1950 a fost determinat de o serie de

factori socio-economici [2], iar aceşti factori au influenţat deopotrivă producţia principală dar

şi pe cea secundară sau producţia de deşeuri.

Schimbările demografice au determinat migrarea oamenilor din mediul rural către zonele

urbane aflate în plin proces de industrializare şi care ofereau locuri de muncă dar şi o serie de

facilităţi. În România oferta unei locuinţe permanente într-un oraş, în care erau asigurate toate

utilităţile (sistem de alimentare cu pă potabilă şi canalizare, sistem de încălzire centralizat

etc.) contra unei sume modice drept chirie, a fost extrem de atractivă. Acest lucru a determinat

strămutarea multor oameni de la sat la oraş şi dezvoltarea oraşelor, creşterea consumului de

alimente şi de alte bunuri etc.

Organizarea fermelor şi dimensiunea acestora. În România, în perioada de după cel de-al

doilea Război Mondial, ca şi în Europa şi în numeroase ţări ale lumii s-a urmărit o politică de

creştere a dimensiunii fermelor sau exploataţiilor agricole prin comasarea suprafeţelor.

Industrializarea producţiei cu utilizarea unor sisteme tehnologice din ce în ce mai

productive, mecanizate, automatizate, chimizate etc. şi reducerea forţei de muncă.

Specializarea. În Româmnia de dinainte de anul 1990, această spcializare a determinat, nu

de puţine ori, pe lână efectele benefice şi unele efecte negative, chiar foarte grave, asupra

mediului înconjurător ca urmare a incapacităţii de a recicla întreaga cantitate de dejecţii

produsă, spre exemplu de un complex industrial de creştere animalelor. În alte situaţii,

depăşirea capacităţilor de depozitare a dejecţiilor, asociată cu o serie de alte considerente

(utilizarea cu precădere a îngrăşămintelor chimice, lisa timpului necesar organizării aplicării

materialelor fertilizante organice, lipsa echipamentelor mecanice etc.) au condus la deversarea

unor cantităţi însemnate de dejecţii în apele râurilor sau depozitarea acestora aleatorie pe

terenuri necultivate.

Intensivizarea producţiei. Perioada anilor 1980-1990, chiar până la începutul anilor 2000

s-a caracterizat, în România, printr-o puternică intensivizare a producţiei agricole. Pe lângă

specializarea producţiei (aceeaşi specie şi acelaşi tip productiv – e.g. vaci pentru lapte, pui

pentru carne etc.), intensivizarea (un număr de animale sau păsări foarte ridicat pe unitatea de

suprafaţă de adăpost) a venit cu consecinţele ei privind producţia şi managementul deşeurilor

organice din agricultură. Ambele procese au determinat generarea unor cantităţi mari de

deşeuri organice, care nu au fost reciclate, ci stocate pe termen lung, uneori nu în cele mai

bune condiţii.

O serie de alţi factori, precum creşterea cererii pentru alimente, obiceiurile şi preferinţele

alimentare, precum şi factori de natură economică au contribuit la creşterea cantităţilor de

deşeuri în Europa şi în România deopotrivă. Un studiu al Comisiei Europene arată că peste

80% din populaţia globului consumă carne de porc fie refrigerată, fie sub formă de preparate

[3], iar în Europa, consumul de carne de porc, reprezintă 50% din totalul cărnii consumate [2]

la fel ca şi în România [3].

În ceea ce priveşte celelalte tipuri de deşeuri organice (e.g. deşeuri menajere urbane,

nămoluri de epurare etc.), producţia lor este, de asemenea dependentă de o serie de factori

(demografia, nivelul de trai al populaţiei, obiceiurile casnice, nivelul de educaţie, tipul e

comportament în relaţie cu mediul înconjurător şi nivelul de percepţie al necesităţii reducerii

cantităţii de deşeuri etc.). Cantităţile de deşeuri menajere sau de nămol de epurare produse

14

sunt diferite de la o localitate la alta şi de la o ţară la alta. Apele uzate (efluenţii) sunt colectate

în staţiile de epurare şi sunt supuse unor tratamente specifice în vederea îndepărtării materiilor

ce pot avea un efect negativ asupra emisarilor sau apelor de suprafaţă în care ar trebui

deversate. Numărul de tratamente cărora le sunt supute apele uzate într-o staţie de epurare şi

performanţele acestora diferă şi, prin urmare, calitatea apelor epurate şi cea a nămolurilor

rezultate diferă la rândul ei.

Implementarea Directivei 91/271/CEE ar trebui să aducă îmbunătățiri în ceea ce privește

calitatea apei râurilor din România, prin epurarea apelor uzate urbane înainte de evacuare în

resursele de apă. Îndeplinirea cerințelor acestei directive a avut si va avea ca impact creșterea

volumului de nămol în toate țările Uniunii Europene, prin urmare și în România. Faţă de

cantitățile de nămol rezultat de la stațiile de epurare a apelor uzate urbane existente în anul

2007, de cca. 172.529 tone substanță uscată/an, se estimează, conform Planului Național de

management ale bazinelor hidrografice din România, că se va ajunge în anul 2018 la 520.850

tone substanță uscată / an. (Figura 2.1.) [5]. În condiţiile implementării Directivei tratării

apelor uzate urbane, depozitarea nămolurilor de epurare ar trebui să fie o opţiune secundară.

Deşeurile organice, în funcţie de calitatea pe care o au, sunt eliminate în mediul

înconjurător prin diferite metode. Deşeurile organice provenind din agricultură, unele deşeuri

organice din industria agro-alimentară şi chiar deşeurile menajere urbane (componenta

biodegradabilă colectată selectiv) se tratează prin compostare sau prin digestie anaerobă. De

asemenea, gunoiul de grajd şi nămolul din dejecţii animale pot fi aplicate şi direct pe

terenurile agricole cu condiţia de a fi incorporate în sol în decurs de cel mult 24 de ore, dacă

nu imediat, pentru a se evita sau limita emisiile de amoniac (NH3). Pentru deşeurile organice,

precum nămolurile de epurare, se folosesc, în general diferite metode de tratare şi de

eliminare în mediul înconjurător.

Împrăştierea pe terenurile agricole. Prin această metoda se reciclează compuşi ai

nămolurilor care au valoare agronomică (e.g. materie organică, nutrienţi tec.). Toate tipurile

de nămol (lichid, semi-solid, solid sau nămol uscat) pot fi împrăştiate pe solurile agricole.

Utilizarea oricărui tip de nămol implică o serie de constrângeri practice referitoare la

disponibilităţile de stocare, transport şi împăştiere propriu-zisă pe solurile agricole.

Incinerarea. Este o reacţie de combustie. Se folosesc mai multe tipuri de incinerare

diferenţiate de directiva incinerării deşeurilor astfel :

Figura 2.1. Cantităţile de nămol de epurare generate de staţiile de epurare din România în perioada 2005-

2010 şi estimări pentru 2015-2018 [5]

0

100

200

300

400

500

600

2005 2007 2010 2015 2018

(mii

to

ne

năm

ol

sub

stan

ţă

usc

ată/

an)

Anii consideraţi

15

1) mono-incinerare, în cazul în care nămolul de epurare este incinerat în uzine

specializate în incinerare;

2) incinerarea împreună cu alte deşeuri, în special deşeuri menajere;

3) co-incinerarea, când nămolul de epurare este folosit drept combustibil în uzine al căror

scop este generarea de energie sau producţia de materiale de tipul cărbunelui sau

cimentului.

O serie de metode de tratare se află în dezvoltare: oxidarea umedă, piroliza şi gazificarea.

Oxidarea umedă. Nămolul lichid este pus în contact cu un gaz oxidativ, precum oxigenul,

într-un mediu umed, la o temperatură de circa 250°C şi sub o presiune înaltă (70 – 150 bari),

într-un proces continuu. Nivelurile de temperatură şi presiune, folosirea catalizatorului şi

gazul utilizat (oxigen sau aer) diferenţiază procesele. Nămolul este transformat în trei produse

principale:

1) fază lichidă care conţine materie organică uşor degradabilă, care este tratată uşor

atunci când este trimisă înapoi la capătul staţiei;

2) gazele curate de combustie, care nu trebuie tratate, întrucât temperaturile relativ

scăzute ale procesului evită generarea de compuşi toxici; întrucât reacţia are loc într-

un mediu umed, nu se elimină praf în atmosferă;

3) reziduuri minerale în fază lichidă, care nu sunt tratate.

Piroliza – proces termic de tratare în absenţa oxigenului; deşeul nu este ars, ci adus la o

temperatură de 300 – 900 °C; în urma procesului rezultă două tipuri de reziduuri: solide, care

conţin materii minerale şi carbon şi gaze fierbinţi;

Gazificarea – proces termic pe durata căruia un material combustibil este convertit, în

prezenţa aerului sau a oxigenului, într-un gaz inflamabil şi un reziduu inert.

Eliminarea în depozite pe terenuri (landfilling - en). Această metodă de eliminare a fost

utilizată multă vreme însă Directiva Consiliului European 1999/31/EC din 26 Aprilie 1999

referitoare la eliminarea deşeurilor în acest mod a impus Statelor Membre ca până la

16.07.2003 să-şi elaboreze strategii naţionale pentru reducerea cantităţilor de deşeuri

biodegradabile care erau eliminate prin această metodă. Astfel metoda nu poate fi folosită

decât dacă nu există nici o altă soluţie pentru respectivele deşeuri, precum:

atunci când concentraţia contaminanţilor din deşeuri face imposiblilă împrăştierea pe

terenurile agricole a nămolurilor de epurare sau când nu este posibilă utilizarea altei

metode de reciclare;

când terenurile agricole, cele forestiere sau îmbunătăţirile funciare nu sunt fezabile

datorită poziţiei sau topografiei terenurilor sau când costurile totale ar fi neeconomice;

când nu există capacităţi pentru incinerare.

Metodele cele mai folosite şi care conduc la obţinerea, pe de o parte a materialelor

destinate aplicării pe terenurile agricole ca fertilizanţi (e.g. compostul şi digestatul) şi, pe de

altă parte a biogazului (doar în cazul digestiei anaerobe) sunt compostarea şi digestia

anerobă. Aceste două metode vor fi prezentate pe larg în următoarele capitole.

Alte metode: 1) utilizarea în păduri şi în producţia silvică;

2) îmbunătăţiri/ameliorări funciare şi revegetarea terenurilor;

3) amenajarea spaţiilor verzi şi a terenurilor de agrement.

Managementul deşeurilor organice, în general, este legat în primul rând de managementul

deşeurilor organice din agricultură, în special gunoiul de grajd şi efluenţii animali.

16

3

Impactul deşeurilor organice asupra mediului

3.1. Introducere

Deşeurile organice ca atare pot avea un impact negativ asupra mediului în condiţiile în

care nu se realizează un management adecvat al acestora. Aruncarea la întâmplare a

deşeurilor, mai ales atunci când acestea au o componentă biodegradabilă importantă (e.g.

gunoiul de grajd sau rumeguşul de lemn depozitate în mod greşit în apropierea surselor

terestre de apă) poate conduce chiar la o poluare punctuală gravă. De aceea, tratarea

deşeurilor organice şi reciclarea lor ca materiale fertilizante pentru solurile agricole este o

bună soluţie pentru eliminarea acestor deşeuri în mediul înconjurător.

Managementul agricol se schimbă foarte repede. O nouă viziune şi-a făcut apariţia în

relaţie cu sistemele agricole, incluzând conceptul sustenabilităţii fără a fi uitat însă obiectivul

producţiilor mari. Încorporarea în sol a composturilor, rezultate din deşeurile agricole, dar nu

numai, a devenit o operaţie cheie în sistemele avansate de management. În plus, trebuie să se

ia în considerare că managementul agricol incluzând folosirea composturilor reprezintă o

frână în calea efectului de seră, cu un potenţial de sechestrare a carbonului în zonele aride de

0,10-0,20 tone C/ha/an la aplicarea unei doze de 20 Mg/ha/an [1].

Utilizarea deşeurilor în starea lor originală sau în forme prelucrate, ca surse

complementare de nutrienţi, pe lângă fertilizanţii minerali convenţionali şi cei organici de la

fermă necesită, totuşi, o evaluare corectă şi realizarea unui echilibru sever între avantajele

reale, economice şi ecologice (reciclarea nutrienţilor şi salvarea resurselor naturale limitate) şi

posibilele dezavantaje asociate reciclării. Din respect faţă de protecţia solului şi a apei,

precum şi a lanţului alimentar, ar trebui să fie luate în considerare posibile riscuri, ca urmare a

unei eventuale contaminări cu patogeni, metale grele, compuşi organici persistenţi, produse

farmaceutice etc. datorată materialelor reciclate [2]. Cu

alte cuvinte, este necesar să se solicite siguranţă în

utilizarea lor referitor la sănătatea umană, a animalelor, a

plantelor etc.

Deşeurile, reziduurile şi produsele secundare,

provenind din agricultură, de la comunităţile umane şi de

la industrie, care sunt potenţial reciclabile în agricultură

pot avea conţinuturi ridicate în nutrienţi. Provocarea de a

salva resursele naturale limitate ori de câte ori este posibil,

ar trebui să stimuleze și să accelereze eforturile spre o

utilizare sporită a acestui potențial complementar de

nutrienţi.

În cele ce urmează vor fi prezentate câteva din

efectele negative ale deşeurilor organice ca atare dar şi al celor tratate insuficient sau

necorespunzător asupra mediului înconjurător şi asupra sănătăţii.

3.2. Reciclarea deşeurilor organice şi poluarea mediului

Este greu să se facă o separare netă a ceea ce reprezintă poluarea solului, poluarea apelor

şi poluarea aerului în condiţiile reciclării deşeurilor organice ca materiale fertilizante pentru

Reciclarea surselor

complementare de nutrienţi

nu trebuie considerată

niciodată ca o cale ieftină

de eliminare a deşeurilor, ci

ca un mijloc eficient de

management al nutrienţilor

[2] .

17

soluruile agricole. Între aceste trei componente importante ale mediului există interrelaţii care

fac ca poluanţii să treacă dintr-un mediu în altul. De aceea, prezentarea unor cazuri de poluare

generate de reciclarea deşeurilor organice o vom aborda aici, oarecum holistic.

Solul este un bun receptor de materie organică şi de nutrienţi. Mai mult decât atât, el are

nevoie de aceşti compuşi pentru refacerea proprietăţilor fizice, chimice şi biologice. În acelaşi

timp, solul este un mediu epurator. Cunoscând aceste proprietăţi ale solului, precum şi

necesitatea creşterii permanente a stării lui de fertilitate, se poate interveni în agricultură cu

acele materiale organice care pot fi reciclate pentru a le elimina în mediul înconjurător.

Totuşi, multe dintre problemele asociate împrăştierii pe terenurle agricole a dejecţiilor

animaliere sunt datorate unor practici de management neadecvate (e.g. folosirea de

echipamente incorect reglate pentru administrarea dejecţiilor). Pierderile de nutrienţi după

aplicarea în câmp a dejecţiilor sunt greu de eliminat dar pot fi reduse printr-o evaluare corectă

a nevoilor plantelor la momentul aplicării [3,4], precum şi în raport cu alte resuse (e.g.

mineralizarea materiei organice din sol). O ameliorare semnificativă a acestei situaţii poate

avea loc în multe ferme printr-o depozitare corectă a dejecţiilor, precum şi prin existenţa unei

suprafeţe suficient de mari pentru aplicarea sigură a acestora [3,4]. De altfel, în România, a

existat mult timp, înainte de anii 1990, ca o regulă agronomică, ideea că acolo unde se

dezvoltă o fermă mixtă (producţie vegetală şi producţie animalieră) să se asigure existenţa

suprafeţei necesare aplicării dejecţiilor de la animale.

Aplicarea de dejecţii animaliere cu un conţinut mare de azot disponibil poate conduce la

un risc ridicat de poluare a apei şi a aerului. Spre exemplu, pierderile totale de NH3 după

aplicarea la suprafaţă a nămolului porcin este mult mai mare decât în cazul aplicării gunoiului

de grajd (care conţine şi o cantitate importantă de resturi vegetale sau paie) [5,6]. Şiroirea apei

pe terenurile cultivate, pe care au fost aplicate dejecţii de la animale sau compost poate

contribui la creşterea concentraţiilor în P şi N în apele de suprafaţă. Chiar dacă P rezultat din

aplicarea dejecţiilor poate să ajungă la adâncimi mari în sol [7], prima preocupare este legată

de eutrofizarea apelor de suprafaţă. Modul în care se lucrează solul sau nu se lucrează poate,

atunci când sunt aplicate dejecţii de la animale, de asemenea, să influenţeze fenomenul de

şiroire la suprafaţă. Astfel, în cazul aplicării dejecţiilor pe o suprafaţă de teren cultivată cu o

plantă prăşitoare (e.g. sorg), pe care solul nu a fost lucrat, fenomenul de şiroire este mult mai

mare decât în caul unei suprafeţe pe care s-a efectuat o lucrare de discuit [8].

Tema legată de faptul că activităţile agricole au un efect pronunţat asupra ciclului global

al azotului (N), care include emisii crescânde în atmosferă ale oxidului nitros (N2O), un

important gaz cu efect de seră. Creşterea emisiilor de N2O se petrece ca urmare a folosirii

intensive a combustibililor, a fertilizanţilor organici şi sintetici de N şi prin arderea biomasei

[9,10].

Pe de altă parte, reciclarea nutrienţilor din gunoiul de grajd şi din deşeurile biologice

(deşeuri menajere, deşeuri provenite de la industria alimentară, restaurante etc.) în lanţul

producţiei alimentare este importantă pentru agricultura durabilă. Totuşi, pe lângă nutrienţi

există poluanţi nedoriţi, inclusiv microorganisme patogene, bacterii rezistente la antibiotice şi

poluanţi organici, precum reziduurile farmaceutice şi hormoni [11].

Atunci când dejecţiile de la animale nu sunt igienizate corespunzător el poate fi o cauză a

împrăşierii unor patogeni care cauzează boli epizootice (e.g. febra porcină). Astfel de focare

de boli sunt gestionate foarte strict, prin distrugerea carcaselor în toate grupurile de animale.

Aceasta poate avea consecinţe economice enorme, deopotrivă pentru fermier şi societate [12].

Literatura menţionează numeroase astfel de situaţii, precum şi măsurile ce trebuie luate în

vederea limitării sau eliminării lor.

18

4

Managementul deşeurilor: principii şi norme

În acest capitol se va face o sumară trecere în revistă a principiilor şi reglementărilor care

stau la baza managementului deşeurilor fără a se intra în detalii de descriere a legislaţiei

întrucât nu acesta este obiectivul cărţii. Totuşi, este necesar să se cunoască principiile de bază,

reglementările cadru ale Uniunii Europene, precum şi strategiile naţionale referitoare la

managementul acestor produse secundare sau deşeuri.

4.1. Principii ale legislaţiei europene

În prezent, Uniunea Europenă (UE) abordează managementul deşeurilor având în vedere

o serie de principii [1] (Figura 4.1.).

Prevenirea producerii deşeurilor. Este un factor cheie al strategiei de management al

deşeurilor. Acest principiu se referă la reducerea cantităţii de deşeuri generate şi reducerea

deşeurilor periculoase prin reducerea prezenţei substanţelor periculoase în produse,

depozitarea acestora urmând apoi să fie mult mai simplă. Prevenirea producerii deşeurilor este

strâns legată de îmbunătăţirea metodelor de producţie şi de influenţarea consumatorilor în a

cere produse „verzi” (ecologice) şi mai puţin împachetate.

Figura 4.1. – Principii de bază ale managementului durabil al deşeurilor în UE

Reciclarea şi refolosirea. Dacă producerea deşeurilor nu poate fi prevenită, cât mai multe

materiale posibil ar trebui să fie recuperate, de preferat prin reciclare. Comisia Europeană

(CE) a definit numeroase fluxuri specifice ale deşeurilor, cărora li se acordă o atenţie

prioritară, scopul fiind reducerea impactului lor global asupra mediului înconjurător. Aceasta

include deşeurile de ambalaje, vehiculele scoase din uz, bateriile, deşeurile electrice şi

PREVENIRE

REDUCERE

REFOLOSIRE

RECICLARE

RECUPERARE DE ENERGIE

DEPOZITARE

19

electronice. Directivele UE solicită acum Statelor Membre să introducă legislaţie privind

colectarea, refolosirea, reciclarea şi depozitarea acestor fluxuri de deşeuri. Numeroase ţări ale

UE realizează deja managementul reciclării a peste 50 % din deşeurile de ambalaje.

Ameliorarea depozitării finale şi monitorizarea. Acolo unde este posibil, deşeurile care

nu pot fi reciclate sau refolosite, vor fi incinerate în condiţii de siguranţă, iar depozitarea va

reprezenta un ultim resort. Ambele aceste metode necesită o monitorizare strictă datorită

potenţialului deşeurilor de a cauza pagube grave în mediul înconjurător. Recent, UE a aprobat

o directivă care descrie ghiduri stricte pentru managementul depozitării. Ea interzice anumite

tipuri de deşeuri, precum anvelopele uzate şi stabilește obiective de reducere a cantităților de

deșeuri biodegradabile. O altă directivă recentă stabilește limite stricte cu privire la nivelurile

de emisii de la incineratoare. Uniunea Europeană doreşte, de asemenea, să reducă emisiile de

dioxine şi acizi gazoşi, precum oxizii de azot (NOx), dioxizii de sulf (SO2) şi clorurile de

hidrogen, care pot fi dăunătoare pentru sănătatea umană.

Legislaţia Uniunii Europene privind managementul deşeurilor este foarte diversă, ţinând

cont de diversitatea şi caracteristicile deşeurilor, precum şi de politicile de management al

deşeurilor la nivelul Uniunii. Ea este structurată în cinci mari capitole, după cum urmază:

A. Legislaţia cadru a Uniunii Europene privind deşeurile;

B. Legislaţia Uniunii Europene privind operaţiile de management al deşeurilor;

C. Legislaţia Uniunii Europene privind fluxurile specifice de deşeuri;

D. Legislaţia privind raportarea şi chestionarea;

E. Legislaţie cu referiri indirecte.

Principalul document care reglementează problematica deşeurilor la nivelul Uniunii

Europene este Directiva Cadru privind Deşeurile, 2008/98/CE [2]. Conform Directivei Cadru

privind Deşeurile, legislația și politica Statelor Membre ale UE privind deșeurile vor aplica, în

mod prioritar o ierarhie de management a deșeurilor (Figura 4.2.), care va considera

prevenirea ca etapă iniţială, în care este vorba despre produse secundare şi nu despre deşeuri,

iar odată cu utilizarea tuturor metodelor de prevenţie vor putea fi urmate etapele care vizează

pregătirea pentru refolosirea, reciclarea, recuperarea energetică şi, în final depozitarea, în

cazul deşeurilor [3].

Directiva Cadru stabileşte conceptele de bază şi definiţiile referitoare la managementul

deşeurilor, precum definiţiile deşeurilor, reciclării, recuperării etc. Aceasta explică ce

înseamnă ca deşeurile să înceteaze a mai fi deșeuri și să devină materii prime secundare (aşa

Figura 4.2. – Schema ierarhică a managementului deşeurilor (cf. Directivei 2008/98/CE)

20

numitul criteriu al „sfârşitului deşeului”) şi cum să se facă distincţie între deşeuri şi materii

prime secundare. Directiva stabilește câteva principii de bază de gestionare a deșeurilor: ea

impune ca deșeurile să fie gestionate fără a pune în pericol sănătatea oamenilor și a afecta

mediul înconjurător și, în special, fără riscuri pentru apă, aer, sol, plante sau animale, fără a

cauza neplăceri prin zgomot sau miros și fără a afecta negativ peisajul sau zonele de interes

special.

Directiva 98/15/CE vizează precizarea prescripţiilor relative la deversarea eluenţilor de la

staţiile de epurare a apelor reziduale urbane pentru a pune un termen diferenţelor de

interpretare ale Statelor membre.

Directiva precizează mai ales că:

posibilitatea de a utiliza mediile zilnice ale valorilor concentraţiilor în azot total

privind, în acelaşi timp, aglomerările cuprinse între 10 000 şi 100 000 echivalent

locuitori şi pe cele cu peste 100 000 echivalent locuitori;

condiţia privitoare la temperatura efluentului în reactorul biologic şi limitarea timpului

de funcţionare ţinând cont de condiţiile climatice regionale nu se aplică decât metodei

„alternative” utilizând mediile zilnice;

utilizarea metodei „alternative” trebuie să garanteze acelaşi nivel de protecţie a

mediului înconjurător ca şi tehnica mediilor anuale;

Directiva defineşte o serie de termeni cheie, dintre care:

apele reziduale urbane: pe de-o parte, apele uzate provenind de la clădirile rezidenţiale

şi produse în special prin metabolismul uman şi activităţile menajere (ape uzate

menajere) sau, pe de altă parte, amestecul de ape uzate menajere cu ape uzate

provenind de la localurile utilizate pentru scopuri comerciale sau industriale (ape uzate

industriale) şi/sau apele stradale;

echivalent locuitori: unitate de măsură a poluării organice biodegradabile reprezentând

încărcătura medie a acestei poluări pe locuitor şi pe zi; ea este fixată de Directiva

91/271/CEE la 60 grame CBO5 (cererea biochimică în oxigen în cinci zile).

O serie de alte acte normative fac referire la reglementarea tratării şi eliminării deşeurilor

şi efluenţilor în mediul nconjurător fără a-i dăuna acestuia.

4.2. Strategii şi norme adoptate la nivel naţional

Atât în perioada premergătoare aderării României la Uniunea Europeană cât, mai ales,

după aceasta (după 01 Ianuarie 2007), obiectivele strategice privind gestiunea deşeurilor,

precum şi planurile de măsuri şi legislaţia adoptată au urmat căile şi reglementările adoptate

în acest sens de Uniunea Europeană.

Strategia Naţională de Gestionare a Deşeurilor (SNGD) [4] pentru perioada 2003-2013, a

fost elaborată de Ministerul Mediului (şi Gospodăririi Apelor) în conformitate cu

responsabilităţile asumate ca urmare a transpunerii legislaţiei europene în domeniul

gestionării deşeurilor şi conform prevederilor Ordonanţei de Urgenţă a Guvernului nr.

78/2000 [5] privind regimul deşeurilor, modificată şi aprobată prin Legea nr. 426/2001 [6].

SNGD se aprobă prin Hotărâre de Guvern şi se revizuieşte periodic în conformitate cu

progresul tehnic şi cerinţele de protecţie a mediului înconjurător. Prevederile SNGD se aplică

pentru toate tipurile de deşeuri definite conform OUG nr. 78/2000, aprobată cu modificări şi

completări prin Legea nr. 426/2001. Deşeurile generate pe teritoriul României sunt astfel

clasificate, în mod formal, în:

21

deşeuri municipale şi asimilabile: totalitatea deşeurilor generate, în mediul urban şi în

mediul rural, de gospodarii, instituţii, unităţi comerciale şi prestatoare de servicii

(deşeuri menajere), deşeuri stradale colectate din spaţii publice, străzi, parcuri, spaţii

verzi, deşeuri din construcţii şi demolări, nămoluri de la epurarea apelor uzate

orăşeneşti;

deşeuri de producţie: totalitatea deşeurilor generate din activităţile industriale; pot fi

deşeuri de producţie nepericuloase şi deşeuri de producţie periculoase;

deşeuri generate din activităţi medicale: sunt deşeurile generate în spitale, policlinici,

cabinete medicale şi se împart în două categorii: deşeuri medicale periculoase, care

sunt cele infecţioase, înţepătoare-tăietoare, organe anatomo-patologice, deşeurile

provenite de la secţiile de boli infecţioase, etc. şi alte deşeuri, exclusiv cele menţionate

mai sus, care intră în categoria deşeuri asimilabile.

Punerea în aplicare a Strategiei Naţionale de Gestionare a Deşeurilor se face prin

intermediul Planului Naţional de Gestiune a Deşeurilor (PNGD) [7], care cuprinde, pe lângă

obiectivele stabilite în strategie şi ţintele pentru gestionarea tuturor categoriilor de deşeuri,

precum şi măsurile pentru atingerea acestora. Totodată, Planul Naţional de Acţiune pentru

Protectia Mediului (PNAPM) [8], cuprinde 286 de proiecte prioritare – 233 de proiecte

corespunzatoare obiectivelor pe termen scurt şi 53 de proiecte corespunzătoare obiectivelor pe

termen mediu. Între aceste proiecte, o serie considerabilă se referă la gestiunea deşeurilor.

PNAPM este un instrument de planificare care abordează cele mai importante probleme –

identificate conform criteriilor aplicate la nivel naţional – specificate de convenţiile

internaţionale la care România este parte.

Problematica gestiunii deşeurilor în România este supusă unei serii de acte legislative,

care acoperă diferitele teme şi obiective în legătură cu aceste materiale. Astfel, Hotărârea

Guvernului României, rr. 856 din 16 august 2002 se referă la evidenţa gestiunii deşeurilor şi

aprobarea listei cuprinzând deşeurile, inclusiv deşeurile periculoase [9]. Conform acestei

hotărâri, agenţii economici care generează deşeuri au obligaţia de a ţine o evidenţă a gestiunii

acestora, conform unei anumite proceduri. De asemenea, agenţii economici autorizaţi să

desfăoare activităţi de colectare, transport, depozitare temporară, valorificare şi eliminarea

deşeurilor sunt obligaţi să ţină evidenţa gestiunii deşeurilor generate în cadrul activităţiilor

proprii.

22

5

Tratarea aerobă a deşeurilor organice

5.1. Tehnologia compostării

5.1.1. Aspecte generale

Despre tehnologia compostării şi produsul rezultat din folosirea acestei tehnologii s-a

relatat foarte mult în ultima jumătate de secol, ca urmare a numeroaselor cercetări şi studii

efectuate în lumea întreagă, care au permis identificarea condiţiilor optime de derulare a

acestui proces.

Compostul este produs în prezent din diferite surse de deşeuri provenind din agricultură,

industria alimentară, industrie, prelucrarea lemnului, rumeguş, talaşi sau lemn tocat, deşeuri

menajere şi deşeuri municipale solide şi nămoluri de epurare. Toate metodele de compostare

au caracteristici similare ale proceselor. Mai întâi, se produce o activitate microbiană intensă

asupra materiei organice uşor biodegradabile, care

conduce la creşterea temperaturii compostului (faza

mezofilă). Apoi, faza activă a materiei organice continuă

pe durata fazei termofile şi temperatura rămâne la peste

60°C. Această temperatură este menţinută de remanierea

mecanică periodică a compostului sau de inducerea

forţată a aerului. Atunci când componenta degradabilă

este consumată, temperatura scade gradual pe durata

fazei de răcire. În continuare, în timpul fazei de

maturare, are loc humificarea şi stabilizarea materiei

organice la temperatura ambientului. Este de dorit ca

procesul de compostare să fie gestionat, iar schimbările

progresive în timp ale caracteristicilor fizico-chimice ale compostului să fie controlate cu

atenţie pentru a se obţine un produs final cu o calitate optimă: maturare completă şi materie

organică stabilă [1].

5.1.2. Definiţii

Compostarea este un proces care se petrece spontan în natură, precum degradarea

frunzelor sau a litierei din pădure şi/sau a bălegarului vechi de bovine. Compostarea este calea

care permite obţinerea unui produs stabilizat, nefitotoxic şi liber de patogeni, cu anumite

proprietăţi humice, plecând de la o transformare biologică oxidativă similar cu ceea ce se

petrece în mod natural în sol. Este o reacţie microbiană de mineralizare şi de humificare

parţială a materialelor organice care se poate petrece de-a lungul unei luni, dacă există condiţii

optime. Timpul de compostare depinde de ciclurile microorganismelor implicate. Timpul de

reproducere a acestora este condiţionat de factorii de mediu şi de constituţia genetică a micro-

organismelor implicate [2, 3]. Durata şi modalităţile de compostare naturală sunt însă lungi şi

heterogene ceea ce nu corespunde pentru utilizarea acestui proces la scară industrială.

Compostarea este un element important în gestiunea durabilă a deşeurilor. Ea este una

dintre căile cele mai promiţătoare de reciclare a acestora [4], în general, precum şi o

Compostarea este arta de a

controla ştiinţific procesele

biologice de conversie a

materialelor organice

reziduale într-un produs

stabilizat, valoros din punct

de vedere agronomic.

23

biotehnologie alternativă care poate fi folosită pentru a elimina nămolurile de epurare

utilizându-le ca fertilizanţi organici pentru solurile agricole, pentru ca nutrienţii pe care îi

conţin să fie reciclaţi prin intermediul sistemului sol-plantă [5, 6, 7, 8].

Compostarea este procesul de conversie biologică a materialului organic solid într-un

produs utilizabil ca fertilizant, substrat pentru producţia de ciuperci sau biogaz [9]. Compostul

poate fi considerat un produs organic igienic, liber de caracteristici nedorite, cu o largă

aplicabilitate în agricultură şi în horticultură, precum şi o uşurare în ceea ce priveşte

numeroase probleme legate de mediul înconjurător [7, 10, 11].

Compostarea este suma unei serii de procese metabolice şi de transformări complexe care

este provocată de activitatea unui amestec de populaţii de micro-organisme. Deci, este destul

de complicat a se compara rezultatele diferitelor procese de compostare. În plus, cel mai vechi

proces de compostare, care s-a bazat mai degrabă pe experimentare decât pe cunoaştere, a

făcut din compostare mai mult o artă decât o ştiinţă [12].

Compostarea poate fi definită ca un procedeu biologic controlat de conversie şi de

valorificare a materialelor organice reziduale (subproduse ale biomasei, deşeuri organice de

origine biologică) într-un produs stabilizat, igienic, asemănător pământului, bogat în compuşi

humici. Compostarea este, de asemenea, o ecotehnologie pentru că ea permite întoarcerea

materiei organice în sol şi deci reinserţia acesteia şi a nutrienţilor în marile cicluri ecologice

vitale ale planetei noastre [13].

A composta înseamnă a recicla materie organică şi a reînnoda ciclurile naturale care au

fost întrerupte prin abandonarea practicilor corespunzătoare. În acelaşi timp, despre

compostare se poate spune că:

este o tehnică de stabilizare şi de tratare aerobă a deşeurilor organice biodegradabile;

se adresează tuturor deşeurilor organice dar în special deşeurilor solide şi semi-solide;

este un mod de a distruge seminţele plantelor nedorite (buruieni), iar prin intermediul

căldurii şi al diferiţilor factori interni, pot fi distruşi germeni patogeni şi diferiţi paraziţi,

vectori ai bolilor;

Platformă de compostare acoperită, Austria (Stan, 2010)

24

este o tehnică biologică de reciclare a materiei organice care, de-a lungul evoluţiei sale,

conduce la obţinerea humusului, factor de stabilitate şi de fertilitate pentru soluri;

este rezultatul unei activităţi microbiologice foarte complexe, survenind în condiţii

specifice.

Compostarea este denumită şi biotehnologie pentru că ea răspunde definiţiei conform

căreia reprezintă "exploatarea industrială a potenţialui microorganismelor, al celulelor

vegetale şi animale şi al fracţiunilor care derivă din acestea" [13].

Compostarea ajută la gestionarea unor cantităţi foarte mari de deşeuri organice într-o

manieră durabilă. Este una dintre tehnologiile ce alcătuiesc strategiile de management integrat

al deşeurilor, folosită pentru reciclarea materiei organice într-un produs util [14].

În ceea ce priveşte compostul, constituentul care intervine în procesul de degradare

biologică şi de conversie în timpul compostării este comunitatea de micro-organisme

rezistente. Astfel, optimizarea calităţii compostului este direct legată de compoziţia şi

succesiunea comunităţii microbiene în timpul procesului de compostare. De aceea, este nevoie

de instrumente pentru a supraveghea şi caracteriza comunităţile microbiene în timpul

procesului de compostare şi pentru a face legătura între comunităţile microbiene şi calitatea

compostului. Astfel, recent au fost folosite noi metode de cultură pentru a caracteriza

succesiunea comunităţii microbiene în timpul compostării [9]. Deoarece bacteriile şi

ciupercile sunt principalele organisme responsabile de descompunere, au fost făcute

numeroase eforturi pentru a înţelege schimbările care se produc în biomasa microbiană, în

structura comunităţii microbiene şi în procesul de compostare [15].

5.2. Principii generale ale compostării

Având în vedere definiţia compostării se înţelege că trebuie să existe anumite principii de

bază care să fundamenteze importanţa şi necesitatea acestui proces de tratare aerobă a

deşeurilor organice biodegradabile. Aceste principii sunt:

Reconsiderarea importanţei materiei organice pentru mediul înconjurător;

Reîntregirea ciclurilor naturale ale elementelor chimice;

Punerea în valoare a energiilor pe cale să se risipească în mediul înconjurător;

Utilizarea potențialului energetic al microorganismelor și al enzimelor.

Figura 5.1. – Fotosinteza (Stan, suport de curs Ppt, 2010)

Figura 6.1. – Fotosinteza

25

Principiul reconsiderării importanţei materiei organice pentru mediul înconjurător este

fundamentat de necesitatea de a întoarce în mediul înconjurător ceea ce a fost luat prin

procesele primare de producere a biomasei pornind de la elementele simple. De aceea,

reconsiderăm aici procesul biochimic al fotosintezei, ca prim-proces producător de materie

carbonată (Figura 5.1). În acest sens, compostarea, nu face altceva decît să descompună

materia organică (sau materia carbonată) prin intermediul microorganismelor (în special

bacterii şi ciuperci), într-un produs de culoare închisă, stabil, bogat în compuşi humici şi cu

un miros specific de pământ. Compostarea este astfel un proces care permite integrarea

materiilor pe cale să se risipească în ciclurile naturale, precum ciclul carbonului (Figura 5.2.,

[16]) sau ciclul azotului (Figura 5.3., [16] ).

Figura 5.2. – Ciclul carbonului (după Soltner, 1990)

Figura 5.3. – Ciclul azotului (după Soltner, 1990)

26

Materia vie, sau materia carbonată este constituită în proporţie de 95% din carbon (C),

hidrogen (H), oxigen (O2) şi azot (N). Aceste patru elemente minerale, datorită ponderii lor în

alcătuirea materiei vii, sunt numite şi macroelemente principale. O serie de alte cinci elemente

minerale: sulful (S), fosforul (P), potasiul (K), calciul (Ca) şi magneziul (Mg) intră în

alcătuirea materiei vii în proporţii mult mai reduse şi sunt cunoscute sub denumirea de

macroelemente secundare. În proporţii infime, intră în alcătuirea materiei vii microelementele

sau oligoelementele. În prezent se cunoaşte rolul fiziologic, în organismele vegetale şi

animale, al unui număr de cca. 20 de oligoelemente [13, 17].

Principiul punerii în valoare a energiilor pe cale să se risipească în mediul înconjurător

face referire la deşeuri ca resurse. Fie prin depozitarea necontrolată, fie prin depozitarea în

spaţii amenajate în condiţii neselective, deşeurile organice biodegradabile nu sunt altceva

decât energii pe cale să se risipească. Nu este vorba doar despre o risipă, ci şi despre un

impact asupra calităţii şi sănătăţii mediului înconjurător.

Macro- şi microorganismele joacă un rol foarte important în procesul de compostare.

Microorganismele necesare compostării se regăsesc în mod natural în majoritatea materialelor

organice care pot face obiectul unui proces de compostare.

Rotifere, nematozi, acarieni, colembole, izopode, gândaci şi viermi de pământ reduc

mărimea particulelor substraturilor de compostare, deplasându-se printre materiale şi căutând,

mestecându-le. Prin aceste acţiuni fizice are loc descompunerea materialelor, creîndu-se

suprafeţe mari disponibile pentru acţiunea microbiană.

Procesul de compostare este controlat întrucât este necesar să se atingă obiectivul

accelerării descompunerii, optimizării eficienţei şi minimizării potenţialului de a se produce

efecte dăunătoare asupra mediului înconjurător.

5.3. Factori care influenţează compostarea


Compostarea este un proces care poate fi utilizat pentru tratarea oricărui tip de deşeu

organic în condiţiile în care se respectă o serie de condiţii care permit eficienţa procesului.

Substraturile (materiale organice reziduale) de compostare au ca însuşire comună extrema lor

diversitate şi natura lor, predominant organică. În sens comun, natura substratului organic este

legată de forma sa primară de deşeu: deşeuri vegetale (iarba tăiată din spaţiile verzi,

buruienile, frunzişul strâns din grădini, coardele de viţă de vie, paiele, fructele afectate de boli

Depozitarea necontrolată a deşeurilor: (a. Stan, 2010; b. vezi alte surse bibl. A.)

a

.

b

..

27

şi dăunători, scoarţa de copac …); dejecţii de la animale: gunoi de grajd, nămoluri colectate ca

efluenţi semilichizi ş.a.; deşeurile menajere urbane, nămolurile de la staţiile de epurare a

apelor uzate urbane.

Pentru compostare este important de subliniat că substratul iniţial este unica sursă de

hrană pentru microorganismele care descompun şi care vor realiza transformarea propriu-zisă.

Pentru a-şi îndeplini funcţiile vitale (creştere, reglare, reproducţie) aceste microorganisme au

nevoi minime în ceea ce priveşte toate elementele nutritive care compun, în medie, celulele

lor şi elementele care permit aceste funcţii. Calităţile şi cantităţile acestor elemente nutritive

(denumite şi nutrimente) variază în funcţie de specie, de diferitele stadii de creştere şi de

condiţiile de mediu. În aceste sisteme complexe se instalează rapid echilibre dinamice şi se

adaptează în raport cu factorii limitativi (cantitatea de elemente, disponibilitatea imediată a

nutrimentelor, raportul între nutrimente, viteza reacţiilor ş.a.) cu reglările corespunzătoare.

Echilibrul este deosebit de important în ceea ce priveşte elementele majore

(macroelementele): C, N, P, K, S etc. Elementele minore (oligoelementele) sunt, în general, în

cantităţi suficiente în substraturi, uneori chiar în exces

(poluarea putând antrena fenomene de toxicitate) [13].

În timp ce compostarea se petrece în mod natural,

compostarea eficientă necesită controlul mai multor

factori, pentru a evita problemele de poluare cum ar fi

mirosurile și praful, și, de asemenea, pentru obținerea

unui produs de calitate pentru agricultură. Controlarea

condiţiilor de compostare este esenţială pentru a

deosebi o procedură de compostare de fermentarea

aerobă. Compostarea controlată permite depozitarea şi transportul compotului în condiţii

sigure, creşterea valorii adăugate a compostului pentru că acesta este mult mai concentrat şi

mai uniform spre deosebire de substrat (e.g. gunoiul de grajd), permite împrăştierea uşoară şi,

prin urmare, distribuţia uniformă în sol, şi absenţa patogenilor şi chiar a seminţelor de

buruieni. Optimizarea compostării presupune definirea condițiilor adecvate pentru substratul

iniţial care trebuie să fie controlate și menținute pe măsură ce compostarea progresează.

Totuşi, este dificil să se generalizeze condiţiile de bază pentru toate tipurile de substraturi şi

pentru toate condiţiile de management [5].

5.3.2. Parametri compostării

Factorii care afectează procesul de compostare pot fi împărțiţi în

două grupe: cei care depind de formularea amestecului de compostare, cum ar fi echilibrul

nutrienților, pH, dimensiunea particulelor, porozitatea și umiditatea; și cei dependenţi de

gestionarea procesului, cum ar fi concentrația în O2, temperatura și conținutul în apă [5].

Echilibrul nutrițional este în principal definit prin raportul C/N. Microorganismele necesită o

sursă de energie (C-organic biodegradabil) și N pentru activitatea şi dezvoltarea lor. Raportul

C/N adecvat pentru compostare este în intervalul 25-35, deoarece se consideră că

microorganismele necesită 30 părți ale C pe unitatea de N [18]. Aceşti factori sunt cunoscuţi

şi sub denumirea de parametri ai compostării.

pH-ul este un parametru care afectează foarte mult procesul de compostare. După unii

autori, un interval al valorilor pH cuprins între 6,7 şi 9 permite o bună activitate pe durata

activităţii microbiene [18]. După alţi autori, valorile optime sunt între 5,5 şi 8,0 [2, 19], iar

după alţii, valorile optime ale pH sunt de circa 6-7,5 pentru dezvoltarea bacteriilor, în timp ce

ciupercile preferă circa 5,5-8,0. Valorile pH sunt scăzute la începutul compostării, datorită

pH-ul este un parametru foarte

important al compostării, care

depinde de caracteristicile

materialelor ce alcătuiesc

substratul.

28

formării acizilor, apoi ele cresc, iar în faza finală a procesului de compostare rămân constante

[20]. Acest factor este foarte relevant pentru controlarea pierderilor de N prin volatilizare sub

formă de amoniac (NH3), care pot fi deosebit de mari la valori ale pH >7,5 [21].

Microorganismele sunt esențiale pentru procesul de compostare şi, prin urmare, condițiile

de mediu care maximizează activitatea microbiană vor determina şi maximizarea ratei de

compostare. Activitatea microbiană este influențată de prezenţa şi nivelul oxigenului, de

dimensiunile particulelor materialelor, de nivelul și de echilibrul conţinutului în elemente

nutritive (indicat de raportul carbon-azot – C/N), de conținutul de umiditate, de temperatură

și de aciditate sau alcalinitate (pH). Orice modificări ale acestor factori sunt interdependente,

o schimbare a unui parametru poate duce de multe ori la schimbări ale celorlalţi parametri.

În general, descompunerea materiei organice este realizată de diferite grupuri de

microorganisme (bacterii, fungi, actinomicete, alge, protozoare, cianofite). Microorganismele

implicate în procesul de compostare se dezvoltă şi evoluează cu temperatura masei de substrat

organic. Bacteriile sunt predominante la începutul compostării, fungii sunt prezenţi pe durata

întregului proces dar sunt predominanţi la niveluri scăzute ale umidităţii (sub 35%) şi nu sunt

active la temperaturi >60°C. Actinomicetele sunt predominante pe durata fazei finale a

compostării, cea de stabilizare [5] sau de răcire.

Bacteriile sunt întotdeauna prezente în compost, fiind dominante din punct de vedere

cantitativ şi calitativ. Ele cresc intens în condiţii de raport C/N scăzut şi umiditate ridicată şi

au un spectru larg de activitate în condiţii variate de pH, mai ales pe substraturi proaspete.

Numărul de specii poate fi cuprins între 800 şi 1000, cel puţin [13]. Fungii sunt dominanţi

dacă C/N este ridicat şi participă la degradarea unor polimeri rezistenţi [5, 13] de tipul

celulozei şi ligninei. Cantitatea de biomasă reprezentată de aceste microorganisme este

superioară celei a bacteriilor. Fungii sunt rezistenţi la umiditate scăzută, manifestă toleranţă

la pH variabil (2-9), iar numărul lor cuprinde câteva zeci de mii de specii. Actinomicetele

atacă substanţele nedegradate de bacterii şi ciuperci (e.g. chitine). Fiind neutrofile, ele

tolerează o reacţie uşor bazică şi sunt puţin competitive vizavi de alte grupe de

microorganisme. Actinomicetele se dezvoltă în condiţii dificile, precum faza finală a

compostării. Din totalul de biomasă pe care îl alcătuiesc, 90% este reprezentat de specii din

genurile Streptomyces şi Nocardia. Densitatea lor este de 3-15 ori mai scăzută decât cea a

bacteriilor. Actinomicetele produc mirosuri aromatice (pământ proaspăt arat). Sunt

reprezentate de câteva zeci de specii [13].

Microorganismele din composturi pot clasificate după funcţii biochimice diferite pe care

le îndeplinesc, transformând diferiţi compuşi ce alcătuiesc substraturile (Tabelul 5.1).

Dimensiunea particulelor şi distribuţia acestora sunt foarte importante pentru echilibrul

suprafeţei de creştere a microorganismelor şi menţinerea porozităţii şi a aerării necesare.

Există numeroase opinii referitor la dimensiunea particulelor.

După unii autori, cu cât dimensiunile particulelor vor fi mai mari cu atât va fi mai mică

suprafaţa raportului masic. Deci, substratul cu particule mari nu se va descompune adecvat

deoarece interiorul particulelor vor avea dificultăţi pentru accesibilitatea microorganismelor,

pe durata compostării particulele îmbrăcându-se la suprafaţă cu un strat humificat

impenetrabil [22].

Dimensiunea particulelor, forma și consistența acestora va afecta procesul de compostare prin

influențarea aerării. În esență, compostarea va continua mai repede dacă particulele vor fi mai mari

şi relativ uniforme pentru a asigura spațiile necesare circulaţiei aerului în întreaga grămadă. De

obicei, amestecurile de gunoi de grajd și paie sunt suficient de voluminoase pentru a se realiza

o bună compostare. Aceasta în condiţiile în care aşternutul de paie asigurat animalelor este

suficient, iar odată cu eliminarea gunoiului de grajd şi organizarea acestuia pe platformă

29

umiditatea nu este prea mare, iar raportul C/N este în intervalul normal. În unele cazuri, în

care materialele de compostat sunt foarte dense (e.g. nămolul din dejecţiile de la animale,

nămolul de epurare etc.) ar putea fi necesar un agent de volum sau un amendament pentru se a

asigura că este suficient oxigen pentru o compostare corectă. În funcție de tipul de agent de

volum, acesta poate să fie tocat la dimensiunea corespunzătoare înainte de a fi adăugat la

grămada de compost.

Structura grămezii de compost este un element foarte important: o bună structură previne

pierderea porozităţii grămezii de compost. Cum nivelul suprafaței compostului crește cu

scăderea dimensiunii particulelor, rata de digestie aerobă crește, de asemenea, și

descompunerea pornește mai repede. Totuşi, dacă particulele sunt prea mici ori nestructurate,

procesul poate fi încetinit. O mărime a particulelor cuprinsă între 0,5 şi 5,0 centimetri este, de

obicei, adecvată pentru o bună compostare. O grămadă care se încălzeşte uşor în faza iniţială

va continua compostarea cu uşurinţă şi după remaniere și nu va fi prea mirositoare. Acesta

este, de obicei, un indicator de nutriţie adecvată și de prezenţă a oxigenului necesar pentru

activitatea microbiană.

Tabelul 5.1. – Clasificarea microorganismelor composturilor după funcţiile biochimice (după Mustin, 1987)

Grupa Nivelul de acţiune Realizează transformarea

B, Act, C

B, Act, C

B, Act, C

Act, C

C, Act,

Act, C

B

B

B

B

B

B

Ciclul carbonului Amilolitice

Pectinolitice

Hemicelulolitice

Celulolitice aerobe

Celulolitice anaerobe

Lignolitice

Chitinolitice

Ciclul azotului Fixatoare de azot libere aerobe

Fixatoare de azot libere anaerobe

Proteolitice

Amonificatoare

Nitrificatoare

Denitrificatoare

Ciclul sulfului Mineralizatoare ale sulfului

Amidonului

Pectinelor

Hemicelulozelor

Celulozelor în aerobioză

Celulozelor în anaerobioză

Ligninelor

Chitinelor

Azot gazos în compuşi celulari

azotaţi

Proteine, polipeptide în

aminoacizi

Aminoacizi, uree, acizi nucleici

în amoniac

Amoniac în nitriţi şi apoi în

nitraţi

Nitraţi şi nitriţi în azot gazos

Molecule organice sulfurate în

sulfaţi Act: actinomicete; B: bacterii şi cianofite; C: ciuperci.

Porozitatea substratului are o mare influenţă asupra performanţei compostării date fiind

condiţiile fizice de mediu, necesare distribuţiei aerului, care trebuie menţinute pe durata

procesului. O porozitate mai mare de 50% va face ca grămada de compost să rămână la o

temperatură scăzută datorită pierderilor de energie mai mari decât căldura produsă. Invers, o

porozitate prea mică va conduce la condiţii anaerobe şi la generarea de mirosuri. Prin urmare,

volumul porozităţii grămezii de compostare ar trebui să se regăsească în intervalul 35-50%

[5].

Aerarea este un factor cheie pentru compostare. Aportul de oxigen pe durata procesului

de compostare este esenţial pentru o activitate eficientă a microorganismelor aerobe care

participă la acest proces. Compostarea este un proces biologic de oxidare a compuşilor

30

organici care servesc drept hrană microorganismelor, iar disponibilitatea oxigenului pe durata

procesului este foarte importantă (Figura 5.4., [13]). Oxigenul este folosit de către

microorganisme ca electron acceptor terminal pentru respiraţia aerobică şi pentru oxidarea

diferitelor sorturi de substanţe organice din masa de compost [2].

Controlul riguros al temperaturii şi al aerării îndepărtează excesul de umiditate şi de CO2

şi oferă O2 pentru procesele biologice. Concentraţia optimă de O2 este între 15% şi 20% [2,

Sistem de aerare a compostului prin ventilaţie, Austria (Stan, 2010)

Zona 1: Activitate maximă de degradare aerobă.

Necesar mare de oxigen (0,5 – 1 m3 aer/min./t M.U.).

Zona 2: Activitate medie de degradare aerobă.

Necesar mediu de oxigen (0,1 – 0,5 m3 aer/min./t M.U.).

Zona 3: Activitate slabă de degradare aerobă. Faza de maturare dominantă.

Necesar scăzut de oxigen ( sub 0,1 m3 aer/min./t M.U.).

Figura 5.4. – Curba teoretică a necesarului de oxigen pe durata compostării

(adaptat după Mustin, 1987)

31

19]. Controlul aerării ar trebui să permită menţinerea temperaturilor sub 60-65°C, ceea ce

asigură suficient O2 [26].

Pentru a se menţine o valoare corespunzătoare a aerării în mod constant este necesar să se

efectueze periodic, întoarcerea grămezii de compost sau remaniera acesteia. O bună

oxigenare, precum şi un bun control al temperaturii şi umidităţii grămezii compostate conduc

la realizarea, într-un timp scurt, a unui compost de calitate.

Umiditatea sau conţinutul de apă al substratului. Apa este necesară organismelor vii care

intervin în procesul de compostare. Un conţinut minimal în apă este necesar pentru a se

asigura nevoile acestora. Microorganismele au nevoie de umiditate pentru a putea asimila

nutrienţii, şi pentru a se reproduce. Apa este ingredientul cheie care transportă substanţele în

interiorul masei de compost şi face ca nutrienţii să fie accesibili microorganismelor din punct

de vedere fizic şi chimic. Microorganismele produc, de asemenea, apă ca parte a procesului de

descompunere.

Umiditatea optimă variază şi depinde în mod deosebit de starea fizică şi mărimea

particulelor materialului compostat. Umiditatea optimă a unui substrat dat este determinată de

conţinutul maxim de spaţii lacunare, care nu antrenează inhibarea activităţii

microorganismelor. Pentru un compost ideal, umiditatea ar trebui să fie, după unii autori,

cuprinsă între 50% şi 60% [27], iar după alţii între 50% şi 65% [28, 29].

Modificarea umidităţii pe durata compostării este complicată şi costisitoare. Dacă nivelul

umidităţii scade sub 40-45%, nutrienţii nu se vor mai găsi în mediu apos şi nu vor mai fi

disponibili pentru microorganisme. De aceea, este important ca umiditatea să fie optimă încă

de la începutul procesului. Valorile scăzute ale umidităţii conduc la o deshidratare timpurie a

grămezii de compost, care va încetini dezvoltarea proceselor biologice de descompunere şi va

determina obţinerea unui compost stabil din punct de vedere fizic dar instabil din punct de

vedere biologic. Activitatea microorganismelor va scade, iar procesul de compostare va

încetini. La sub 20% umiditate, activitatea microbiană va fi foarte mică [30]. Cantităţile mari

de apă vor face să se umple porii de accesibilitate a aerului deci se vor crea condiţii improprii

pentru microorganismele aerobe. Creşterea umidităţii grămezii de compost la peste 65% va

determina umplerea cu apă a porilor necesari pentru asigurarea aerării. Aceste condiţii vor

conduce la procese anaerobe datorită lipsei de oxigen.

Menţinerea unei umidităţi adecvate între 50% şi 60% poate fi o provocare dar ea este

necesară pentru asigurarea unui proces optim şi obţinerea unui compost de calitate.

În condiţiile în care umiditatea scade, odată cu remanierea grămezii în vederea aerării se

va face stropirea cu apă a compostului pentru a se restabili condiţiile optime. Invers, în

condiţiile unei umidităţi ridicate, se vor adăuga agenţi de volum (e.g. paie, resturi vegetale

uscate etc.) pentru a absorbi umiditatea în plus.

Nivelul umidităţii se poate modifica pe durata procesului compostării prin aportul de apă

rezultat din precipitaţii (ploaie, ninsoare), sau se poate evapora. În general, conţinutul în

umiditate al grămezii de compost scade pe durata compostării, deoarece se evaporă mai multă

apă decât este adăugată. Totuşi, grămada de compost trebuie menţinută umedă dar fără exces

de umiditate. O metodă foarte simplă ce poate fi folosită pentru determinarea umidităţii este

“testul manual”. Materialul este foarte umed dacă la strângerea în palmă apar picături de apă

şi este prea uscat dacă nu se simte umiditatea la atingere.

Temperatura este unul dintre principalii parametri folosiţi pentru a monitoriza procesul

de compostare, evoluţia acesteia fiind legată de multe dintre reacţiile biologice care au loc şi

asociată capacităţii procesului de a reduce conţinutul în patogeni [23]. În condiţii de

aerobioză, temperatura este factorul care determină tipul de microorganisme, în special

diversitatea şi nivelul activităţii metabolice [24]. Dacă grămada de compost nu a atins o

32

temperatură suficient de ridicată este posibil, nu numai ca inactivarea microorganismelor să

nu aibă loc, dar ca bacteriile patogene chiar să se înmulţească [25]. După unii autori,

temperatura optimă se regăseşte în intervalul 40-65°C [2], iar după alţii în intervalul 40-59°C

[31]. Pentru moartea patogenilor sunt necesare temperaturi de 55°C dar, dacă temperatura

atinsă depăşeşte pragul de toleranţă al microorganismelor termofile care descompun

materialele, efectul este dăunător compostării. La temperaturi de peste 63°C, activitatea

microbiană scade rapid întrucât optimum pentru organismele termofile este depăşit. Intervalul

cuprins între 52 şi 60°C este cel mai favorabil pentru descompunere [19]. Dacă temperatura

este mai mică de 20°C, microorganismele nu proliferează, iar descompunerea este înceată.

În general, procesul de compostare poate fi divizat în două faze principale: faza

biooxidativă şi faza maturării denumită, de asemenea, faza de “vindecare” [32, 33].

Faza biooxidativă se dezvoltă, la rândul ei, în trei faze:

Faza mezofilă în timpul primelor 25 de zile ale ciclului de compostare, în timpul căreia

microorganismele psichrofile şi mezofile tind să se dezvolte. Temperatura creşte până

la 40-50°C ca o consecinţă a biodegradării constituenţilor organici.

Faza termofilă. Aceasta se petrece între a 30-a şi a 110-a zi ale prosesului de

compostare. Temperatura depăşeşte limitele de toleranţă ale microorganismelor

mezofile şi permite dezvoltarea microorganismelor termogene. Controlul temperaturii

Zona A: Producerea de căldură este activă

şi superioară pierderilor

Zona B: Zonă de echilibru: platou termic

Zona C: Pierderile devin preponderente, iar

temperatura diminuează

Curba 1: substrat foarte fermentescibil

Curba 2: substrat cu fermentescibilitate

medie

Curba 3: substrat puţin fermentescibil

Figura 5.5. Curbele de principiu ale evoluţiei temperaturii diferitelor substraturi organice pe durata

compostării în grămadă (adaptat după Mustin, 1987)

33

şi menţinerea ei la 65°C în interiorul grămezii de compost este asigurat prin ventilare şi

stropire cu apă.

Faza de răcire. Temperatura începe să scadă după a 12-a săptămână. Această scădere

se petrece odată cu debutul diminuării materiei organice. În timpul acestei faze raportul

C/N tinde să se stabilizeze. Spre sfârşitul celor 4 luni de compostare, temperatura

medie din interiorul grămezii înregistrează o reală scădere cu valori de circa 30°C.

Temperatura rămâne scăzută chiar dacă se continuă întoarcerea, respectiv aerarea şi

stropirea grămezii de compost [31].

În funcţie de tipul de substrat organic supus compostării, temperaturile pot urma diferite

curbe de evoluţie, cu pierderi mai mari sau mai mici de căldură (Figura 5.5.) [13].

Raportul C/N. Carbonul este principalul constituent al moleculelor organice ("scheletul

carbonat al moleculelor"). În timpul fazelor compostării aerobe active microorganismele

consumă de 15 până la 30 ori mai mult carbon (este sursa lor de energie) decât azot din

substrat [13]. După unii autori, condiţiile ideale de compostare se întâlnesc la un raport C/N al

materialului cuprins între 20 şi 40 [27]. După alţii, având în vedere consumul

microorganismelor aerobe active, un raport C/N de 30 ar părea favorabil. Totuşi acest raport

se exprimă faţă de conţinuturile globale în elemente; va trebui deci întotdeauna să ştim că

raportul C/N nu înseamnă raportul între Carbonul total şi Azotul total, ci, datorită metodelor

analitice folosite pentru dozarea Carbonului şi Azotului [13] :

C/N = Carbon (dozat prin metoda X) / Azot (dozat prin metoda Y).

Tabelul 5.2. Raportul C/N şi conţinutul în azot al diferitelor substraturi organice

(după Mustin, 1987)

Materialul Raportul C/N

(Extreme)

Conţinutul în N

(% din S.U.)

Îngrăşăminte verzi şi iarbă

de gazon

Resturi vegetale fără

leguminoase

Paie de cereale

Frunze căzute

Bălegar de bovine cu paie

Bălegar de oi

Bălegar de cal cu paie

Bălegar de păsări

Talaşi de lemn

Pudră de sânge

Materii fecale umane

Urină

Turbă

10 - 20

10 - 15

80 - 150

20 - 60

20 - 30

15 - 20

20 - 30

10 - 15

150 - 500

(în funcţie de specie)

3

5 - 10

0,8

50 - 150

3 - 6 (în funcţie de

conţinutul în leguminoase)

2,5 - 4

0,15 - 0,5

-

0,3 - 1

0,5 - 2

0,5 - 1

1 - 6

0,1

10 - 14

5 - 7

15 - 18

0,4

Rapoartele C/N ridicate fac ca procesul de compostare să fie foarte încet câtă vreme

există un exces de substrat degradabil pentru microorganisme. Dar, la un raport C/N scăzut,

există un exces de N per C degradabil şi se produce N anorganic în exces, care poate fi pierdut

sub formă de amoniac prin volatilizare sau prin levigare din masa de substrat. Atunci,

rapoartele C/N pot fi corectate prin aport de agenţi de volum care oferă C degradabil [5].

Substanţă (materie) uscată

34

Raportul C/N şi conţinutul în N al diferitelor substraturi organice este foarte diferit

(Tabelul 5.2.)

Rapoartele de 100 % nu pot fi atinse întrucât materia organică conţine la fel de bine lipide

şi protide. Cu cât raportul Celuloză + Lignină/Materie Organică este mai mare, cu atât

substratul va fi mai greu de compostat [13].

În cursul evoluţiei lor, substraturile organice pierd mai rapid carbonul (metabolizat şi

degajat sub formă de gaz carbonic) decât azotul (metabolizat sau pierdut sub formă de

compuşi azotaţi volatili, precum amoniacul NH3 …). Raportul C/N descreşte constant pe

parcursul compostării pentru a se stabiliza la 10 (între 15 şi 8) într-un compost final. În

practică se caută să se plaseze în condiţii optime amestecând materiale de origine diversă cu

rapoarte C/N care se echilibrează.

Între compuşii carbonaţi s-au delimitat două grupe:

Biodegradabili: zaharuri + hemiceluloze

Greu degradabili: celuloze şi lignine [13].

Pentru a se realiza biodegradarea substraturilor în condiţii optime, trebuie să se asigure şi

un conţinut optim în azot substratului care poate fi determinat de conţinutul efectiv în N al

diferitelor materiale ce compun substratul (Tabelul 5.3.) sau poate fi realizat printr-un aport de

completare.

Tabelul 5.3. Azotul şi biodegradabilitatea substratului (după Mustin, 1987)

În practică se urmăreşte asigurarea condiţiilor optime amestecându-se materiale de

origine diferită şi cu rapoarte C/N care să se echilibreze.

Atunci când carbonul este în exces şi puţin mobilizabil (substanţe carbonate mai puţin

biodegradabile), azotul deficitar este un factor limitativ de nutriţie. Viteza de fermentare

aerobă, în acest caz, va fi reglată printr-un aport de azot. Invers, dacă raportul C/N este scăzut

şi dacă azotul este eliberat în exces pe durata descompunerii aerobe, viteza de compostare va

fi reglată prin carbonul disponibil pentru microorganisme, iar excedentul de azot se pierde

prin volatilizare sub formă de amoniac sau prin pierderea sub formă de nitraţi [13].

5.4. Maturitatea şi stabilitatea compostului

Realizarea unui compost de calitate din deşeurile organice trebuie să se axeze pe

activităţile agricole specifice pentru a se putea justifica costul asociat producerii compostului

şi pentru a se putea obţine o calitate a acestuia aşa cum a fost ea cerută de fiecare utilizator.

Numeroase sectoare agricole pot plăti pentru composturi de înaltă calitate, în special

sectoarele care folosesc mai puţin solul ca mediu de creştere, precum cele de producere a

răsadurilor, pepinierele, pomicultura care foloseşte compostul pentru mulcirea solului şi

Constituent Deşeuri

alimentare

Paie Frunze Talaşi de

răşinoase

Frunze

de

foioase

Scoarţă

de

răşinoase

Necesarul de

azot (% din

S.U.)

Carbon în

material (%

din S.U.)

Raportul C/N

2 -3

40 - 45

15 - 20

1,7

45

26

1,3-1,5

53

35 - 41

1

50

50

1

50

50

0,7

50

71

35

agricultura ecologică [34]. Calitatea compostului poate fi evaluată cu o varietate de tehnici,

dar există două aspecte fundamentale care trebuie considerate de utilizarea acestuia în

agricultură sau în horticultură: maturitatea şi stabilitatea [35].

Principala cerinţă pentru ca un compost să fie folosit ca material fertilizant pentru sol,

este gradul de maturitate şi/sau de stabilitate, care implică un conţinut în materie organică

stabil şi absenţa compuşilor fitotoxici şi a patogenilor vegetali sau animali. Maturitatea este

asociată cu potenţialul de creştere al plantelor sau cu fitotoxicitatea în timp ce stabilitatea este

legată adesea de activitatea microbiană a compostului.

Stabilitatea compostului şi maturitatea acestuia sunt doi termeni utilizaţi adesea pentru a

descrie rata descompunerii şi transformării materiei organice în compost. Totuşi, în ce

priveşte aceşti termeni, chiar şi specialiştii în compostare au opinii variabile despre ceea ce

înseamnă fiecare. Literatura ştiinţifică privitoare la stabilitatea şi maturitatea compostului nu

face distincţii clare între aceste două proprietăţi [36].

Stabilitatea compostului se referă la modul în care rata energiei eliberate datorită

degradării microbiene a materiei organice este egală cu rata de pierdere a energiei în mediul

înconjurător. În aceste condiţii, temperatura compostului rămâne constantă şi egală cu cea a

ambientului. Stabilitatea compostului este strâns legată de activitatea microbiană a

compostului. Maturitatea compostului descrie calitatea acestuia [37].

Termenul „stabil” se referă în mod normal la un compost care se află într-un proces de

descompunere rapidă şi ai cărui nutrienţi sunt disponibilizaţi încet în sol. Stabilitatea este

importantă în determinarea impactului potenţial al materialului de compostat asupra

disponibilităţii azotului în sol sau în mediile de cultură (substraturi). Compostul stabil

consumă puţin azot şi oxigen şi generează puţin dioxid de carbon (CO2) sau căldură.

Compostul instabil, activ, necesită azot atunci când este aplicat solului sau este introdus în

medii de cultură. Composturile care cauzează deficienţe de azot pot fi dăunătoare creşterii

plantelor, cauzând chiar moartea acestora în unele situaţii. Dacă este depozitat impropriu şi

lăsat fără aerare, compostul instabil poate deveni anaerob şi poate genera mirosuri neplăcute.

Maturitatea reprezintă gradul sau nivelul de încheiere sau finalizare a procesului de

compostare. În cazul compostului matur, substraturile au fost descompuse suficient de bine

pentru a se produce un produs stabil. Dimpotrivă, compostul imatur poate conţine unul sau

mai mulţi compuşi inhibitori ai creşterii plantelor, poate conţine seminţe viabile, poate conţine

agenţi patogeni sau poate avea caracteristici nedorite, precum mirosul.

Este important să se cunoască cum trebuie să se evalueze maturitatea sau stabilitatea

compostului deoarece stabilitatea va afecta multe dintre proprietăţile chimice şi biologice ale

acestuia şi în final va determina modul în care va putea fi folosit compostul.

Principalele metode actuale de determinare a maturităţii compostului sunt [13]:

metodele empirice;

metodele fizice (respirometrice);

metodele chimice;

testele biologice.

Criteriile empirice de evaluare a maturităţii compostului se bazează pe simţurile olfactive.

Un produs cu origine şi vârstă cunoscută, de culoare foarte închisă, cu miros plăcut [13]

de pământ proaspăt arat, suplu la atingere, uşor friabil, în care nu se mai pot distinge materiale

de origine, va fi, cu siguranţă un compost matur. Pentru un astfel de compost nu este necesar a

fi expert pentru a recunoaşte că este matur. Din contră, în cazurile intermediare (compost

semi-matur), va exista întotdeauna o anumită îndoială şi nici un expert nu se va angaja să

ofere consiliere privind utilizarea lui fără restricţii.

36

O altă metodă de evaluare empirică a maturităţii compostului, rapidă dar mai puţin

relevantă, constă în urmărirea evoluţiei temperaturii compostului după o lejeră umezire (la 50

%) şi o aerare prin amestecarea intensă a masei de compost. Într-o astfel de situaţie, absenţa

oricărei recreşteri a temperaturii constituie un bun criteriu de stabilitate a compostului.

Totuşi, aceasta nu oferă nici o garanţie privind maturitatea lui vizavi de plante întrucât, după

cum se cunoaşte deja, fitotoxicitatea composturilor imature se prelungeşte şi după obţinerea

unui compost stabilizat şi prehumificat [13].

Metodele fizice constau în utilizarea respirometriei, ca parametru de evaluare a maturităţii

compostului ce se bazează pe principiul activităţii microorganismelor la sfârşitul fermentării.

Consumul de oxigen este foarte scăzut şi astfel producţia de CO2 este foarte redusă [13].

Diverşi autori au căutat criterii mai ştiinţifice de estimare a maturităţii compostului. Între

criteriile chimice se numără: dozarea ionilor de sulf, a substanţei organice biodegradabile

(SOB), a substanţei organice rezistente (SOR), cererea chimică de oxigen (CCO), dozarea

carbonului şi a azotului, respectiv C/N, dozarea formelor de azot mineral (amoniacal – NH3+

şi nitric – NO3-), teste cromatografice pentru hârtie [13], dozarea pH (potenţialul de oxido-

reducere) [13, 51], conductivitatea electrică, determinarea formelor carbonului (C) şi ale

azotului (N) anorganic [51]. Utilizarea unui singur parametru chimic este insuficientă pentru

determinarea cu destulă precizie a maturităţii unui compost [13]. În funcţie de tipurile de

substrat şi de procesul de compostare trebuie să se folosească două metode de determinare a

maturităţii şi stabilităţii compostului, precum asocierea între metodele fizico şi cele chimice

[51].

În ceea ce priveşte pH-ul şi sulful, aceste două dozaje relevă mai degrabă condiţiile de

aerare deficitare pe durata compostării (instalarea anaerobiozei), decât maturitatea

compostului [13].

Raportul C/N nu mai este folosit pentru a estima maturitatea compostului. În consecinţă, o

serie de alţi indicatori de maturitate au fost caracterizaţi ca fiind mult mai reprezentativi

pentru evaluarea maturităţii compostului, fiind propuşi în numeroase studii [38]. Evaluarea

stabilităţii şi maturităţii compostului nu este un lucru simplu şi, în ciuda tuturor metodelor

propuse pentru stabilirea gradului de maturitate şi stabilitate, nu se poate aplica doar una

singură ca universal-valabilă pentru toate composturile datorită varietăţii mari de materiale

folosite ca substrat [39].

Transformările biochimice ale materiei organice care au loc pe durata compostării sunt

realizate de microorganisme al căror metabolism se petrece în faza de materie solubilă în apă.

Din acest motiv, materia organică dizolvată este fracţia care conţine materii organice utilizate

ca sursă de energie, macromolecule de tipul enzimelor, polizaharidelor şi proteinelor, produse

de descompunere şi compuşi repolimerizaţi care, în cele din urmă, conferă stabilitate materiei

organice a compostului, necesară pentru aplicarea efectivă la sol. De aceea, studiul transformărilor

chimice şi biologice care se petrec în materia organică extractibilă în apă este cel mai dorit

pentru buna înţelegere a proceselor implicate şi a rolului jucat de fracţia de materie organică

solubilă în apă în atingerea stabilităţii şi maturităţii pe durata compostării deşeurilor [37, 39].

Între metodele biologice, testul fitotoxicităţii este unul dintre cele mai importante criterii

de evaluare a caracterului adecvat al materiilor organice pentru scopuri agricole. De

asemenea, testarea fitotoxicităţii substrarurilor compostării este o cale bună de evaluare a

stadiilor atinse de compost (descompunere, stabilizare etc.), ca şi condiţiile şi eficienţa

acesteia. Fitotoxicitatea a fost legată în general de prezenţa unor compuşi, precum substanţele

fenolice, acizii organici, amoniacul/amoniul şi metalele grele. Indicele de germinaţie (IG),

care combină măsurarea germinaţiei relative a seminţelor şi alungirea relativă a rădăcinilor de

37

creson (Lepidium sativum L.) a fost utilizat pe scară largă pentru evaluarea fitotoxicităţii şi a

maturităţii compostului [41, 42, 43, 44].

Ca şi în cazul compostării, şi în cazul maturităţii compostului există nu doar o definiţie.

Este bine cunoscut că maturitatea unui compost este atinsă atunci când produsul are o stare

suficientă de humificare. Humificarea fiind în esență un proces prin care materia organică

evoluează și structura moleculară se schimbă [38].

Nu există un timp fix de producere a compostului matur [2]. Durata procesului de

compostare depinde de tipul de substrat organic (gunoi de grajd, deşeuri municipale solide,

nămol de epurare etc.), de metoda de compostare şi managementul parametrilor compostării.

Astfel, procesul de compostare poate să dureze mai puţin de

trei luni sau poate dura până la doi ani.

Stabilitatea compostului se măsoară mult mai uşor decât

maturitatea şi de aceea cei care produc compost măsoară

temperatura acestuia sau respiraţia (consumul de oxigen).

Aceşti indicatori oferă informaţii despre activitatea biologică

din substrat. Când temperatura de la mijlocul grămezii de

compost se apropie de cea a mediului ambient, iar concentraţia

în oxigen rămâne mai mare de 10 – 15% timp de câteva zile,

compostul este considerat stabil, iar procesul de compostare

încheiat. Aceste măsurători trebuie să se facă atunci când

grămada de compost are cel puţin 50% umiditate.

Cel mai adesea se solicită compost matur, mai ales în producţiile horticole, care previne

imobilizarea nutrienţilor prezenţi în sol. De aceea, compostul matur este important pentru că

el nu va afecta dezvoltarea plantelor ca urmare a reducerii oxigenului sau a disponibilităţii

azotului şi/sau ca urmare a prezenţei compuşilor fitotoxici.

Totuşi, composturile imature pot avea şi efecte benefice. Spre exemplu, în agricultura

convenţională compostul instabil este folosit pentru a creşte cantitatea de materie organică din

sol. În astfel de condiţii, agricultorii nu înfiinţează culturi decât după câteva săptămâni sau nu

dau importanţă imobilizării unor cantităţi de azot din compostul instabil. În general,

compostul imatur este folosit pentru a face să crească conţinutul în materie organică al

solurilor sărace.

5.5. Managementul mirosurilor

Mirosurile neplăcute provenind de la creşterea animalelor, depozitarea dejecţiilor de la

animale, de la gropile de gunoi, de la staţiile de epurare sau de la platformele de compostare

reprezintă o problemă serioasă şi o sursă de conflict între vecini sau între cetăţeni, societăţile

care pot fi generatoare de astfel de mirosuri şi autorităţi. De altfel, mirosurile au fost cauza

închiderii unor astfel de uzine de multe ori, populaţia învecinată neputându-le suporta. În

România, gropile de depozitare a deşeurilor solide urbane sunt mari generatoare de mirosuri,

care se dispersează pe distanţe destul de mari afectând calitatea aerului în comunităţile umane.

Deşeurile organice conţin materiale bogate în substanţe proteice, substanţe hidrocarbonate

şi grăsimi, în alcătuirea cărora intră carbonul hidrogenul, oxigenul, azotul şi sulful.

Descompunerea acestor compuşi are o evoluţie secvenţială (etape şi produşi) precisă. Fiecare

categorie a acestor produşi de descompunere are numeroase subcategorii de produse

secundare, multe dintre acestea intermediind în procesul de descompunere a materiei

organice. Spre exemplu, proteinele se descompun în polipeptide care, la rândul lor, se

Cel mai prezent miros în

zonele de compostare

este cel de amoniac

(NH3), magnitudinea

volatilizării acestuia

fiind influenţată de pH-

ul substraturilor.

38

descompun în aminoacizi. În fiecare stadiu al procesului de descompunere există o varietate

de diferiţi compuşi organici, fiecare dintre aceştia având propriile caracteristici de volatilitate,

iar aceste caracteristici au şi un potenţial de a genera miros, care nu este altceva decât un gaz

chimic. Volatilitatea este tendinţa unei substanţe de a se vaporiza, care este proporţională cu

presiunea de vapori a substanţei. La o anumită temperatură, o substanţă cu o presiune de

vapori ridicată, se vaporizează mai uşor decât o substanţă având o presiune de vapori redusă.

Când un material organic se descompune, amestecul de compuşi volatili se schimbă, prin

urmare se schimbă şi amestecul de presiuni de vapori, care, la rândul lor, pot schimba

caracteristicile mirosului. Unele mirosuri sunt produse de schimbările biologice realizate de

microorganisme în compuşi, altele sunt datorate schimbărilor chimice care se petrec în

interiorul grămezii de compostare (e.g. creşterea pH-ului grămezii prin adăugarea de pudră de

lemn va determina deplasarea echilibrului dintre amoniacul gazos şi amoniul solubil în

favoarea amoniacului gazos, determinând astfel miros de amoniac). Principalii compuşi care

determină mirosuri pe durata compostării sunt cei pe bază de sulf, azot şi carbon [45].

Volatilizarea amoniacului creşte cu pH-ul, conţinutul în umiditate, viteza vântului,

concentraţia în NH3 sau temperatura [46]. Un conţinut ridicat al umidităţii (> 60%), un pH

ridicat şi temperaturi ridicate sunt, de fapt, caracteristice compostării. Dacă valorile pH cresc,

raportul dintre NH3 şi NH4 creşte, ceea ce determină rate mari de volatilizare a amoniacului

[47]. Pentru acest motiv ca şi pentru o activitate bună a microorganismelor compostării, azotul

trebuie să fie un factor limitat de nutriţie. O evaluare foarte bună a mirosurilor este foarte

dificilă întrucât compuşii organici volatili sunt foarte diversificaţi (Tabelul 5.4.) şi în foarte

mici concentraţii.

Tabelul 5.4. Natura compuşilor volatili dozaţi în cazul unei staţii de compostare a deşeurilor menajere antrenând

tulburări olfactive (după Mustin, 1987)

Acizi graşi

Alcooli

Cetone , aldehide

Compuşi azotaţi

Compuşi ai

sulfului

Gaze anorganice

Acid butiric (miros de unt rânced), propionic, valerianic ...

Alcool amilic ...

Acetonă, diacetil, aldehidă butirică, 3-hidroxibutanonă...

Piridină şi derivaţi ai aminoacizilor: putresceină, cadaverină

...

Mercaptan ...

Amoniac, hidrogen sulfurat (miros de ou clocit).

Dispersia atmosferică a diferitelor substanţe volatile pe durata compostării (vezi alte surse biblio B.)

39

În planificarea facilităţilor de compostare trebuie luate în considerare condiţiile în care se

desfăşoară procesul, prevenirea şi controlul corespunzător al mirosurilor. În practică, în cazul

în care, împotriva măsurilor de prevenţie luate, pot apare mirosuri este nevoie:

să se identifice şi să se stabilească identitatea principalei surse generatoare de

miros;

să se identifice intensitatea, frecvenţa şi caracteristicile condiţiilor meteorologice

asociate mirosurilor. Facilităţile aferente compostării vor cuprinde un „standard

de miros” peste care rezidenţii consideră că sunt afectaţi de mirosuri. Un panel

alcătuit din membrii voluntari (sau aleşi) ai comunităţii locale, care să reprezinte

nivelul de acceptabilitate al acesteia, poate judeca intensitatea mirosului şi

detectibilitatea lui la nivel rezidenţelor.

să se dezvolte limite ale emisiilor de miros in-situ bazate pe limitele maxime

admisibile ex-situ;

să se aleagă măsuri de control adecvate pentru fiecare sursă de miros [48].

Există diferite metode de limitare şi control al mirosurilor, după cum urmează:

alcătuirea corectă a grămezilor din punct de vedere al compoziţiei substraturilor şi al

dimensiunii particulelor;

realizarea unor grămezi cu o structură adecvată care să permită circulaţia eficientă a

aerului;

controlarea şi optimizarea parametrilor compostării pe toată durata procesului;

acoperirea grămezilor pentru a controla temperatura şi umiditatea;

eliminarea riscurilor de anaerobioză;

adăugarea de amendamente chimice de tipul alaunului sau al acidului fosforic

(H3PO4), care pot reduce foarte mult volatilizarea amoniacului şi care nici nu afectează

procesul de compostare în sine [47].

În prezent există mijloace moderne şi eficiente prin care se asigură derularea procesului

de compostare în condiţii sigure de limitare a transmiterii mirosului în afara ariei de exerciţiu

corespunzătoare platformei sau uzinei de compostare. Între acestea se numără tehnologiile de

acoperire a grămezilor sau compostarea în spaţii acoperite, hale speciale. Dintre aceste două

metode, utilizarea sistemelor de acoperire inteligente pare să fie mult mai adecvată, mai ales

din punct de vedere al impactului asupra sănătăţii umane.

Compostare în siloz acoperit (sistemul Gore cover), staţia de compostare Fumanya, Spania (Stan, 2010)

40

Un bun management al mirosurilor necesită timp şi costuri.

Compostarea în spaţii acoperite poate prezenta însă riscuri mai mari pentru lucrători

datorită bioaerosolilor, unii dintre aceştia putând cauza boli ale sistemului respirator, boli de

piele etc. Pentru astfel de situaţii, producătorii de compost trebuie să asigure toate măsurile,

mijloacele şi echipamentele de protecţie pentru sănătatea lucrătorilor.

5.6. Sisteme de compostare

Compostarea va avea în mod clar un rol important în procesarea unei mari părţi din

deșeurile biodegradabile, care în viitor va trebui să fie deturnate de la depozitele de deșeuri

[52]. Varietatea tehnologiilor de compostare este

mare, acest proces putând fi realizat în grădinile

private sau, cu atât mai bine, în uzine centralizate

cu tehnologie avansată [48].

Deşeurile biodegradabile care intră în

componenţa deşeurilor solide municipale

reprezintă ţinta principală a strategiilor de

management al deşeurilor şi materialele care pot face, în primul rând, obiectul compostării

datorită creşterii cantităţilor odată cu creşterea demografică şi cu nivelul de viaţă. Prima

tentativă serioasă de a utiliza compostarea pe scară largă (industrial în uzine sau staţii de

compostare) pentru a trata deșeurile municipale solide nesortate a început, în Europa, în anii

1970 și s-a extins în 1980, moment în care s-a sperat că aceste tipuri de uzine pot trata

aproximativ 35% din totalul deşeurilor municipale solide [2].

O proporţie importantă din masa deşeurilor solide generate de comunităţile urbane dar şi

rurale este materie organică ce poate fi reciclată prin compostare la scară redusă. Există

numeroase avantaje ale unei astfel de strategii de management al deşeurilor. Sume importante

de bani ar putea fi economisite dacă, deşeurile organice (e.g. iarba tăiată din spaţiile verzi,

deşeurile verzi din grădini, hârtia care nu poate fi reciclată altfel etc.), produse la nivelul

gospodăriilor sau al micilor întreprinderi, ar fi compostate şi nu eliminate în gropi de

depozitare alături de alte tipuri de deşeuri sau incinerate. Evaluarea costurilor gropilor de

Colectarea selectivă a deşeurilor

organice asigură eficienţă în

organizarea şi realizarea

compostării deşeurilor organice.

Compostare în siloz acoperit (sistemul Gore cover), staţie de compostare în Austria (Stan, 2010)

41

depozitare, a costurilor incineratoarelor, a costurilor efectelor negative asupra mediului

înconjurător ca urmare a depozitării necontrolate sau a arderii în câmp etc., ar putea fi

determinante în adoptarea acestei tehnologii la scară mică. Compostul obţinut ar putea fi

folosit ca amendament sau îngrăşământ organic pentru solul din spaţiile verzi şi grădini.

Condiţia esenţială pentru ca procesul de compostare să fie realizat cu succes este

„colectarea selectivă a deşeurilor” organice. Nu trebuie ca masa de deşeuri organice, care vor

alcătui substratul în vederea compostării, să conţină materiale ce nu pot fi biodegradate,

materiale biodegradabile dar necorespunzătoare din punct de vedere al dimensiunilor, deşeuri

organice care pot dăuna procesului de compostare şi calităţii compostului (oase, materii

vegetale contaminate cu diferiţi agenţi patogeni, rizomi ai unor plante etc.).

Adoptarea tehnologiei compostării în sistem gospodăresc, de către membrii unei

comunităţi, în special rurale dar şi urbane, dacă este vorba despre locuinţe individuale, cu

grădini, se poate face foarte uşor, fără să necesite o planificare prealabilă, ci doar un minimum

de mijloace (e.g. coşuri sau ţarcuri de o anumită dimensiune, în funcţie de cantitatea de

deşeuri organice pe care o poate produce familia pe parcursul unui an).

În cazul adoptării tehnologiei compostării în sistem centralizat, în scopul reciclării

deşeurilor organice produse la nivelul unei comunităţi mari, trebuie să se realizeze în baza

unei strategii de management şi a unei foarte bune planificări prin care să se decidă ce tip de

program ar putea fi adoptat în funcţie de caracteristicile localităţii. Aceasta deoarece fiecare

comunitate dispune de propriile posibilităţi financiare, caracteristici climatice, pedologice,

socio-economice, demografice, caracteristici referitoare la modul de folosinţă a terenurilor

etc. Nu se poate vorbi despre o formulă universal-valabilă privind includerea compostării într-

un plan de management integrat al deşeurilor. Acest lucru trebuie să reprezinte rezultatul unei

decizii bazate pe studiu de caz pentru fiecare comunitate sau regiune. Fundamentarea

temeinică a unei astfel de decizii nu este pierdere de timp, ci bună organizare ulterioară,

economii, eficienţă şi rezultate de calitate.

Obiectivele tipice ale unui program ce include compostarea sunt:

reducerea cantităţilor de deşeuri depozitate sau incinerate;

devierea anumitor tipuri de materiale din fluxul de deșeuri municipale solide;

conformitatea cu reglementările statului sau cu cele locale sau cu obiectivele de

recuperare;

Coşuri şi cutii de compostare în sistem gospodăresc (sursa: [53])

42

oferirea unei opțiuni practice de management pentru o singură comunitate sau pentru o

regiune mai mare [48].

Cele mai folosite metode de compostare sunt: compostarea în grămezi descoperite sau

acoperite, aerate manual sau mecanic; compostarea în grămezi statice cu aerare forţată;

compostarea în spaţii acoperite cu aerare forţată; compostarea în containere etc. [7, 24, 44, 54,

55, 56].

Compostarea în grămezi descoperite sau acoperite. Este cea mai cunoscută metodă sau

tehnologie de compostare şi poate fi aplicată unei varietăţi mari de deşeuri, care sunt aşezate

în grămezi pe suprafeţe de teren special destinate sau pe platforme betonate cu posibilităţi de

colectare a levigatelor. Compostarea în grămezi aşezate pe sol poate fi utilizată în

gospodăriile individuale dar trebuie să se evite datorită riscurilor de poluare. Platformele de

beton sunt obligatorii în cazul compostării industriale.

Înălţimea grămezilor variază de la aproximativ 1 m pentru materialele dense precum

gunoiul de grajd până la aproximativ 3,5 m pentru materialele mai puţin dense precum

frunzele. Lăţimea grămezilor variază de la 1,5 la 6 m, cu forma determinată de echipamentul

folosit pentru realizarea grămezilor, dacă procesul se realizează mecanizat.

Durata procesului de compostare în aceste condiţii poate fi cuprinsă între 12 şi 20 de

săptămâni până la finalizare şi constă în formarea de amestecuri de substrat care se aşează în

grămezi lungi, trapezoidale, care sunt remaniate sau amestecate manual sau mecanic în mod

regulat pentru asigurarea aerării.

Compostarea în grămezi descoperite are însă efecte nedorite asupra mediului înconjurător,

fiind în primul rând generatoare de mirosuri specifice, care nu pot fi controlate, dar şi asupra

lucrătorilor. Prin urmare, utilizarea ei nefiind sigură, este din ce în ce mai restrânsă în ţările în

care exigenţele privind mediul înconjurător şi sănătatea oamenilor sunt foarte mari.

Grămezile statice cu aerare forţată (acoperite şi neacoperite). Materialul este aşezat sub

forma unei grămezi cu secţiune transversală trapezoidală pe un sistem tubular prin care poate

circula aerul, care se poate răspândi în interiorul grămezii ca urmare a porozităţii materialului.

Aerul poate pătrunde forţat, suflat în sus (pozitiv) sau tras în jos (negativ). Aerarea negativă

dă posibilitatea ca aerul ieşit să poată fi tratat prin intermediul unui biofiltru pentru a elimina

mirosurile (Figura 5.6.).

Compostare în grămadă descoperită, staţia Fervosa, Spania (Stan, 2010)

43

Odată ce grămada este formată, nu va necesita agitare sau răsturnare, iar asigurarea

pătrunderii uniforme a aerului şi realizarea unei distribuţii corespunzătoare a acestuia permite

reducerea perioadei de compostare până la cca. 3 – 5 săptămâni. Agitarea materialului nu se

petrece decât dacă se combină două grămezi sau atunci când se face mutarea materialului

pentru perioada de “vindecare”. În general, grămezile cu aerare forţată nu sunt supuse

reamestecării frecvente. Prin urmare, grămezile statice aerate sunt utilizate în principal, în

prezent, pentru compostarea biosolidelor (nămolul de epurare) sau a materiilor cu consistenţă

și omogenitate similare.

Amestecarea (remanierea) grămezii de compost în vederea aerării, [57]

Utilaj pentru amestecarea grămezii de compost, [58]

Figura 5.6. - Schema de principiu a unei grămezi de compostare cu aerare forţată negativă, cu biofiltru

(Stan, 2013, cf. alte surse biblio C. )

44

Această metodă reduce considerabil timpul de compostare, respectiv 1-2 luni. Aerarea

continuă permite menţinerea grămezii în condiţii de aerobioză şi reducerea considerabilă a

mirosurilor. În cazul apariţiei unor mirosuri ca urmare a aerării forţate, acestea vor fi tratate

uşor de biofiltru.

â

Compostarea în spaţii acoperite. Compostarea acoperită se referă la un grup de sisteme

de compostare, care cuprinde tehnologii noi de acoperire cu prelate confecţionate din textile

speciale, cu membrane semipermeabile (Figura 5.7.) de tipul, spre exemplu, GORE® Cover,

precum şi hale închise şi dotate cu sisteme de aerisire sau containere.

Sistemele acoperite sunt destinate să creeze condiţii optime pentru microorganismele

compostării, asigurând totodată procesului un control eficient, mai ales în privinţa mirosurilor

pe durata descompunerii materiilor organice. La fel ca în toate procesele de compostare,

Grămadă statică neacoperită, cu aerare forţată, [59]

Grămadă statică acoperită, cu aerare forţată, [60]

45

asigurarea aerului către toate materialele de compostat este un factor cheie în determinarea

eficienţei procesului. Acesta se asigură în general prin ventilaţie în sisteme tubulare.

Fiecare dintre cele trei sisteme de compostare în spaţii închise are avantaje şi dezavantaje,

în special legate de costuri. Totuşi, efectele pozitive pe care le au asupra mediului

înconjurător sunt foarte mari, iar eficienţa lor în realizarea unui compost de calitate este, de

asemenea, mare.

Celulă de compostare de tip „siloz”, în spaţiu acoperit, cu aerare pozitivă şi sistem de acoperire a celulei

GORE® Cover, Austria (Stan, 2010)

Tehnologia nouă de acoperire GORE® Cover, Austria (Stan,2010)

46

Vermicompostul. Vermicompostarea nu se practică la scară largă. Se poate spune că ea

este o tehnologie specifică agriculturii ecologice şi celei biodinamice. În plus,

vermicompostarea este tehnologia de tratare a deşeurilor organice care poate fi cel mai uşor

transmisă copiilor. Dată fiind curiozitatea acestora şi uşurinţa lor de a relaţiona cu

organismele vii, oricare ar fi ele, învăţarea acestei tehnologii devine o plăcere şi sădeşte în ei

primele aptitudini şi cunoştinţe în legătură cu gestionarea materiei organice în vederea

protecţiei mediului înconjurător.

Vermicompostarea este un proces bio-oxidativ netermofilic, care implică viermi şi

microorganismele asociate acestora. Acest proces biologic de descompunere a deșeurilor

organice are ca rezultat biofertilizantul denumit vermicompost [62]. Vermicompostul este

bogat în NKP (azot 2-3%, potasiu 1,85-2,25% şi fosfor 1,55-2,25%), micronutrienţi,

microorganisme benefice solului şi, de asemenea, conţine hormoni de creştere pentru plante şi

enzime [63, 64]. El poate fi utilizat pentru bioremedierea solurilor cu probleme, în special a

solurilor acide, datorită pH-ului aproape neutru spre alcalin şi datorită posibilităţii de a bloca

aluminiul labil [65].

Râmele sunt capabile de a transforma gunoiul în "aur". Charles Darwin a descris râmele

ca "neașteptaţi soldați ale omenirii ", iar Aristotel le-a numit "intestinul pământului", deoarece

acestea ar putea digera o mare varietate de materiale organice [66].

Viermii de pământ epigeici includ speciile Eisenia foetida, Lumbricus rubellus, L.

castaneus, L. festivus, Eiseniella tetraedra, Bimastus minusculus, B. eiseni, Dendrodrilus

rubidus, Dendrobaena veneta, D. octaedra. Viermii de pământ endogeici sau hipogeici sunt

viermi de dimenisiuni mici şi mari, cu corp slab pigmentat, ciclul de viață cu durată medie,

moderat toleranţi la perturbații, forme extinse orizontal, sunt geofagi şi se hrănesc cu materie

organică în suspensie și cu sol. Ei aduc schimbări profunde în structura fizică a solului și pot

utiliza eficient energia solurilor sărace, prin urmare, pot fi folosiţi pentru îmbunătățirea

solului. Viermii endogeici includ specii precum Aporrectodea caliginosa, A. trapezoides, A.

rosea, Millsonia anomala, Octolasion cyaneum, O. lacteum, Pontoscolex corethrurus,

Allolobophora chlorotica şi Aminthas sp. [62].

Tehnologia vermicompostării se bazează, aşadar, pe utilizarea proprietăţilor viermilor de

pământ, care sunt cunoscuţi ca agenţi biologici cheie în procesul de degradare a materiilor

organice. Rolul acestora este bine cunoscut de fermieri încă de foarte mult timp. Râmele sunt,

de altfel, viermii cei mai bine recunoscuţi datorită efectului lor benefic pentru pământ.

Figura 5.7. Membrana semipermeabilă

caracteristică tehnologiei GORE®

Cover (cf. sursă bibliografică D.)

47

Vermicompostarea se poate realiza în containere sau în spaţii amenajate, care să permită

menţinerea viermilor de pământ în interiorul masei de substrat organic supus procesului.

Ţările dezvoltate, datorită cantităţilor mari de deşeuri, folosesc tehnologii de compostare

prin care se urmăreşte, aşa cum s-a menţionat mai sus, creşterea eficienţei compostării odată

cu asigurarea obţinerii unui produs de calitate. Invers, în majoritatea țărilor în curs de

dezvoltare, materia organică biodegradabilă din deșeuri este aruncată în aer liber, supusă

degradării aerobe sau anaerobe. Aceste metode neinginereşti permit materiei organice fine să

se amestece cu apa din precipitaţii alcătuind levigate, care vor polua solul prin percolare

ajungând să contamineze apa freatică.

Prin valorificarea vermitehnologiei, trecerea de la nutriția chimică la bio-nutriţie poate fi

rapidă, fără o pierdere semnificativă a producţiilor. Acest lucru ajută în gestionarea terenurilor

fără a afecta procesele ecologice [66].

5.7. Compostarea nămolurilor de epurare

Ca şi gunoiul de grajd, nămolurile de epurare constituie o sursă complexă de elemente

nutritive pentru plante şi contribuie la îmbunătăţirea proprietăţilor fizice şi chimice ale

solurilor. În general nămolurile de epurare se pot administra pe sol în mod asemănător

gunoiului de grajd.

Compostarea nămolurilor de epurare prezintă unele particularităţi faţă de compostarea

altor tipuri de deşeuri organice datorită provenienţei lor şi datorită caracteristicilor fizice,

chimice şi biologice.

Tratarea sau epurarea apelor uzate are drept obiectiv reducerea încărcăturii poluante pe

care acestea o vehiculează astfel încât să se redea mediului acvatic o apă de calitate, care să

nu afecteze echilibrele naturale şi utilizările sale viitoare (pescuit, agrement, alimentaţie,

utilizare agricolă sau industrială etc.).

Nămolurile de epurare sunt produse ce rezultă de la tratarea apelor uzate. Având în vedere

că volumul de reziduuri/deşeuri industriale şi umane sunt în creştere, municipalităţile şi

agenţiile guvernamentale din întreaga lume sunt puse în situaţia obligatorie de a găsi metode

durabile pentru eliminarea acestora în mediul înconjurător. Numeroase ţări dezvoltate au

Vermicompostarea (cf. sursă bibliografică E.)

48

încetat să mai practice deversarea acestora în apele marine, iar în prezent metodele folosite se

referă în special la aplicarea lor pe terenurile agricole, compostarea şi utilizarea composturilor

din nămoluri de epurare ca material fertilizant pentru culturile horticole sau ca sursă de

materie organică şi nutrienţi pentru terenurile agricole.

În cazul nămolurilor de epurare, procesul de compostare constă în a amesteca aceste

materiale reziduale cu un agent de volum (ex.: talaşi de lemn, rumeguş, scoarţă de copaci

tocată, paie de cereale etc.) înainte ca aceste materiale să fie capabile să înceapă

descompunerea aerobă de-a lungul câtorva săptămâni [68].

Numeroase materiale pot fi folosite ca substrat în procesul de compostare a nămolurilor

de epurare. În funcţie de disponibilitatea acestor materiale utilizate ca agenţi de volum ca şi de

tipul nămolului de epurare, de-a lungul timpului au fost folosite diferite metode de

compostare. Compostul poate fi produs plecând de la nămol de epurare presat şi deşeuri verzi

şi lemnoase [10] sau de la un amestec de rumeguş de lemn (17%), nămol de epurare (21%) şi

deşeuri municipale (62%) [69]. Rumeguşul şi talaşii de lemn oferă condiţii ideale ca agenţi de

volum [56].

Rumeguşul de lemn previne formarea masivelor de material ceea ce permite ameliorarea

porozităţii şi a circulaţiei aerului în grămada de compost. De asemenea, rumeguşul contribuie

cu numeroşi macro- şi micro- nutrienţi la mixtura de compost. Aspectele negative ale

aportului de rumeguş sunt legate de o conductivitate electrică ridicată (CE), de prezenţa

dioxinei şi de raportul C/N. Toate acestea necesită urmărirea atentă în timpul procesului de

compostare şi luarea măsurilor corespunzătoare [70].

Co-compostarea nămolurilor de epurare deshidratate stabilizate anaerob, reziduuri solide,

cu fracţiunea organică a deşeurilor municipale solide face să crească conţinutul în substanţe

humice în produsul final. Nămolurile de epurare deshidratate, stabilizate anaerob, reziduuri

solide, sunt suple şi se pretează la tratarea prin compostare datorită raportului mic C/N.

Conţinutul în materie organică al nămolului de epurare este mic (45,10% şi 24,10%,

respectiv), faţă de fracţiunea organică a deşeurilor municipale solide. Din această cauză, este

necesară co-compostarea fracţiunii organice a deşeurilor municipale solide care au conţinuturi

mari în materie organică, substanţe humice, raport C/N, lignină şi celuloză faţă de nămolurile

de epurare [20]

Alte materiale, precum zeoliţii naturali (clinoptilolit) sunt folosite ca agenţi de volum

deoarece sunt capabile să crească porozitatea substratului şi să amelioreze procesul de

compostare şi biodegradarea materiei organice. Compostarea poate concentra (Cr, Mn, Ni,

Pb, Zn) sau dilua (Cu, Fe), metale grele prezente în nămolul de epurare. Zeolitul natural are

capacitatea de a schimba sodiul şi potasiul. Crescând conţinutul în zeolit, concentraţia tuturor

metalelor grele din compost scade şi concentraţia în sodiu şi în potasiu creşte [20].

Materiile vegetale reziduale bogate în substanţe celulozice (paie, frunze uscate, vreji şi

alte resturi vegetale), folosite ca agenţi de volum pentru compostarea nămolului de epurare,

sunt foarte uşor descompuse şi mineralizate de microorganismele din sol, iar solul rămâne

sărac în carbon organic. Cercetările recente sugerează folosirea unor agenţi de volum bogaţi

în lignină, precum rumeguşul de lemn sau chiar talaşii şi tocătura de lemn provenind de la

tăierea arborilor. Aceasta pentru a permite sechestrarea carbonului în sol pentru a-l transforma

în suport nutritiv pentru microorganisme şi suport organic pentru diferiţi compuşi care se pot

combina cu materia organică, iar în felul acesta diminuându-se riscurile de levigare. Cercetări

efectuate în ţara noastră au pus în evidenţă valoarea rumeguşului ca agent de volum pentru

compostarea nămolului de epurare, care capătă o mult mai bună omogenitate şi capacitate de

aerare pe durata compostării. Pe de altă parte, compostul din nămol de epurare şi rumeguş

ameliorează proprietăţile fizico-chimice ale solului [71, 72].

49

5.7.1. Probleme privind calitatea compostului

Teste empirice, bazate pe reducerea mirosurilor, culoarea neagră a amestecului şi

temperatura constantă apropiată de cea a mediului înconjurător, sunt asociate stării de

maturare a compostului dar, ele nu sunt suficient de precise [56]. Efectele cele mai dăunătoare

determinate de aplicarea unui compost imatur pot fi evitate prin urmărirea procesului de

compostare până în momentul stabilizării materiei organice [72,73].

Omogenitatea amestecului este esenţială pentru o bună compostare şi o dezinfecţie

adecvată. Astfel, grămada de material va fi supusă temperaturilor ridicate pentru a se putea

distruge patogenii. În plus materialul poate să rămână în anaerobioză şi să producă mirosuri.

Umiditatea, temperatura şi aerarea afectează procesul de compostare; controlul acestora este

esenţial pentru dezinfectare şi distrugerea patogenilor. Compostarea curată trebuie să

determine eliminarea acestor organisme [74].

Conţinutul în Coliformi fecali se poate reduce la minimum după 100 de zile de

compostare. Pentru bio-solidele active (nămol de epurare nestabilizat), metoda de compostare

fără aerare pare să nu fie eficientă. Raportul CSA/NT (carbon solubil în apă/azot total) pare să

fie mult mai util pentru a estima maturitatea compostului şi ar putea să înlocuiască raportul

tradiţional COT/NT (carbon organic total/azot total), recomandat curent [56].

La începutul ciclului de compostare aerobă, numărul bacteriilor mezofile poate fi între 8,5

x 108 şi 5,8 x 10

9 bacterii/g S.U. (materie uscată). După a 6-a săptămână acest număr scade

foarte clar şi atinge 1,8 x 107 bacterii/g S.U. În a 9-a săptămână (estimarea numărului de

micro-organisme este făcută după metoda Numărului cel Mai Probabil - NPP). Numărul de

actinomicete rămâne stabil până în a 3-a săptămână a compostării (4,5 x 106 celule/g S.U.) şi

scade considerabil în timpul fazei termofile (6,3 x 103 celule/g S.U.). Această scădere devine

mai pronunţată la sfârşitul fazei termofile (2,6 x 103 celule/g S.U.) (Hassen şi col., 2001).

Numărul mediu de Coliformi fecali poate fi de 2,5 x 107 bacterii/g S.U. la începutul

procesului de compostare şi poate scade considerabil, la 7,9 x 107 bacterii/g S.U. în timpul

fazei termofile. Această scădere este probabil rezultatul temperaturilor ridicate (60 – 65°C) şi

al condiţiilor nefavorabile din timpul fazei termofile. În orice caz, o nouă fază de reîncepere a

creşterii micro-organismelor poate apare în a 9-a săptămână [31].

Numărul de Escherichia coli are o evoluţie asemănătoare ca şi cel de Coliformi fecali.

Faza de igienizare este marcată de o scădere importantă a numărului de E. coli (2 x 107 la 3,1

x 103 bacterii/g S.U.). Sfârşitul ciclului de compostare poate fi marcat printr-o uşoară creştere

a E. coli (2 x 104 bacterii/g S.U.) [31]. E. coli vor fi inactivate în bălegarul de bovine, în

nămolul de porc şi în paiele de cereale (componente ale grămezii de bălegar de bovine) dacă

acestea vor fi menţinute mai mult de 2 ore la 55°C [25].

Temperatura în aria de eşantionare (luare a probelor) din grămadă atinge 35°C şi aceasta

coincide cu cel mai mare număr de bacterii şi Coliformi fecali totali. Aceasta arată că procesul

de compostare nu va inactiva Coliformii şi patogenii, precum E. coli O157 şi Salmonella sp.

la temperaturi mezofile [25].

Streptococii fecali sunt mai rezistenţi la diferiţi factori de mediu decât Coliformii fecali.

După Hassen şi col., 2001 numărul de Streptococi fecali a arătat o scădere distinctă de 107 la

1,5 x 103 bacterii/g S.U. în timpul fazei termofile. Spre sfârşitul ciclului de compostare poate

apare o uşoară creştere a Streptococilor care atinge 3,9 x 104 bacterii/g S.U. Speciile de

Salmonella dispar spre cea de-a 25-a zi, repede după ce temperatura atinge 55°C şi ele nu vor

mai fi găsite mai târziu în compost. Două specii au fost găsite în deşeurile menajere (S.

enteritidis şi S. hadar) şi 5 specii (S. braenedrup, S. corvallis, S. menchen, S. newport, S.

virchow) au fost detectate în a 3-a săptămână a ciclului de compostare [31].

50

Distrugerea termică a bacteriilor patogene (ex. : E. coli O157) poate fi dependentă de alţi

factori decât temperatura, spre exemplu conţinutul în umiditate, concentraţia în amoniu liber,

durata tratamentului termic şi prezenţa altor microorganisme care pot ameliora sau inhiba

inactivarea patogenilor [25].

Pentru ca nămolul de epurare să fie considerat igienic, valoarea pragului pentru ouăle de

nematozi paraziţi trebuie să fie < 3/10 g S.U. ouă de nematozi viabili. De aceea, în cazul a 4

tratamente, digestia aerobă termofilă, compostarea, tratarea termică şi stocarea nămolului de

epurare tratat cu 62% var, nu s-au detectat ouă viabile de nematozi. Digestia aerobă mezofilă,

stabilizarea mezofilă, tratarea cu 26% sau 25% var şi stocarea nămolului de epurare

deshidratat nu conduc la producerea unui nămol de epurare igienizat [75].

Adăugarea varului determină o remarcabilă inhibare a creşterii bacteriilor mezofile în

timpul fazei termofile şi în faza de răcire. Acest efect de inhibare este mai puţin evident în

faza de maturare [75].

În compostul din nămol urban ouăle de helminţi au fost detectate în toate eşantioanele

analizate cu o concentraţie medie de 40,8 ouă/100 g S.U. În cadrul familiei Cestoda,

subfamilia Hymenolepididae deţinea 5,9% şi Taenidae 0,9%. În ceea ce priveşte Nematoda,

69,3% din ouă aparţineau familiei Ascarididae (Toxocara, 43%, Ascaris, 25%, Ascaridia,

1,3%), 22% Trichuridae (Trichuris, 7,3%, Capillaria, 14,7%) şi o mică proporţie (0,46%)

Oxyuridae şi Enterobius [77].

5.8. Avantajele şi dezavantajele compostării

Compostarea dejecţiilor de la animale, a deşeurilor municipale solide, a nămolului de

epurare sau a altor tipuri de deşeuri organice prezintă o serie de avantaje şi dezavantaje. În

ceea ce priveşte avantajele, se poate vorbi foarte mult dat fiind că literatura în domeniu oferă

numeroase informaţii rezultate din practică şi din cercetarea ştiinţifică. Totuşi, în acest

subcapitol vor fi prezentate doar o serie de avantaje relevate foarte frecvent de literatură.

Compostarea controlată permite asigurarea condiţiilor de siguranţă pentru transportul şi

depozitarea produsului final, adaugă valoare produsului, deoarece compostul este mai

concentrat și mai uniform decât gunoiul de grajd [5] sau deşeurile organice din care provine.

Compostarea permite împrăştierea uşoară şi astfel distribuţia uniformă în sol a compostului,

ceea ce conduce la absența agenților patogeni și a semințelor de buruieni. De asemenea,

compostul poate fi folosit ca îngrășământ pentru ghivece și ca bază pentru substraturi cu mai

puţin sol [5].

În general, avantajele compostării se poate rezuma la:

eliminarea patogenilor şi a seminţelor de buruieni;

stabilizarea microbiană;

reducerea volumului şi a umidităţii;

îndepărtarea şi controlul mirosurilor;

depozitare, transport şi utilizare uşoare;

producerea unui bun fertilizant sau substrat [5].

Din punct de vedere agronomic, compostarea prezintă numeroase avantaje care se referă

la:

îmbunătăţirea proprietăţilor solului;

ameliorarea nutriţiei plantelor şi creşterea producţiilor acestora;

suprimarea patogenilor plantelor cultivate;

protecţia solului împotriva poluanţilor.

51

Există o legătură foarte importantă între proprietăţile solului şi conţinutul său în materie

organică. De aceea, unul dintre cele mai importante avantaje ale compostării este valoarea

adăugată a materiei organice din compost şi contribuţia acesteia la creşterea materiei organice

a solului, care conduce la ameliorarea structurii acestuia, la reducerea compactării şi a

formării crustei la suprafaţă, ameliorarea capacităţii pentru apă etc. (Tabelul 5.5) [69, 78, 79].

Densitatea aparentă a solului scade ca urmare a aportului de materie organică [80] (Tabelul

5.6.) [81].

Tabelul 5.5. – Câteva proprietăți fizice ale solurilor netratate și tratate cu compost

a (Aggelides și colab., 2000)

Amestecuri de sol şi

compostb

Conductivitatea

hidraulică (m h-1

)

Densitatea aparentă

(g cm-3

)

Porozitatea totală

(cm3 cm

-3)

Sol argilos + c0

Sol argilos + c75

Sol argilos + c150

Sol argilos + c300

Sol lutos + c0

Sol lutos + c75

Sol lutos + c150

Sol lutos + c300

0.083

0.110

0.127

0.162

0.038

0.059

0.075

0.102

1.37

1.20

1.13

1.10

1.12

1.05

0.98

0.94

0.418

0.464

0.531

0.555

0.585

0.617

0.635

0.643 aProbe luate în decembrie 1995. bc0, c75, c150, c300 reprezintă dozele de compost, respectiv 0, 75, 150 şi 300 m3 ha-1.

Aplicarea compostului contribuie, de asemenea, la stabilizarea structurală a solului şi

la reducerea pierderilor de sol [81], iar odată cu creşterea cantităţii de materie organică în sol,

ca urmare a aplicării compostului, creşte şi biomasa microbiană a solului [80].

Compostul ameliorează, de asemenea, fertilitatea solului, în special prin creşterea materiei

organice din sol care activează microorganismele, iar compostul din dejecţii de la animale

este interesant în mod deosebit datorită conţinuturilor sale ridicate în azot şi fosfor [82].

Dejecţiile de la animale compostate pot constitui o sursă alternativă de fertilizare în

agricultura ecologică, unde fertilizanţii chimici sunt interzişi [34].

Tabelul 5.6. -Valori medii ale densităţii aparente, conductivităţii hidraulice saturate şi ale carbonului organic

[81]

Tratament Densitatea aparentă

(g/cm3)

Carbonul organic

(%)

Conductivitatea

hidraulică

mm/h

Control 1,41 1,34 3,9

Standard compost* 1,35 1,63 6,9 * compost pregătit după o tehnică specială a fermierilor germani „bäuerlicher Mischkompost” (compost rural).

Folosirea compostului în controlul patogenilor este un rezultat înregistrat şi raportat de

numeroşi autori [83, 84, 85, 86, 87]. Diferiţi patogeni au fost suprimaţi ca urmare a capacităţii

compostului (Tabelul 5.7).

Beneficiile materiei organice pentru mediul înconjurător, ca urmare a aportului de

compost sunt legate de sechestrarea carbonului, care contribuie la reducerea încălzirii globale,

adsorbţia metalelor grele, adsorbţia şi degradarea microbiologică a compuşilor fitotoxici

precum pesticidele, diminuarea proceselor de eroziune etc.

Matricea compostului şi compostul în sine reprezintă surse bogate în microorganisme

(e.g. bacterii, actinomicete, fungi lignolitici etc.) capabile să degradeze substanţele

xenobiotice. Aceste microorganisme pot, de asemenea, să biotransforme poluanţii în substanţe

52

mai puţin toxice și/sau să blocheze poluanţii în matricea organică, reducând astfel

biodisponibilitatea acestora [89].

Tabelul 5.7.- Patogeni despre care s-a raportat că sunt sensibili la aţiunea supresivă a compostului

Patogeni / plantă Referinţe

Pythium ultimum/sfeclă şi fasole

Rhizoctonia solani/mazăre

Rhizoctonia solani/castraveţi

Venturia inaequalis/măr

Fusarium oxysporum f. sp. Lini

Verticillium dahliae/vinete

Rhizoctonia solani/conopidă

Rhizoctonia solani/pin

Phytophtora nicotianae/roşii

Phytophtora cinnamomi/lupin

Cylindrocladium

spathiphylli/spathiphyllum

Fusarium oxysporum/flax

Schueler et al., 1989 [83].

Schueler et al., 1989 [83].

Trillas et al., 2006 [85].

Cronin et al., 1996 [84].

Termorshuizen et al., 2006 [87].

Cotxarrera et al., 2002 [86]; Termorshuizen et al.,

2006 [87].

Termorshuizen et al., 2006 [87]; Gaag, van der et

al., 2007 [88].



Termorshuizen et al., 2006 [87]; van der Gaag et al.,

2007 [88].

Termorshuizen et al., 2006 [87]; van der Gaag et al.,

2007 [88].


În ceea ce priveşte dezavantajele, multe dintre ele sunt legate de costurile pe care le

implică tehnologia compostării:

costuri ridicate cu instalarea şi managementul;

asigurarea necesarului de agenţi de volum;

asigurarea de suprafeţe întinse pentru depozitare şi operare.

Compostarea ar trebui astfel să fie văzută ca o tehnologie care produce valoare adăugată

realizând un produs de înaltă calitate pentru utilizări multiple în agricultură [5].

53

6

Tratarea anaerobă a deşeurilor organice

6.1. Introducere

Fermentarea metanică este un proces biologic de degradare a materiei organice (Figura

6.1.) în mediu anaerob, care este însoţit de obţinerea unui amestec gazos combustibil (CO2 +

CH4 + H2O) saturat în apă [1] şi producerea unui material de tipul compostului (digestat, fr.1),

bogat în nutrienţi, care este compus dintr-o parte lichidă numită „lichior” şi o parte solidă

alcătuită dintr-un material fibros [2]. Biogazul obţinut este un combustibil natural şi

regenerabil [1].

Biogazul rezultat din procesul de tratare anaerobă a deşeurilor conţine, în mod obişnuit,

60% metan (CH4). Metanul este un gaz al cărui efect de seră este de 21 de ori mai mare decât

cel al dioxidului de carbon (CO2). În condiţii naturale de descompunere, metanul se eliberează

în atmosferă. Deci, utilizarea tehnologiei de digestie anaerobă cu producere de biogaz nu doar

deplasează generarea de metan într-un spaţiu ce permite recuperarea acestuia dar ajută la

reducerea emisiilor naturale de gaze cu efect de seră [2].

Digestia sau fermentarea anaerobă este una dintre cele mai importante metode de tratare a

dejecţiilor provenind de la creşterea animalelor (gunoi de grajd, nămol etc.) dar şi a altor

tipuri de deşeuri organice (e.g. nămolul rezultat de la epurarea apelor uzate). Folosirea

fermentării anaerobe pentru tratarea deşeurilor este foarte prezentă în Asia, China şi India

având câteva milioane de mici staţii de producere a biogazului. Utilizarea acestei tehnologii în

tratarea deşeurilor la scară largă, depinde foarte mult de existenţa unei politici-cadru prin care

să se creeze un mediu corespunzător promovării tehnicii de utilizare durabilă a surselor de

energie regenerabilă [4].

1 Termenul digestat nu este cuprins în Dicţionarul Explicativ al Limbii Române. De aceea, în paranteză a fost introdus ca

provenind din limba franceză (fr.). Acest termen însă, are o foarte mare relevanţă în privinţa definirii produsului ce rămâne

după obţinerea biogazului. Folosirea denumirii de compost nu este nepotrivită neapărat dar aceasta este asociată, în general

tratării aerobe a deşeurilor organice, respectiv compostării.

Figura 6.1. – Schema de principiu a unui sistem de tratare anaerobă a dejecţiilor de la fermă [2]

54

6.2. Istoric şi evoluţie

Descoperirea metanizării apare datată la anul 1776 atunci când A. Volta (fizician italian),

pe parcursul unei plimbări, constată eliberarea unui gaz dintr-o mlaştină. După studierea

fenomenului şi realizarea mai multor experienţe, el pune în evidenţă faptul că acel „gaz de

mlaştină” este inflamabil. Mai târziu (1787), A.L. Lavoisier (chimist, filozof şi economist

francez) dă numele de „gaz hidrogenium carbonatum” dar termenul de „metan” a fost propus

mult mai târziu (1865) şi confirmat în anul 1892 de un congres internaţional de nomenclatură

chimică. În acest timp, prezenţa acestui gaz a fost pusă în evidenţă şi în alte locuri (e.g.

grămezile de gunoi de grajd, ...), iar originea sa a fost atribuită activităţii microbiene. La

începutul secolului XX, prima instalaţie de producere a gazului metan a fost pusă în funcţiune

la Exter, în Marea Britanie, ea permiţând iluminarea străzilor oraşului. Dezvoltările moderne

ale metanizării au avut la bază rezultatele lucrărilor lui K. Imhoff asupra nămolurilor de

epurare urbane şi cele ale lui Ducellier asupra dejecţiilor de la animale [5].

În ultimele decenii, procesul de digestie anaerobă s-a răspândit foarte mult în Europa

pentru tratarea fracţiei organice a deşeurilor municipale solide [6] atât ca urmare a

implementării Directivei 1999/31/CE dar şi ca urmare a unei noi percepţii asupra resurselor

regenerabile de energie.

La nivel mondial, capacitatea instalată pentru producerea de biogaz va creşte între 2012 şi

2016 de la 4.700 MWel2 la 4.700 Mwel, ceea ce înseamnă o creştere de 60% în numai cinci

ani. De asemenea, se aşteaptă ca numărul uzinelor/instalaţiilor de producere a biogazului să

crească de la 9.700 la 13.500 în aceeaşi perioadă. Principala motivare a acestei creşteri este

dată de susţinerea politică a energiilor regenerabile, care este în creştere în întreaga lume ca

urmare a schimbărilor climatice globale. Totodată, existenţa a nenumărate surse de materiale

ce pot fi folosite pentru producerea biogazului. Din ce în ce mai multe ţări creează cadrul

condiţiilor necesare pentru o creştere rapidă a industriei biogazului. Europa tinde să rămână,

în această evoluţie a lucrurilor, cea mai dinamică piaţă din lume [8].

6.2. Condiţii de aplicare a digestiei anaerobe

De o manieră generală, deşeurile organice includ dejecţiile de la animale, resturile

vegetale ale culturilor, deşeurile rezultate de la procesarea alimentelor, nămolurile de epurare

2 MW el (en): megawatt electrical output; unitate de măsură a cantităţii de energie electrică rezultată dintr-o uzină de

producere a energiei electrice [7] (e.g. instalaţie de producere a biogazului).

„Compost” (digestat) rezultat în urma producerii biogazului Douard, 2012 [4]

55

şi deşeurile având în componenţa lor o fracţie organică, provenind de la unele industrii.

Deşeurile organice sunt produse secundare ale producţiei agricole, industriale sau ale

activităţii comunităţilor municipale (urbane) şi sunt denumite „deşeuri” deoarece ele nu

reprezintă producţii primare, ci producţii secundare, asociate celor primare. Aşa cum s-a

menţionat şi în capitolul 5, scopul este de a face din aceste „deşeuri” o resursă care să poată fi

utilizată şi nu eliminată. Producerea de energie din dejecţiile animaliere, din resturile vegetale

ale culturilor şi/sau din alte deşeuri organice a fost folosită în agricultură, mai mult sau mai

puţin, în diferite părţi ale lumii [9].

Tehnologia producerii biogazului poate fi folosită pentru tratarea deşeurilor organice,

pentru a produce energie regenerabilă şi a recicla nutrienţi şi materie organică (carbon),

precum şi pentru a distruge patogeni [10, 11, 12].

În Uniunea Europeană, Regulamentul 1774/2002/CE [13] stabileşte normele sanitare

privind utilizarea şi procesarea oricărui material de origine animală, care nu este destinat

consumului uman şi divizează subprodusele (deşeurile) în trei categorii: materiale cu risc

specific (e.g. pentru Encefalopatia Spongiformă Bovină - ESB), materiale cu risc ridicat (e.g.

gunoiul de grajd) şi cu risc scăzut (e.g. biodeşeuri). Corespunzător regulamentului, uzinele de

biogaz pot procesa materialele cu risc scăzut (categoria 3) dacă acestea sunt igienizate (70°C,

minimul 60 minute, dimensiunea particulelor ˂12 mm) şi cele cu risc ridicat (categoria 2),

dacă sunt sterilizate (133°C, timp de 20 minute, 3 bari, dimensiunea particulelor ˂50 mm), iar

împrăştierea pe teren a produselor finale este permisă dacă acestea sunt libere de Salmonella

în 25 de probe şi dacă nivelul indicatorilor enterococcaceae sau Escherichia coli este ˂1000

cfu3/g în patru probe şi 5000 cfu/g într-o singură probă, în timpul sau imediat după procesul

de digestie anaerobă (total 5 probe/an) [13]. Regulile care guvernează managementul

dejecţiilor de la animale diferă de cele referitoare la materialele cu risc ridicat (categoria 2)

prin aceea că dejecţiile de la animale pot fi folosite ca substrat în producerea biogazului fără

sterilizare sau igienizare dacă sunt îndeplinite criteriile microbiologice enunţate mai sus,

referitoare la produsul final [14].

Toate tipurile de deşeuri care au în compoziţia lor o fracţie importantă de materie

organică pot fi folosite ca substrat pentru producţia de biogaz, mai puţin cele care conţin

substanţe foarte stabile de tipul ligninei. Totuşi, datorită variabilităţii lor biochimice şi

potenţialul metanogen pe care îl au va fi foarte variabil.

Pentru aplicarea procesului de digestie anaerobă este preferabil să se utilizeze deşeuri

organice având un conţinut în umiditate mai ridicat spre deosebire de procesul aerob al

compostării, respectiv între 60% şi 99%. Totodată aceste deşeuri trebuie să conţină materie

organică ce se poate biodegrada uşor şi să fie uşor pompabile pentru a se putea asigura fluxul

instalaţiei. De aceea, deşeurile organice cărora li se poate aplica procesul de digestie anaerobă

sunt:

1) deşeurile provenind de la producţia agro-industrială: abatoare, vinificaţie, prelucrarea

laptelui şi producerea brânzeturilor, precum şi cele provenind de la industria chimică

şi industria farmaceutică sau industria producerii hârtiei [15]; în general deşeurile şi

efluenţii produşi de industrie sunt foarte nocivi pentru mediul înconjurător şi

reprezintă primul sector istoric de utilizare a metanizării pentru depoluarea apelor ce

urmează a fi deversate în mediul înconjurător [16];

2) deşeurile provenind din agricultură: dejecţiile animale, resturile vegetale ale culturilor

agricole, precum şi unele producţii secundare (paie, vreji etc.) rezultate după recoltarea

producţiilor principale, apele uzate sărate de la sălile de muls etc.;

3 cfu: unităţi formatoare de colonii.

56

3) deşeuri municipale: iarba de gazon rezultată de la tunderea peluzelor, fracţia

fermentescibilă a deşeurilor menajere, nămolurile şi grăsimile rezultate de la staţiile de

epurare, materii rezultate de la vidanjare etc.

Este de dorit să se realizeze amestecuri de deşeuri organice în vederea optimizării

procesului de producere a biogazului şi realizării de

economii [13].

Introducerea în bioreactor a oricăror

componente nebiodegradabile ce ar putea să provină,

spre exemplu, din deşeurile municipale solide, nu va

afecta procesul de digestie anaerobă dar va diminua

spaţiul aferent substratului, deci va contribui la

scăderea randamentului procesului. Pentru a mări

beneficiile, atât economice cât şi pe cele pentru

mediul înconjurător şi a minimiza costurile, este

important să se minimizeze prezenţa deşeurilor

nebiodegradabile în substraturile specifice

metanizării. De asemenea, minimizarea conţinutului

în materiale potenţial toxice este de luat în considerare pentru calitatea produsului final.

Pentru aceasta există soluţia colectării diferenţiate sau a separării. Există două posibilităţi de

separare a deşeurilor, respectiv separarea la sursă şi separarea centralizată [17].

Separarea la sursă este încurajată în numeroase state membre ale Uniunii Europene. Ea

presupune separarea fracţiei organice putrescibile. Este, în general, acceptat că separarea la

sursă oferă o mai bună calitate substraturilor pentru ambele tipuri de tratamente, compostare

şi digestie anaerobă, cu un conţinut maximum în materie organică şi o contaminare minimă cu

metale grele, sticlă şi plastic. Astfel, la finalul procesului de digestie anaerobă, condus în

condiţii corecte, se va obţine un volum important de biogaz şi un material (digestatul) bogat

în nutrienţi şi materie organică, de calitate.

Separarea centralizată este singura cale pentru obţinerea unei fracţii digestibile din

deşeurile reziduale [17]. Pentru realizarea procesului se pot folosi o serie de tehnici (e.g.

mecanice, optice, manuale etc.). În această situaţie, fracţia organică a deşeurilor va fi mult mai

contaminată faţă de sursa de biodeşeuri separată şi, desigur, aceasta va avea consecinţe asupra

calităţii digestatului şi asupra utilizării acestuia ca fertilizant. De asemenea, există riscul ca

unele componente ale deşeurilor, neseparate, având dimensiuni mari, să afecteze din punct de

vedere fizic instalaţia de tratare prin abraziune sau prin determinarea de blocaje în interiorul

acesteia.

6.3. Tehnologia producerii biogazului


Datorită preocupărilor legate de rezervele limitate de petrol şi gaze naturale, unele ţări

promovează „energia verde” sau „energia regenerabilă”. Produsele secundare sau deşeurile

organice prezentate anterior, pot fi folosite, aşa cum s-a menţionat, pentru a produce biogaz

prin digestie anaerobă. Biogazul poate fi folosit pentru a produce energie termică sau energie

electrică. Unele ţări, precum Danemarca, au investit fonduri guvernamentale semnificative în

tehnologia digestiei anaerobe, aceasta fiind o politică energetică naţională [13].

Colectarea selectivă, la sursă, a

deşeurilor organice

biodegradabile este principala

cale prin care se poate obţine un

bun randament al producţiei de

biogaz şi o calitate ridicată a

digestatului, folosit ca material

fertilizant.

57

Totuşi, multe ţări nu au o politică energetică suficient de favorabilă „energiei verzi”

pentru a încuraja fermierii să investească în instalaţii de digestie anaerobă şi în echipamentele

asociate acestora [9]. În Uniunea Europeană, recuperarea energiei prin intermediul

biogazului, atât ca energie electrică dar şi ca energie termică a crescut în anul 2011 cu 18,2%.

[14].

Cel mai important producător european de biogaz este Germania (Figura 6.2.) care, în

anul 1950 deţinea 40 de uzine de producere a biogazului (un amestec de metan şi dioxid de

carbon folosit drept combustibil pentru încălzire) la nivel de fermă. În anii 1960, aceste uzine

nu au mai funcţionat datorită preţurilor reduse existente pentru combustibilii menajeri. După

criza petrolului din anii 1970, interesul pentru energia regenerativă, inclusiv pentru cea

rezultată din digestia anaerobă, s-a reaprins în majoritatea părţilor Europei [15].

Ca şi în alte ţări europene, în România, după criza mondială a petrolului din anii 1970,

mai precis începând cu anul 1973, s-a desfăşurat o activitate intensă în domeniul energiilor

neconvenţionale dar, mai ales în domeniul biogazului. Institute de cercetări, de proiectare,

universităţi, organisme de stat, sectoare economice, au fost antrenate, pe baza unui program

naţional al biogazului, în activităţi de cercetare din care au rezultat tehnologii de obţinere şi

utilizare a biogazului, precum şi numeroase instalaţii industriale (de ordinul zecilor) pentru

producerea biogazului, mai ales pe baza dejecţiilor din zootehnie. Pentru gospodării

Figura 6.2. Producţia primară de energie din biogaz a Uniunii Europene în anii 2010 şi 2011 (kilo tone

echivalent petrol-ktep). Sursa: Eu Observ’Er [14]

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000

Germania

Italia

Olanda

Spania

Polonia

Suedia

Grecia

Slovacia

Finlanda

Ungaria

Luxemburg

Estonia

Cipru

2011 2010

58

individuale şi pentru mici colectivităţi au fost elaborate proiecte tip, iar la nivelul majorităţii

judeţelor au fost profilate întreprinderi de construcţii pentru realizarea componentelor

destinate acestor instalaţii. La nivelul anului 1989 au existat peste 5000 astfel de instalaţii în

mediul rural, majoritatea fiind în funcţiune [16].

Începând cu anul 1990, în România, odată cu tranziţia la economia de piaţă, preocupările

oamenilor au trecut în alte sfere de activitate şi de interese astfel încât multe dintre instalaţiile

de producere a biogazului, existente anterior s-au deteriorat nemaifuncţionând sau au fost

abandonate odată cu desfiinţarea fermelor.

Situaţia producerii biogazului în România a început însă să se schimbe în ultimii ani,

datorită producţiilor foarte mari de deşeuri organice şi a celor de nămol de epurare, precum şi

datorită presiunii interne şi externe privind protecţia mediului înconjurător. Totodată, s-a

produs o schimbare a percepţiei dezvoltatorilor faţă de utilizarea în scopuri energetice a

deşeurilor organice.

Prima mare investiţie într-o uzină pentru producerea biogazului este cea făcută de Genesis

Biopartner, la Filipeștii de Pădure, Județul Prahova. Acest proiect are o capacitate de 1 MW/h

electric și 1,2 MW/h termic și procesează zilnic o cantitate de 49 tone substrat organic. Acest

proiect stă la baza dezvoltării a trei domenii prioritare în România: energia, agricultura și

protecția mediului înconjurător, iar instalația de cogenerare pe bază de biogaz se pretează

oricărui consumator industrial care utilizează energie termică (apă caldă, abur tehnologic, aer

cald).

6.3.2. Procesul microbiologic al digestiei anaerobe

Degradarea anaerobă a substanţelor organice până la cea mai redusă formă a acesteia,

metanul (CH4) este un proces pur microbian. Metanul este produs de bacterii metanogene stric

anaerobe. Energia care se degajează pe durata fazelor de degradare, care a fost depozitată la

origini în materialele ce alcătuiesc substratul este recuperată predominant prin metanul care se

formează:

33 g material organic (CxHyOz) = 22 g CO2 + 8 g CH4 + 3 g biomasă

Prima uzină modernă de producere a biogazului, de la Filipeştii de Pădure, realizată în România (2013)

după anul 1989 [17]

59

Aceasta este cea mai severă simplificare a procesului complex [15]. Degradarea anaerobă

a materiei organice este un proces secvenţial în care intervin câteva grupuri de bacterii.

Procesul de creştere microbiană este unul cu consum de energie. Pentru obţinerea acestei

energii, microorganismele efectuează reacţii biochimice de oxido-reducere. Metanogeneza

este procesul microbiologic în cursul căruia reacţiile de oxidare a compuşilor organici, care

produc energia necesară microorganismelor se cuplează la reacţiile de reducere conducând, în

final, la producerea metanului. Căile metabolice simplificate, care descriu procesul acestei

transformări a materiei organice sunt bine cunoscute în prezent şi acceptate (Figura 6.3.).

Conform modelului prezentat în Figura 6.3., mai multe tipuri de microorganisme intervin

pe durata procesului, ele fiind clasate corespunzător a trei faze distincte. Astfel:

1) bacteriile hidrolitice şi cele fermentative acţionează pe durata hidrolizei şi

acidogenezei;

2) bacteriile acetogene activează în faza acetogenezei;

3) bacteriile metanogene activează în faza de producere a metanului, metanogeneza.

Faza 1: Hidroliza

Hidroliza este prima fază a procesului de digestie anaerobă şi este realizată de numeroase

grupe de eubacterii strict anaerobe şi facultative (denumite şi bacterii fermentative sau

producătoare de acizi) a căror natură depinde de compoziţia calitativă şi cantitativă a

substratului nutritiv. Aceste bacterii hidrolizează substratul complex şi îl converteşte în

compuşi solubili simpli. Principalele specii aparţin genurilor [5]:

Clostridium,

Bacillus,

Ruminococcus,

Enterobacteroides,

Propionibacterium,

Butivibrio.

Figura 6.3. – Principalele căi metabolice şi natura populaţiilor microbiene ce intervin în digestia anaerobă

(după Frederic, 2006) [5]

60

În primul rând are loc hidroliza enzimatică, ce se petrece în amestecul apos de substrat, în

afara celulelor, prin acţiunea enzimelor extracelulare produse de celulele bacteriilor. În urma

hidrolizei se produc zaharuri din substanţele hidrocarbonate, aminoacizi din proteine şi acizi

graşi din lipide. Unele dintre aceste procese primare pot fi lente şi adesea pot determina rata

generală a procesului de digestie anaerobă. Produşii intermediari rezultaţi sunt descompuşi

mai departe în produşi organici finali: format, acetat, propionat, butirat, lactat şi etanol,

precum şi dioxid de carbon.

Faza a 2-a: Acetogeneza

În cursul acestei etape, oxidarea substraturilor (mai ales acizii propionic şi butiric şi

etanolul) este cuplată cu formarea de hidrogen, dioxid de carbon şi acetat. Pe durata acestei

etape intervin trei grupe de bacterii [5], a căror creştere este foarte rapidă:

a) bacterii omoacetogene din genurile:

Clostridium,

Acetobacterium,

Sporomusa,

Acetogenium,

Acetoanaerobicum,

Pelobacter,

Butyribacterium,

Eubacterium...

b) bacterii sintrofe din genurile:

Syntrophobacter,

Syntrophomonas, Syntrophus...

c) bacterii sulfatoreducătoare din genurile:

Desulfovibrio,

Desulfobacter,

Desulfomaculatum, Desulfomonas...

Aceste bacterii sunt active într-un interval de temperatură de 3 până la 70°C, cu un

optimum de 30°C. Ele necesită un contact intensiv cu substratul, ceea ce înseamnă că, din

punct de vedere tehnic, agitarea substratului are efecte pozitive. În această fază se produce

hidrogen, ca produs secundar [15]. Este foarte important de ştiut că atunci când creşte

presiunea parţială a hidrogenului, oxidarea este, din punct de vedere termodinamic imposibilă.

Prin urmare, creşterea florei acetogene şi utilizarea substratului depind strict de eliminarea

hidrogenului din mediu de către microorganismele metanice şi chiar de către cele sulfato-

reducătoare (în prezenţa sulfatului). Această asociere sintrofică, cu bacteriile metanogene

hidrogenofile, permite desfăşurarea reacţiilor endergonice (cu consum de energie). Oxidarea

substraturilor este posibilă doar la presiuni parţiale ale hidrogenului scăzute (10-4 atm.) [5].

Faza a 3-a: Metanogeneza

Bacteriile active în această ultimă fază a procesului de digestie anaerobă sunt reunite într-

un grup foarte specific: Archaea. Ele posedă caracteristici specifice faţă de eubacterii şi faţă

de eucariote, mai ales în ceea ce priveşte coenzimele lor. Grupul Archaea constituie unul

dintre cele trei statusuri ale regnului primar, împreună cu eubacteriile şi cu eucariotele.

Archaea nu folosesc decât un număr restrâns de substraturi, ceea ce face posibilă clasificarea

metanogenelor după aceste caracteristici. Astfel, acetatul este metabolizat de bacteriile

metanogene acetoclaste din genul Methanosaeta (sau Methanothrix) şi Methanosarcina care

sunt la originea celei mai mari părţi a metanului (aproximativ 70%) produs în bioreactoarele

de depoluare. Bacteriile metanogene hidrogenofile sau hidrogenotrofe, precum speciile din

61

genurile Methanobacterium, Methanococcus, Methanobrevibacter utilizează hidrogenul şi

dioxidul de carbon, iar altele utilizează metanolul pentru producerea metanului (aproximativ

30%). Reducerea CO2 în CH4 necesită un minimum de hidrogen (H2 10-6 atm.) pentru a fi

exergonică (cu producere de energie) [5,15]. Aproximativ 70% din metan este format de

bacteriile metanogene.

Bacteriile metanogene trăiesc în colonii şi sunt foarte specifice pentru intervalele de

temperatură, fiind clasificate în psichrofile (˂20°C), mezofile (20-40°C) şi termofile (>40°C)

[15].

Întrucât bacteriile metanogene sunt atât sensibile cât şi încete la creştere, este important să

se menţină condiţii optime de mediu pentru activitatea lor, în special legate de temperatură şi

pH. Ele pot, de asemenea, să fie inhibate şi de agitarea excesivă a substratului apos. Totodată,

bacteriile metanogene fiind strict anaerobe, prezenţa oxigenului molecular este toxică pentru

ele, şi chiar sursele anorganice de oxigen (e.g. nitraţii) le pot inhiba creşterea. Absenţa

oxigenului este importantă şi din punct de vedere al siguranţei procesului, introducerea aerului

putând determina explozia amestecului de gaz [15, 18].

6.3.3. Parametri chimici şi fizici ai digestiei anaerobe

Populaţiile bacteriene care alcătuiesc consorţiul metanogenezei necesită, ca toate

microorganismele, condiţii particulare de creştere. Principalii factori chimici care afectează

procesul de digestie anaerobă sunt pH-ul şi capacitatea de tampon, acizii graşi volatili,

amoniacul, sulfurile şi metalele grele, temperatura şi potenţialul de oxido-reducere [15]. În

această ediţie şi în acest capitol vor fi prezentaţi pe scurt doar doi parametrii (pH-ul şi

capacitatea de tampon şi temperatura). Într-o ediţie următoare se va dezvolta.

Dintre factorii chimici, pH-ul necesită o mare atenţie întrucât poate afecta întregul proces.

Valoarea pH pentru digestia anaerobă este în jur de 7, adică neutru. Această valoare neutră

este rezultatul pH-ului optim pentru fiecare populaţie bacteriană: cel al bacteriilor

fermentative se situează între 5,5 şi 6, al celor acetogene este aproape de neutru, iar al celor

metanogene este cuprins între 6 şi 8 [5].

Mediile acide sau alcaline afectează metabolismul prin alterarea echilibrului chimic al

reacţiilor enzimatice sau prin distrugerea enzimelor. Cele mai sensibile sunt bacteriile

metanogene. Dacă pH-ul scade sub 6 are loc inhibarea bacteriilor care generează metanul,

timp în care se produce o acumulare de acizi volatili în bioreactor. Echilibrul dioxidului de

carbon şi al ionilor bicarbonat cu ionul amoniu (NH4+), cation major, exercită o rezistenţă

substanţială la schimbarea pH-ului, schimbare cunoscută sub denumirea de capacitate de

tamponare. În sistemele apoase, dioxidul de carbon este în echilibru cu acidul carbonic

(H2CO3), care disociază pentru a da hidrogen şi ioni bicarbonat [15].

Descompunerea acizilor organici produce dioxid de carbon, care reacţionează cu apa şi

formează acidul carbonic. Ionizarea acidului carbonic produce bicarbonat şi ioni de hidrogen.

CO2 + H2O H2CO3 HCO3- + H

+

Acizii volatili fac să scadă capacitatea de tamponare a ionilor bicarbonat:

RCOO-H + NH4HCO3 RCOO-NH4 + H2CO3

în timp ce aportul de amoniac va face să crească bicarbonatul prin formarea unei sări de

amoniu cu bicarbonatul luat din CO2:

62

NH3 + CO2 + H2O NH4+ + HCO3

-

O concentraţie mare a bicarbonatului în soluţie înseamnă o capacitatea mare de

tamponare şi rezistenţă la schimbările de pH. Totuşi, o schimbare a pH se poate petrece, spre

exempludacă rata de alimentare creşte bursc semnificativ şi sistemul este supraîncărcat. Câtă

vreme bacteriile se înmulţesc rapid spre deosebire de metanogene, în bioreactor se vor

acumula acizi. Alte efecte, precum o schimbare bruscă a temperaturii sau introducerea unei

toxine, pot conduce la condiţii care vor determina un pH scăzut în reactor. Există două

strategii operaţionale principale de corectare a condiţiilor de pH scăzut într-un reactor. Prima

variantă este de aopri hrănirea şi de a permite populaţiei metanogene timp să reducă

concentraţia de acizi graşi, astfel crescând pH-ul la un nivel acceptabil de cel puţin 6,8. Odată

pH-ul revenit la normal hrănirea poate reîncepe crescând gradual pe măsură ce stabilitatea

revine. A doua metodă implică adăugarea unui amendament pentru creşterea directă a valorii

pH [15].

În ceea ce priveşte temperatura, activitatea microorganismelor metanogene este strâns

legată de acest parametru. În acest sens pot fi definite două plaje optime: una caracteristică

zonei mezofile (în jur de 35°C) şi alta caracteristică zonei termofile (aproximativ 55-6035°C)

cu o descreştere a activităţii în afara acestor limite ale temperaturii [5].

6.4. Avantajele şi dezavantajele metanizării

Creşterea preţului la energie, exigenţele tot mai mari ale reglementărilor privind mediul

înconjurător, precum şi creşterea competiţiei pe piaţă a făcut posibilă dezvoltarea producţiei

de biogaz având ca sursă principală de biomasă, dejecţiile de la animale.

Există numeroase avantaje pe care le presupune folosirea tehnologiei producerii de biogaz

şi utilizarea acestuia. În primul rând, metanizarea este un tratament de depoluare care se

adresează în special deşeurilor, alcătuite majoritar din materii organice. În condiţiile în care

procesul de digestie anaerobă este condus conform parametrilor optimi, are loc o scădere

considerabilă a masei organice, deci a încărcăturii poluante a substratului digerat. Metanizarea

este utilizată ca metodă principală de tratare a deşeurilor organice biodegradabile sau în

completarea altor metode de tratare.

Pe lângă cele două avantaje de prim rang ale metanizării, respectiv producerea de biogaz

şi depoluarea, o serie de alte avantaje sunt menţionate în literatura ştiinţifică şi de către

practicieni. Acestea au fost clasificate după domeniul de impact astfel: avantaje sau beneficii

economice, agronomice şi pentru mediul înconjurător.

Avantaje economice. 1) Din volumul de biogaz produs, 55-85% este reprezentat de gazul metan; o anumită

cantitate de metan poate suplini diferite cantităţi de alte produse

energetice/combustibile convenţionale (Figura 6.4).

2) Obţinerea de venituri suplimentare. Utilizarea acestei tehnologii este văzută ca o cale

de diminuare a costurilor la nivelul exploataţiilor agricole, de rezolvare a unor

probleme legate de mediul înconjurător şi, uneori, de generare a unor venituri

suplimentare. Spre exemplu, în cazul în care se realizează o producţie de biogaz la

nivelul unei exploataţii agricole, acesta poate folosit pentru a genera energie termică, a

produce apă caldă sau energie electrică, ceea ce permite reducerea costurilor cu

electricitatea şi cu alte tipuri de combustibili, precum gazele naturale sau produsele

petroliere (păcura, motorina sau benzina). De asemenea, fermierii care produc mai

63

mult metan, generat prin digestia anaerobă, decât nevoile pe care le au la nivelul

exploataţiei, pot vinde surplusul către clienţii interesaţi de combustibilii regenerabili

sau, cei care dispun de instalaţii de co-generare, pot vinde surplusul de energie prin

sistemul centralizat de asigurare a energiei electrice.

3) Asigurarea autonomiei în privinţa căldurii în contextul creşterii costurilor cu energiile

convenţionale (fosile).

4) Diversificarea posibilităţilor de valorificare a subproduselor obţinute de la culturile

agricole.

5) Reducerea cheltuielilor aferente achiziţionării de îngrăşăminte chimice ca urmare a

valorificării potenţialului nutriţional al digestatului rezultat la finalul procesului de

metanizare. Procesul de digestie anaerobă permite reducerea pierderilor de azot prin

volatilizarea amoniacului ceea ce asigură un plus de nutrienţi azotoşi în digestat pentru

culturile agricole.

6) Tratarea deşeurilor organice prin această tehnologie se realizează la preţuri

competitive.

Avantaje agronomice. 1) Transformarea gunoiului de grajd, a dejecţiilor semisolide (nămol) sau a altor tipuri de

deşeuri organice cu valoare agronomică ridicată, în materiale fertilizante avansate din

punct de vedere al stadiului disponibilităţii nutrienţilor şi al calităţii materiei organice

pe care produsul final al digestiei anaerobe, digestatul, o conţine. În plus, digestatul

este un material care nu mai păstrează mirosurile materialelor ce au alcătuit substratul

iniţial şi este liber de agenţi patogeni.

2) Digestatul este un produs bogat în elemente nutritive precum fosforul (P), azotul (N) şi

potasiul (K).

Figura 6.4 – Echivalenţa energetică a metanului (după Moletta, 2006 ) [18]

64

3) Suprimarea insectelor ce se dezvoltă în jurul platformelor sau al foselor de stocare a

dejecţiilor de la animale.

4) Seminţele de buruieni existente în substratul iniţial îşi pierd puterea germinativă ca

urmare a temperaturilor ridicate la care sunt supuse pe durata tratării anaerobe a

substratului. Ca urmare, prezenţa lor în digestat va fi inofensivă pentru culturile

agricole atunci când acesta va fi folosit ca material fertilizant pentru sol.

Beneficii pentru mediul înconjurător.

1) Biogazul este o sursă de energie regenerabilă care poate înlocui cu succes energia

fosilă, prin urmare contribuie la dezvoltarea durabilă, impactul lui asupra mediului

înconjurător fiind mult mai redus.

2) Diminuarea cantităţilor de deşeuri ce trebuie tratate prin utilizarea altor metode sau

filiere (ADEME).

3) Mirosul generat de instalaţiile de metanizare este mult mai redus decât cel generat de

alte metode. Unele dintre sistemele de management al deşeurilor organice

biodegradabile, atât provenind din agricultură (e.g. lagunele anaerobe folosite pentru

depozitarea şi tratarea anaerobă a dejecţiilor de la animale), cât şi din alte sectoare de

activitate (e.g. depozitarea în teren a deşeurilor municipale solide) prezintă mari

deficienţe din punct de vedere al mirosurilor. Chiar şi compostarea prezintă astfel de

deficienţe. De asemenea, aplicarea directă pe solurile agricole, a dejecţiilor de la

animale sau a nămolului de epurare, ca materiale fertilizante, riscă să afecteze mediul

înconjurător prin intermediul mirosurilor. În exploataţiile agricole care adoptă

tehnologia tratării anaerobe a dejecţiilor de la animale, pentru a putea fi limitate

mirosurile, fermierii pot să acopere tancurile sau fosele de stocare a acestora. Nefiind

necesară o manipulare a gazului, structurile sistemului de digestie anaerobă, care

separă tratarea materiilor organice de zona de stocare a acestora, sunt mici şi uşor de

acoperit spre deosebire de marile structuri caracteristice sistemelor tradiţionale de

depozitare şi tratare. Digestia anaerobă reduce mirosurile asociate dejecţiilor animale

chiar cu 80% [19]. Compuşii asociaţi cu mirosuri ofensive, precum acizii graşi volatili

şi moleculele de mercaptan, sunt degradaţi în metan (CH4) şi dioxid de carbon (CO2)

de bacteriile anaerobe [20].

4) Recuperarea biogazului, respectiv a metanului şi utilizarea energetică a acestuia

permite reducerea considerabilă a emisiilor de gaze cu efect de seră (CH4, CO2). Prin

substituirea energiei derivate din combustibilii fosili, recuperarea biogazului şi

utilizarea lui poate contribui la reducerea considerabilă a cantităţilor de dioxid de

carbon (CO2), un alt gaz cu efect de seră a cărui prezenţă în atmosferă este critică.

Managementul clasic al gunoiului de grajd, al efluenţilor de la creşterea animalelor ca

şi cel al deşeurilor menajere urbane permite producerea unor mari cantităţi de emisii

de metan (CH4), care este un gaz cu efect de seră ce contribuie major la încălzirea

globală.

5) Tratarea anaerobă a deşeurilor organice are efecte benefice asupra apelor prin

limitarea şi chiar eliminarea scurgerii levigatelor. Managementul corespunzător al

unui sistem de digestie anaerobă permite reducerea încărcării apelor de suprafaţă cu

nutrienţi de tipul fosforului sau cu unele metale (e.g. cupru, zinc) lucru care se

întâmplă atunci când sunt folosite metodele clasice de aplicare pe terenurile agricole a

gunoiului de grajd sau a efluenţilor de la creşterea animalelor. Cu atât mai mult în

cazul aplicării nămolurilor de epurare.

6) Sistemele de digestie anaerobă izolează şi distrug patogenii ce ar putea ajunge în apele

de suprafaţă şi ar prezenta riscuri pentru sănătatea oamenilor şi cea a animalelor.

65

Conform Regulamentului Uniunii Europene (1774/2002) de stabilire a normelor

sanitare privind subprodusele de origine animală, care nu sunt destinate consumului

uman, uzinele de producere a biogazului trebuie prevăzute cu unităţi de

pasteurizare/igienizare care să poată opera un tratament la 70°C timp de o oră. Un

astfel de tratament va distruge toţi patogenii eliminând astfel contaminarea încrucişată

la nivelul fermei [12].

7) Digestia anaerobă prezintă, de asemenea şi avantajul că protejează apele subterane,

datorită sistemelor de protecţie şi izolare cu care sunt prevăzute instalaţiile spre

deosebire de lagunele convenţionale din care se pot scurge levigate către apele

freatice.

8) Nu în ultimul rând, metanizarea este un proces care permite închiderea ciclului

carbonului întrucât bilanţul acestuia este neutru. Prin urmare, se confirmă odată în plus

faptul că digestia anaerobă nu degajează gaze cu efect de seră, carbonul ce va fi produs

ca urmare a arderii metanului va fi, mai departe, absorbit şi valorificat de plante.

Orice avantaj sau beneficiu pe care îl poate oferi digestia anaerobă aplicată deşeurilor

organice este legat de un management corespunzător al procesului, asociat unui management

integrat al deşeurilor organice.

Totuşi, digestia anaerobă nu este un proces ce prezintă doar avantaje, ci şi o serie de

dezavantaje sau o serie de limite. Una dintre limitele digestiei anaerobe este incapacitatea de a

degrada lignina (o componentă majoră a lemnului), spre deosebire de tehnologia de

biodegradare aerobă (i.e. compostarea). Acest lucru este foarte important pentru stabilirea

locului în care se poate construi o instalaţie de producere a biogazului şi se definesc metodele

de colectare a deşeurilor. Totodată, fără a fi neapărat dezavantaje, o serie de exigenţe sau

constrângeri vor fi luate în considerare la alegerea acestei metode de tratare a deşeurilor, în

vederea elaborării şi implementării unui proiect în acest sens, conform ADEME.

1) Necesitatea complementarităţii metodei de tratare prin digestie anaerobă cu alte

metode, precum incinerarea şi/sau stocarea în centre de colectare şi depozitare a

deşeurilor nepericuloase pentru fracţiile de deşeuri anorganice, care nu pot fi

metanizate.

2) Asocierea digestiei anaerobe cu o fază a compostării pentru tratarea deşeurilor

lemnoase, care sunt mai greu degradabile (e.g. lignina) şi pentru a finaliza maturarea

materiei organice.

3) Necesitatea realizării unui tratament al excedentelor hidrice ale procesului de tratare

anaerobă a deşeurilor.

4) Integrarea în proiect a debuşeelor necesare unei eliminări corespunzătoare şi coerente

atât a produsului organic (digestatul) cât şi a energiei.

5) În funcţie de tipul de valorificare ales pentru biogaz, vor fi integrate tratamente

adaptate pentru acesta (e.g. dezumidificarea).

În afară de aceste constrângeri legate de implementarea unui proiect pentru realizarea

unei staţii sau uzine de tratare anaerobă a deşeurilor organice există şi dezavantaje ale

procesului aşa cum o arată anumite studii [20].

1) O uzină de tratare a deşeurilor prin digestie anaerobă presupune costuri de capital şi de

operare semnificative. Numeroase evaluări au concluzionat că digestia anaerobă, ca

proces de sine-stătător de producere a energiei regenerabile nu este un proces viabil

din punct de vedere financiar. Viabilitatea unei astfel de uzine depinde de integrarea sa

într-un sistem de management al deşeurilor, capabil să genereze mai multe surse de

venituri.

66

2) Ştiind că procesul de digestie anaerobă în sine este unul natural, funcţionarea unei

uzine de digestie anaerobă este un proces complicat, care, în cazul unei uzine

centralizate, presupune existenţa mai multor surse de deşeuri şi un management

realizat de specialişti.

3) Digestia anaerobă, precum cea a dejecţiilor de la animale, poate produce emisii care

pot fi dăunătoare mediului înconjurător şi sănătăţii umane (e.g. metan, amoniac şi

hidrogen sulfurat). Un management corespunzător necesită un control riguros al

acestor riscuri.

4) O uzină de digestie anaerobă centralizată va crea trafic pentru transportul deşeurilor,

ceea ce va determina o împrăştiere a deşeurilor în afara ariei de funcţionare a uzinei.

Alegerea corespunzătoare a locului de plasare a unei uzine de digestie anaerobă poate

minimiza impactul traficului asupra comunităţilor adiacente şi, în acelaşi timp, poate

minimiza costurile cu transportul. Viabilitatea financiară poate fi dependentă de o

piaţă sigură pentru energia termică generată. Prin urmare, un loc ideal de plasare

necesită proximitatea surselor de deşeuri (i.e. ferme şi deşeuri organice provenind din

industrie), clienţi pentru achiziţionarea energiei termice (i.e. apropiere de centrele

populate) şi reţea electrică.

5) Uzinele de digestie anaerobă pot avea un impact vizual şi pot genera zgomot (de la

pompe, compresoare etc.). Instalarea acestora necesită o analiză riguroasă a proiectului

şi autorizare dată de Agenţia de Protecţia Mediului. Ca şi pentru oricare altă metodă de

management al deşeurilor, dezvoltatorii unei astfel de uzine se pot confrunta cu o

anumită opoziţie locală. În orice caz, impactele vizuale pot fi minimizate prin proiect

şi pe durata etapelor de realizare a construcţiei.

67

7

Reciclarea în agricultură a nămolurilor de epurare

7.1. Introducere

Utilizarea deşeurilor organice şi minerale pentru ameliorarea fertilităţii solurilor este o

tradiţie seculară pentru agricultori şi o cale de reciclare a acestor materiale. Din cele mai vechi

timpuri, ţăranii au recuperat dejecţiile animale şi umane, deşeurile menajere, nămolurile

oraşelor şi reziduurile micilor industrii în scopul reciclării lor ca materiale fertilizante. Oraşele

pot restitui mediului rural materiale ce pot avea un conţinut important de materie organică şi

nutrienţi în condiţiile unei tratări corespunzătoare a acestora pentru a evita orice risc de natură

chimică şi biologică (e.g. patogeni, metale grele etc.).

Deşeurile organice ale oraşelor, înlocuitori, totuşi, imperfecţi ai gunoiului de grajd, au

fost foarte apreciate de către agricultori până la sfârşitul secolului al XIX-lea. Acest ciclu

ecologic a fost însă întrerupt de dezvoltarea marilor aglomerări urbane şi de utilizarea masivă

a îngrăşămintelor chimice.

În fiecare an, în lume, în Europa şi în România se produc cantităţi din ce în ce mai mari

de deşeuri, între care şi deşeuri organice. Reciclarea deşeurilor organice în agricultură este o

cale preferată în măsura îndeplinirii unor criterii legate de igiena acestora, în primul rând, dar

şi de compoziţia lor chimică şi de starea fizică în care se află. Reciclarea deşeurilor organice

în agricultură ca materiale fertilizante pentru solurile agricole este o metodă mult mai

judicioasă decât altele, precum depozitarea (propriu-zis aruncarea) în spaţii deschise sau

incinerarea. Pentru agricultori, aceste deşeuri sunt surse de nutrienţi pentru plante şi materie

organică pentru soluri. Valorificarea agricolă a acestor deşeuri poate să contribuie, în acelaşi

timp, la reducerea costurilor de producţie ale agricultorilor prin diminuarea cheltuielilor

aferente achiziţionării de îngrăşăminte minerale (chimice).

Totuşi, mediul rural, respectiv terenurile agricole nu trebuie să devină “pubela” oraşelor.

Mediul rural dispune de un capital natural pe care agricultorii şi membrii comunităţilor rurale

trebuie să-l protejeze, să-l dezvolte şi să-i crească valoarea prin lucrări de amenajare, de

întreţinere şi înfrumuseţare adecvate. De aceea, reciclarea în agricultură a deşeurilor organice

necesită o mare vigilenţă pentru a evita transferul de substanţe poluante, care riscă să dăuneze

mediului înconjurător, sănătăţii umane şi celei a animalelor. Aceasta necesită investiţii în

echipamente pentru ameliorarea calităţii deşeurilor şi o concertare cu lumea agricolă,

indispensabilă pentru realizarea acestor operaţii în cele mai bune condiţii. Din aceste motive,

termenul de « reciclare agricolă » a deşeurilor este preferat termenului de « valorificare

agricolă ».

Reciclarea agricolă a deşeurilor şi măsurile aferente acesteia reprezintă verigi

indispensabile pentru a conduce la realizarea unor operaţii de calitate, în concordanţă cu

exigenţele privind protecţia mediului înconjurător şi asigurarea sănătăţii umane. Prin

reciclarea agricolă a deşeurilor se asigură un serviciu public, pe de-o parte necesar

comunităţii, iar pe de altă parte li se permite agricultorilor să fie participanţi activi şi

beneficiari ai procesului, în cele mai bune condiţii de protecţia mediului înconjurător.

Între deşeurile organice, nămolurile rezultate de la epurarea apelor uzate prezintă o serie

de particularităţi care le deosebesc de celelalte tipuri de deşeuri organice şi, de aceea, ele

necesită un mod de tratare diferit a tematicii pe care o generează.

68

Ca şi gunoiul de grajd, nămolurile de epurare constituie o sursă complexă de elemente

nutritive pentru plante şi contribuie la îmbunătăţirea proprietăţilor fizice şi chimice ale

solurilor. În general nămolurile de epurare se pot administra pe sol în mod asemănător

gunoiului de grajd.

În România, o serie de activităţi aferente producţiei şi managementului nămolurilor de

epurare au încetat după anul 1990, pentru o perioadă destul de lungă de timp, inclusiv

proiectele de construcţie a staţiilor de epurare. În acelaşi timp, au avut loc schimbări

importante în modul de viaţă al oamenilor, în exigenţele acestora faţă de calitatea vieţii etc.

Aceasta a condus, pe de-o parte la creşterea volumului de deşeuri, inclusiv nămoluri de

epurare, iar pe de altă parte la creşterea exigenţelor privind calitatea mediului înconjurător.

Reluarea proiectelor de renovare a staţiilor de epurare sau construirea unora noi a făcut să

crească şi producţia de nămol de epurare. Prin urmare, adoptarea unor soluţii pentru

eliminarea corespunzătoare a acestora este necesară.

Între metodele utilizate în plan mondial şi european, reciclarea în agricultură are o

pondere importantă, aşa cum se poate observa în Figura 7.1. Unele dintre statele europene

reciclează peste 50% din producţia de nămoluri de epurare în agricultură. Desigur, aceasta

este o metodă ce trebuie asumată deopotrivă de operatorii din domeniul apei, agricultori şi

societatea civilă. Prin urmare, toate operaţiile pe care aceasta le implică trebuie să se realizeze

în condiţii şi după reguli temeinic fundamentate ştiinţific şi să fie atent monitorizate de

specialişti pentru a nu fi afectate producţia agricolă, mediul înconjurător, sănătatea oamenilor

şi a animalelor.

România a aderat la Uniunea Europeană în Ianuarie 2007 şi i-a fost acordată o perioadă

mai lungă de timp pentru a se conforma Directivei privitoare la tratarea apelor uzate urbane,

respectiv până în anul 2019, inclusiv. Conform datelor prezentate în Raportul final al

Comisiei Europene, partea a III-a, intitulată: Impactul economic şi social al utilizării

nămolului de epurare pe terenuri, în anul 2005, 47% din nămolul generat în România a fost

Figura 7.1. - Proporţia de nămol de epurare, din producţia totală, reciclată în agricultură în câteva state

membre ale Uniunii Europene [1]

0

10

20

30

40

50

60

70

80

61 65

80

18

59 58 63

68

43

65

40

17

37

65

1999 (%) 2006 (%)

69

colectat şi doar 28% a fost supus unui tratament secundar [2]. Producţia de nămol de epurare

raportată pentru perioada 2004-2006 a fost în scădere (Tabelul 7.1.).

Tabelul 7.1. Producţia de nămol de epurare în România în perioada 2004-2006 [2]

Anul Producţia totală (t s.u./an)

2004

2005

2006

164.969,00

134.355,00

137.146,00

Acelaşi raport citează o sursă conform căreia, reciclarea nămolului în agricultură a fost

considerată ca o opțiune viitoare pentru gestionarea nămolului de epurare împreună cu co-

incinerarea acestuia în fabricile de ciment [3].

Pentru anul 2010 România figurează cu o producţie estimată de nămol de epurare de

165.000,00 tone substanţă uscată/an (t s.u./an). Din punct de vedere al metodelor de eliminare,

raportul menţionează că 98 % din această cantitate este depozitată şi 2% este incinerată. În

acelaşi raport se prezintă şi producţia estimată pentru anul 2020, respectiv 520.000,00 t s.u.,

din care 40% ar trebui să se recicleze în agricultură, 10% să se incinereze şi 50% să se

depoziteze [2]. Depozitarea ar trebui să fie o opţiune secundară în condiţiile în care România

ajunge să îndeplinească prevederile Directivei tratării apelor uzate urbane.

În Uniunea Europeană, interzicerea deversării nămolurilor de epurare în mare în anul

1998, ca rezultat al Directivei tratării apelor uzate urbane (91/271/EEC), a condus la creşterea

presiunii privind aplicarea nămolului de epurare pe terenurile agricole [4]. În aceste condiţii, a

fost necesară dezvoltarea de metode şi tehnologii sigure pentru tratarea nămolului.

7.2. Reciclarea în agricultură a nămolului de epurare

7.2.1. Consideraţii generale

În funcţie de gradul de dezvoltare a economiei, precum şi de nivelul de conştientizare a

fenomenelor poluării, organizarea generală a proceselor de curăţire a apelor uzate a evoluat

foarte mult, diferit totuşi de la o ţară la alta. Necesitatea protejării calităţii apelor naturale

(cursuri de apă, ape subterane) reclamă funcţionarea unor staţii de epurare în apropierea

localităţilor pentru tratarea apelor uzate. Tratarea sau epurarea apelor uzate are drept obiectiv

reducerea încărcăturii poluante pe care acestea o vehiculează astfel încât să se redea mediului

acvatic terestru o apă de calitate, care să nu afecteze echilibrele naturale şi utilizările sale

viitoare (pescuit, agrement, alimentaţie, utilizare agricolă sau industrială etc.). Staţiile de

epurare generează în mod inevitabil nămol de epurare.

În numeroase ţări ale lumii, precum S.U.A., Japonia, China, în ţări ale Uniunii Europene,

precum Marea Britanie, Franţa, Spania etc., nămolurile de epurare sunt reciclate prin

împrăştiere şi încorporare pe terenurile agricole. Acest procedeu oferă anumite avantaje

economice agriculturii prin intermediul proprietăţilor fertilizante ale nămolurilor, ele fiind o

sursă de nutrienţi pentru culturile agricole şi una de materie organică pentru soluri.

Practica reciclării nămolurilor de epurare în agricultură a generat şi o serie de preocupări

foarte serioase, în ţările care practică intens această metodă, mai ales în statele membre ale

Uniunii Europene, datorită apariţiei unei conjuncturi particulare de evenimente (e.g.

Encefalopatia Spongiformă Bovină - ESB, problemele legate de poluarea cu nitraţi şi fosfaţi

etc.). Aceste evenimente, apărute în sectoarele agricol şi agro-alimentar, de altfel fără legătură

neapărat cu împrăştierea nămolurilor de epurare pe soluri, a condus totuşi la dezvoltarea unor

dezbateri publice legate de utilizarea agricolă a acestora. Aceasta a fost, poate, o ocazie care a

70

incitat la creşterea exigenţelor legate de folosirea acestei metode de reciclare a nămolurilor de

epurare şi la dezvoltarea cercetării ştiinţifice în această arie de interes astfel încât să se

amelioreze calitatea produsului destinat reciclării şi să se limiteze sau să se elimine

potenţialele riscuri.

Totuşi, nămolul de epurare este o sursă de materie organică pentru soluri şi nutrienţi

pentru plante, iar în cazul în care se folosesc anumite metode de tratare, precum tratarea cu

var pentru creşterea pH, poate fi şi o sursă de carbonat de calciu pentru soluri sau un

amendament pentru corectarea pH-ului acestora [7,8].

Prima condiţie pentru acceptarea utilizării nămolurilor de epurare pe terenurile agricole

este prelucrarea acestora prin fermentare aerobă (compostare) sau anaerobă (digestie anaerobă

cu producere de biogaz), prin deshidratare mecanică sau naturală sau să fi fost stocate timp de

minimum 60 de zile. Perioada de stocare este necesară pentru finalizarea procesului de

stabilizare şi dezinfecţie. Astfel, germenii patogeni sporulaţi, avantajaţi de condiţiile anaerobe

Foto, Hall [5], 2010 – Staţia de epurare a oraşului Iaşi (proiect POSMEDIU/6/AT/I.1.2010)

Încorporarea în sol a nămolului de epurare (Franţa). Sursa foto: [6]

71

din bazinele de fermentare, dispar treptat în cursul depozitării sub acţiunea factorilor fizici şi

chimici din mediul natural. De asemenea, ouăle de paraziţi intestinali, care pot supravieţui

procesului de fermentare, îşi reduc viabilitatea pe măsura creşterii duratei de stocare a

nămolurilor de epurare.

Pe plan naţional şi internaţional există o bogată literatură ştiinţifică, ce raportează

suficiente argumente pentru susţinerea reciclării agricole a nămolurilor de epurare, stabilizate

prin intermediul diferitelor metode. De asemenea, cercetătorii recomandă aplicarea

nămolurilor de epurare pe anumite terenuri agricole, în anumite perioade ale anului şi pentru

anumite culturi astfel încât să se evite eventualele riscuri, mai ales cele legate de prezenţa

metalelor grele şi de eventuala prezenţă a unor agenţi patogeni.

Cantităţile sau dozele de nămol de epurare ce pot fi aplicate pe terenurile agricole nu pot

fi neapărat recomandate întrucât ele trebuie să se calculeze în funcţie de conţinutul în metale

grele al nămolului de epurare şi conţinutul în metale grele al solului. Un alt factor care se ia în

considerare la stabilirea dozelor este necesarul de elemente nutritive al speciei cultivate dar

acest factor este relativ deoarece creşterea excesivă a dozelor de nămol poate avea efecte

adverse, respectiv ea poate conduce la creşterea conţinutului solului şi al plantelor în metale

grele.

Creşterea valorii agronomice a nămolului de epurare se poate realiza prin compostarea

acestuia cu alte deşeuri organice, în general mai bogate în materie carbonată. Totuşi în ţări

care au experienţă îndelungată în utilizarea nămolului de epurare ca material fertilizant pentru

solurile agricole, se practică încă foarte mult aplicarea nămolurilor lichide la suprafaţa solului

şi încorporarea ulterioară, injectarea nămolurilor lichide, aplicarea şi încorporarea nămolurilor

tratate cu var, aplicarea nămolurilor deshidratate.

Nămolurile fermentate şi deshidratate pot oferi agriculturii atât cantităţi importante de

materii organice relativ stabile şi humificate cât şi cantităţi importante de elemente biogene

(azot, fosfor, potasiu). Cantitatea de materie organică şi concentraţiile elementelor nutritive ce

intră în compoziţia nămolurilor de epurare deshidratate mecanic sau natural sunt cuprinse

între limitele:

M.O. – 20-55% din s.u.;

N – 0,9-3,1% din s.u.;

P – 0,2-1,6% din s.u.;

K – 0,05-0,15% din s.u.

La folosirea ca fertilizant a nămolului stabilizat (fermentat) sau a compostului din nămol

de epurare, trebuie avută în vedere sensibilitatea culturilor la acţiunea metalelor toxice. Astfel,

pe baza cercetărilor experimentale s-a stabilit o ordine a sensibilităţii culturilor, cele mai

sensibile fiind ciupercile şi legumele, apoi sfecla de zahăr şi cartoful, cerealele fiind puţin

sensibile, iar plantele ierboase din flora spontană par a fi cele mai rezistente. Cerealele pot

beneficia, cu riscuri minime, de fertilizarea cu nămol de epurare, deoarece metalele grele au

tendinţa de a se concentra mai ales în tulpini şi frunze şi mai puţin în boabe.

În ceea ce priveşte aplicarea nămolului de epurare pe soluri destinate culturii legumelor,

dacă aceasta este efectuată în condiţiile igienico-sanitare stabilite, este indicată evitarea

speciilor care au capacitatea de concentrare în părţile comestibile (e.g. legume frunzoase cum

sunt salata, spanacul), a unor microelemente din categoria metalelor grele toxice pentru om

(e.g. Cd ). De asemenea, la legumele frunzoase, poate exista şi riscul transmiterii unor

patogeni, precum Salmonella [9].

Reciclarea nămolului de epurare pe terenurile înierbate sau pe pajişti (păşuni, fâneţe)

poate, de asemenea, să fie considerată ca o soluţie avantajoasă. Ca dezavantaj se citează

concentrarea elementelor nutritive sau toxice cu predilecţie în straturile superficiale ale

72

solului, de unde posibilitatea unei uşoare disponibilităţi a lor pentru plante. Nămolul nu

trebuie aplicat pe păşuni înainte ca animalele să fie îndepărtate de pe păşuni, iar acestea vor fi

readuse numai după ce ploaia a spălat complet iarba.

Aplicarea nămolurilor este indicată şi pentru zonele în care se reamenajează spaţii verzi,

pe terenurile decopertate (lucrări de terasamente, taluzuri etc.), pentru că asigură o bună

pornire în vegetaţie a plantelor semănate.

Utilizarea nămolului de epurare ca fertilizant în silvicultură este de asemenea o opţiune

foarte favorabilă, având avantajul că evită riscul contaminării cu metale grele a lanţurilor

trofice. În experimentări efectuate în pepiniere nu s-au constatat acumulări de metale în

frunze, iar creşterea arborilor nu a fost afectată.

Pentru implementarea reciclării agricole a nămolurilor, trebuie, pe de o parte învinsă

rezistenţa psihologică a utilizatorilor potenţiali şi pe de altă parte să fie realizat cadrul

organizatoric necesar pentru coordonarea factorilor implicaţi în această acţiune: producătorii

de nămol (staţiile de epurare), utilizatorii de nămol (exploataţiile agricole) şi sistemul special

de analiză şi control, care trebuie să urmărească respectarea indicatorilor de calitate ai solului,

ai apei freatice, ai plantelor, precum şi pe cei sanitar-veterinari ş.a.

7.2.2. Metode de tratare a nămolurilor de epurare

Exceptând situaţia în care sunt injectate în sol sau încorporate prin intermediul oricărei

alte lucrări a solului, nămolurile de epurare trebuie să facă obiectul unui proces de tratare

biologică, chimică sau termică, al unei depozitări pe termen lung sau al altui proces

corespunzător, proiectat să-i reducă gradul de fermentabilitate şi riscurile privind sănătatea

înainte de a fi aplicate pe terenurile agricole. În Tabelul 7.2. sunt prezentate o serie de procese

de tratare a nămolului de epurare folosite pentru a atinge obiectivele menţionate mai sus.

Tabelul 7.2. Exemple de procese de tratare a nămolului de epurare practicate pe plan internaţional [10]

Procesul Descrierea

Pasteurizarea nămolului

de epurare

Minimum 30 minute la 70 °C sau minimum 4 ore la 55°C (sau alte condiţii

corespunzătoare), urmate întotdeauna de o fermentare primară anaerobă mezofilă.

Fementare anaerobă

mezofilă

Peioada medie de menţinere în fermetaţie anaerobă este de cel puţin 12 zile la o

temperatură de 35°C ± 3°C sau cel puţin 20 de zile de fermentaţie primară la o

temperatură de 25°C ± 3°C urmat, în fiecare caz, de un al doilea stadiu care să

ofere o medie de menţinere de cel puţin 14 zile.

Fermentare aerobă

termofilă

Perioada medie de menţinere în fermentaţie este de cel puţin 7 zile, iar

temperatura va fi de 55°C, timp de cel puţin 4 ore.

Compostare (vrac sau

grămadă aerată)

Compostul trebuie menţinut la 40°C cel puţin 5 zile, iar timp de 4 ore, în această

perioadă, va trebui să atingă minimum 55°C în interiorul grămezii urmată de o

perioadă de maturare adecvată pentru a asigura că reacţia compostului este

durabilă.

Stabilizarea cu carbonat

de calciu (CaCO3)

Adăugarea de carbonat de calciu face să crească valoarea pH a nămolului până la

circa 12. După aceea, nomolul poate fi folosit direct pe terenurile agricole (nămol

sub formă de pastă aplicabil cu utilajele agricole destinate aplicării

îngrăşămintelor organice).

Păstrarea în stare lichidă Depozitarea nămolului lichid se face pe o perioadă minimă de 3 luni.

Deshidratarea şi

depozitarea nămolului

Condiţionarea nămolului de epurare cu carbonat de calciu sau cu alţi coagulanţi

urmată de deshidratare şi depozitare timp de minimum 3 luni se face dacă

nămolul a fost supus anterior unui proces de fermentaţie mezofilă primară şi o

depozitare pe o perioadă de cel puţin 14 zile.

Sursa: FAO,1992.

Literatura menţionează numeroase alte procese cărora le pot fi supuse nămolurile de

epurare pentru a fi aduse într-o stare corespunzătoare reciclării lor ca materiale fertilizante.

73

Aceasta cu atât mai mult cu cât, au existat întotdeauna reacţii ale populaţiei faţă de riscurile

prezentate de aceste materiale pentru mediul înconjurător şi pentru sănătate.

În Europa, aplicarea în agricultură a nămolurilor de epurare uscate s-a confruntat cu o

reacţie negativă a cetăţenilor, a organizaţiilor guvernamentale, a fermierilor şi a industriei

alimentare [11]. Producţia de nămol a Uniunii Europene este însă în creştere (în anul 2006 se

înregistra o producţie de 8.649.848 tone substanţă uscată la nivelul doar al celor 15 state,

vechi membre ale uniunii). În aceste condiţii, eforturile de a îmbunătăţi unele metode de

tratare (e.g. digestia anaerobă), cu reducerea ulterioară a materiei organice a materialului

rezidual (digestat) prin procese mecanice şi non-mecanice de pretratare [11].

Compostarea nămolurilor de epurare, aşa cum s-a arătat în Capitolul 5 este, de asemenea,

o metodă de tratare a nămolurilor de epurare care poate conduce la obţinerea unui produs final

de calitate. Acest procedeu este foarte apreciat şi utilizat întrucât el permite, între altele, o

foarte bună igienizare a nămolului de epurare, precum şi co-compostarea unor deşeuri (e.g.

compostarea nămolului de epurare în amestec cu deşeuri menajere urbane cu conţinut

predominant organic, triate). Una dintre problemele compostării nămolurilor de epurare este

legată de starea fizică iniţială a acestuia, el fiind un produs lichid. Prin urmare, înainte de

compostare el necesită să fie supus unui proces de deshidratare.

7.2.3. Reglementări privind reciclarea nămolurilor de epurare

Principalul act normativ al UE care reglementează gestiunea nămolurilor de epurare,

atunci când este vorba de reciclarea acestora în agricultură, este Directiva 86/278/CEE din 12

iunie 1986 [12]. Apariţia acestui act normativ a fost necesară în condiţiile în care Directiva

75/442/CEE a Consiliului european nu acoperea problematica referitoare la utilizarea

nămolurilor de epurare în cadrul exploataţiilor agricole, ci făcea referire doar la deşeurile

organice. Pe de altă parte, Directiva 78/319/CEE a Consiliului, din 20 martie 1978, referitoare

la deşeurile periculoase se aplică şi nămolurilor de epurare în măsura în care ele conţin sau

sunt contaminate cu substanţe ce figurează în anexele acesteia şi care sunt de natură să

prezinte riscuri pentru sănătatea umană sau pentru mediul înconjurător, atunci când sunt

prezente în anumite cantităţi sau în anumite concentraţii.

Directiva 86/278/CEE face referire la:

Bazin cu nămol activ, staţia de epurare Ecouflant (Pays de la Loire, Franţa),Stan, 2004

74

1) nămolurile rezultate de la staţiile de epurare care tratează apele uzate domestice

(menajere) sau urbane şi de la alte staţii de epurare ce tratează ape uzate având o

compoziţie similară apelor uzate domestice şi urbane;

2) nămolurile reziduale, provenind din fosele septice şi din alte instalaţii similare pentru

tratarea apelor uzate;

3) nămolurile reziduale rezultate de la staţiile de epurare altele decât cele menţionate la

punctele a şi b.

Un alt termen întâlnit în actele normative şi în literatura de specialitate referitor la

nămoluri este cel de „nămoluri tratate”, care reprezintă „nămolurile tratate pe cale biologică,

pe cale chimică sau termică, prin depozitare pe termen lung sau prin orice alt procedeu

corespunzător pentru a reduce în mod semnificativ puterea lor fermentescibilă şi

inconvenientele sanitare ale utilizării lor”.

Directiva 86/278/CEE a fost adoptată din următoarele considerente:

1) necesitatea prevederii unui regim special pentru acest tip de deşeuri dându-se totodată

garanţia că se asigură protecţia omului, animalelor, vegetaţiei şi mediului înconjurător

împotriva oricăror efecte prejudiciabile cauzate de utilizarea necontrolată a

nămolurilor de epurare;

2) necesitatea stabilirii primelor măsuri comunitare în cadrul protecţiei solurilor;

3) nămolurile de epurare pot prezenta proprietăţi agronomice utile şi, în consecinţă, se

justifică încurajarea valorificării lor în agricultură cu condiţia ca ele să fie utilizate

corect; utilizarea nămolurilor de epurare în agricultură nu trebuie să dăuneze calităţii

solurilor şi producţiei agricole;

4) anumite metale grele pot fi toxice pentru plante şi pentru om prin prezenţa lor în

recolte. Astfel se impune fixarea unor valori limitate pentru aceste elemente în soluri;

5) utilizarea nămolurilor de epurare pe solurile agricole trebuie să se interzică atunci când

solurile prezintă concentraţii ale metalelor grele ce depăşesc limitele stabilite;

6) concentraţia solurilor în aceste elemente nu trebuie să depăşească limitele impuse ca

urmare a aplicării nămolurilor de epurare. Pentru a se evita astfel de fenomene, fie se

vor limita dozele anuale de nămoluri ce pot fi aplicate pe solurile agricole, fie se va

veghea la a nu se depăşi valorile limită aplicabile metalelor grele ce ar putea ajunge în

soluri pe baza unei medii pe zece ani;

7) înainte de a fi utilizate în agricultură, nămolurile de epurare trebuie să fie tratate;

statele membre ale UE pot, totuşi, autoriza utilizarea nămolurilor de epurare netratate

dar fără să existe riscuri privitoare la sănătatea omului şi a animalelor atunci când sunt

încorporate sau injectate în soluri;

8) este necesar ca între data aplicării nămolurilor pe solurile agricole şi data la care se

scot animalele la păşunat, se recoltează plantele furajere, etc., să existe o perioadă de

nefolosire a acestor terenuri pentru a se evita contactul direct cu solul; utilizarea

nămolurilor de epurare în culturile legumicole şi fructifere în timpul perioadei de

vegetaţie, cu excepţia arborilor fructiferi, trebuie interzisă;

9) utilizarea nămolurilor de epurare trebuie să se facă în condiţiile garantării protecţiei

solului, a apelor de suprafaţă şi a celor subterane conform Directivelor 75/440/CEE şi

80/68/CEE;

10) este necesar să se efectueze controlul calităţii nămolurilor de epurare şi al solurilor pe

care se utilizează acestea, să se efectueze analize asupra lor şi să se comunice

rezultatele utilizatorilor;

11) este de dorit să se păstreze un anumit număr de informaţii pentru a se asigura o bună

cunoaştere a utilizării nămolurilor în agricultură, iar aceste informaţii să fie transmise

75

Comisiei Europene sub formă de rapoarte periodice, iar Comisia, pe baza rapoartelor

va face, dacă va și necesar, propuneri vizând asigurarea unei protecţii crescânde a

solurilor şi a mediului înconjurător;

12) nămolurile de epurare provenind de la staţiile de epurare de talie mică, ce tratează în

principal apele uzate menajere, care prezintă foarte puţine riscuri pentru sănătatea

omului, pentru plante, animale şi pentru mediul înconjurător nu vor fi supuse aceluiaşi

regim de raportare, informare şi analize;

13) statele membre ale UE pot, pe de altă parte, să adopte măsuri mult mai severe

privitoare la nămolurile de epurare, spre deosebire de Directiva 86/278/CEE; aceste

măsuri vor trebui însă comunicate Comisiei;

14) având în vedere progresul tehnico-ştiinţific, între statele membre ale UE trebuie să

existe o cooperare în cadrul unui comitet pentru adoptarea progreselor tehnice şi

ştiinţifice referitoare la acest domeniu.

Nămolurile de epurare nu pot fi utilizate în agricultură decât în conformitate cu Directiva

86/278/CEE şi cu Directivele 75/442/CEE şi 78/319/CEE.

În ceea ce priveşte metalele grele, Directiva 86/278/CEE prevede valori ale

concentraţiilor acestora în solurile pe care se aplică nămoluri de epurare, ale concentraţiilor în

nămolurile de epurare destinate reciclării în agricultură şi cantităţile maxime anuale de metale

grele ce pot fi introduse în soluri agricole (Tabelele 7.3., 7.4. şi 7.5).

Tabelul 7.3. Valori limită ale concentraţiilor în metale grele în soluri (mg/kg de materie uscată dintr-un

eşantion reprezentativ de soluri cu pH cuprins între 6 şi 7)

Parametri Valori limită4

Cadmiu

Cupru5

Nichel2

Plumb

Zinc2

Mercur

Crom6

1 – 3

50 – 100

30 – 75

50 – 300

150 – 300

1 – 1,5

–

Tabelul 7.4. Valori limită ale concentraţiilor în metale grele în nămolurile destinate utilizării în

agricultură (mg/kg de materie uscată)

Parametri Valori limită

Cadmiu

Cupru

Nichel

Plumb

Zinc

Mercur

Crom

20 – 40

1000 – 1750

300 – 400

750 – 1200

2500 – 4000

16 – 25

–

Pentru efectuarea analizelor chimice la nămolurile de epurare, la solurile agricole, precum

şi pentru prelevarea probelor, în Directiva 86/278/CEE sunt precizate o serie de reguli.

4 Statele membre pot autoriza depăşirea valorilor limită de mai sus în cazul utilizării nămolurilor pe terenurile care, în urma

notificării prezentei directive, sunt consacrate eliminării nămolurilor dar pe care se realizează culturi cu scop comercial

destinate exclusiv consumului animal. Statele membre comunică Comisiei numărul şi natura siturilor implicate. Ele veghează

pentru a nu rezulta nici un pericol pentru om şi mediul înconjurător. 5 Statele membre pot autoriza o depăşire a valorilor limită pentru aceşti parametri pe solurile unde pH-ul este în mod constant

peste 7. În nici un caz concentraţiile maxime autorizate pentru aceste metale grele nu trebuie să depăşească cu mai mult de

50% valorile prezentate mai sus. Statele membre veghează în plus pentru a nu apare nici un pericol pentru om şi mediul

înconjurător şi mai ales pentru pânzele freatice. 6 La data notificării directivei nu a fost posibil să se fixeze valori limită pentru crom.

76

A. Analizele nămolurilor. a. Ca regulă generală, nămolurile trebuie să fie analizate odată la şase luni. Dacă apar

modificări în calitatea apelor tratate, frecvenţa acestor analize trebuie să crească. Dacă

rezultatele analizelor nu variază în mod semnificativ pe o perioadă de un an,

nămolurile trebuie să fie analizate cel puţin odată la douăsprezece luni.

b. Trebuie să se analizeze următorii parametri: materia (substanţa) uscată, materia

organică, pH, cadmiu, cupru, nichel, plumb, zinc, mercur, crom.

c. Pentru cupru, zinc şi crom, aşa cum s-a demonstrat, că aceste metale nu sunt prezente

în apele uzate tratate de staţiile de epurare decât în cantităţi neglijabile, statele membre

decid în ceea ce priveşte frecvenţa analizelor ce trebuie efectuate.

Tabelul 7.5. Valori limită pentru cantităţile anuale de metale grele ce pot fi introduse în solurile

cultivate pe baza unei medii de 10 ani (kg/ha/an)

Parametri Valori limită

Cadmiu

Cupru

Nichel

Plumb

Zinc

Mercur

Crom

0,15

12

3

15

30

0,1

–

B. Analizele solurilor. a. Înainte de utilizarea altor nămoluri decât cele rezultate de la staţiile de epurare, statele

membre trebuie să se asigure că, conţinutul în metale grele al solurilor nu depăşeşte

valorile limită fixate, prezentate mai sus. Pentru aceasta, Statele membre decid asupra

analizelor ce trebuie efectuate ţinând cont de datele ştiinţifice disponibile asupra

caracteristicilor solurilor şi omogenitatea acestora.

b. Statele membre decid asupra frecvenţei analizelor ulterioare ţinând cont de conţinutul

în metale grele al solurilor înainte de utilizarea nămolurilor, de cantitatea şi de

compoziţia nămolurilor utilizate, precum şi de orice alt element aferent.

Trebuie să se analizeze următorii parametri: pH, cadmiu, cupru, nichel, plumb, zinc,

mercur, crom.

Directiva 86/278/CEE încurajează folosirea nămolului de epurare în agricultură şi

reglementează aceasta astfel încât să se prevină daunele asupra vegetaţiei, animalelor şi

omului. Pentru aceasta se interzice folosirea nămolurilor netratate pe terenurile agricole. Doar

dacă după aplicare sunt imediat încorporate în sol, este acceptată şi această metodă. Nămolul

tratat este definit ca produs care a fost supus unui tratament biologic, chimic, termic,

depozitare pe termen lung sau oricărui altui proces corespunzător pentru a-i reduce

fermentabilitatea şi riscurile pentru sănătate în cazul utilizării lui. Pentru a oferi protecţie

împotriva riscului potenţial pentru sănătate a patogenilor reziduali, nămolul nu trebuie să fie

aplicat pe solurile pe care se cultivă culturi fructifere şi legumicole sau să se aplice cu cel

puţin o lună înainte de recoltarea acestora. Animalele care pasc nu trebuie să aibă acces pe

pajişti sau pe terenurile cu plante furajere decât la trei săptămâni după aplicarea nămolului de

epurare. Directiva cere, de asemenea, ca nămolul să fie folosit în aşa fel încât să se ţină cont

de cerinţele plantelor pentru elementele nutritive, de calitatea solului şi de cea a apelor

subterane care nu trebuie afectate.

Datorită proceselor fizico-chimice implicate în procesul de tratare, nămolul tinde să

concentreze metale grele şi materie organică biodegradabilă, precum şi organisme potenţial

77

patogene (virusuri, bacterii, etc.) prezente în apele uzate. Nămolul este totuşi bogat în

nutrienţi, precum azotul, fosforul şi în materie organică, utile pentru soluri. Materia organică

şi nutrienţii sunt două elemente care fac ca acest produs rezidual să fie folosit ca fertilizant pe

solurile agricole sau ca ameliorator al conţinutului în materie organică al solurilor sărace sau

degradate.

O serie de alte acte normative, comunicate şi rapoarte fac referire la reglementarea tratării

şi eliminării efluenţilor în mediul înconjurător fără a-i dăuna acestuia dar, în cele ce urmează

se va face referire doar la câteva aspecte privind bunele practici adoptate de unele State ale

UE, care reciclează nămolurile de epurare în agricultură.

Deşi la nivelul UE reciclarea nămolurilor de epurare ajunge, în medie, la circa 40% din

producţia totală, în unele state, aplicarea pe terenurile agricole şi incinerarea sunt metodele

cele mai utilizate (e.g. în Franţa, cel mai adesea, nămolurile de epurare sunt reciclate prin

aplicarea pe terenurile agricole). Există un Comitet Naţional al Nămolurilor, la care participă

şi ADEME (Agence de l’Environnement et de la Maîtrise d’Energie) şi care are ca obiectiv

demersul de a face să se înţeleagă bine problema reciclării nămolurilor de epurare în

agricultură în cadrul unor dezbateri bine concertate şi clare. Aceasta pentru a răspunde

preocupărilor agricultorilor care ar putea manifesta reticenţe în a accepta pe solurile lor aceste

produse şi consumatorilor care se tem de eventualele riscuri.

Codul bunelor practici agricole de utilizare a nămolului de epurare al Marii Britanii

limitează cantităţile maxime de metale grele ce pot ajunge în stratul arabil al solurilor (la un

pH de 6-7) care primesc nămoluri de epurare. Acest cod permite un nivel maximum de 200

mg/kg zinc (Zn) total, 135 mg/kg cupru (Cu) total, 75 mg/kg nichel (Ni) total şi 3 mg/kg

cadmiu (Cd). Limita prevăzută pentru Zn (200 mg/kg) este mai mică decât valoarea maximă

admisă de 300 mg/kg (în soluri cu pH 6-7). Această valoare a fost scăzută ca precauţie pe

baza recomandărilor făcute de un comitet ştiinţific, urmare a efectelor dăunătoare măsurate

într-unul dintre siturile din Marea Britanie privitor la abilitatea trifoiului de a fixa azotul

atmosferic la concentraţii ridicate în metale grele al solului [13].

În România, problema nămolurilor de epurare este reglementată prin ORDINUL nr. 344

din 16 august 2004 [14]. Este vorba în special de aprobarea Normelor tehnice privind protecţia

mediului, cu precădere a solurilor, când se utilizează nămolurile de epurare în agricultură.

Acest ordin defineşte diferitele tipuri de nămoluri de epurare, după cum urmează:

a. nămoluri provenite de la staţiile de epurare a apelor uzate din localităţi şi de la alte

staţii de epurare a apelor uzate cu o compoziţie asemănătoare apelor uzate orăşeneşti;

b. nămoluri provenite de la fosele septice şi de la alte instalaţii similare pentru epurarea

apelor uzate;

c. nămoluri provenite de la staţiile de epurare, altele decât cele menţionate la punctele a

şi b;

d. nămoluri tratate - nămolurile tratate printr-un proces biologic, chimic ori termic, prin

stocare pe termen lung sau prin orice alt procedeu corespunzător care să reducă în

mod semnificativ puterea acestora de fermentare şi riscurile sanitare rezultate prin

utilizarea lor.

Nămolurile provenite de la staţiile de epurare a apelor uzate din localităţi şi din alte staţii

de epurare a apelor uzate, cu o compoziţie asemănătoare apelor uzate orăşeneşti, pot fi

utilizate în agricultură numai dacă sunt în conformitate cu prezentele norme tehnice.

Concentraţiile de metale grele în solurile pe care se aplică nămoluri, concentraţiile de

metale grele din nămoluri şi cantităţile maxime anuale ale acestor metale grele, care pot fi

introduse în solurile cu destinaţie agricolă (Tabelele 7.6., 7.7. şi 7.8).

78

Tabelul 7.6. Valorile maxime admisibile pentru concentraţiile de metale grele în solurile pe care se

aplică nămoluri (mg/kg de materie uscată într-o probă reprezentativă de sol cu pH > 6,5)

Parametri Valorile limită

Cadmiu 3

Cupru 100

Nichel 50

Plumb 50

Zinc 300

Mercur 1

Crom 100

Utilizarea nămolurilor este interzisă atunci când concentraţia unuia sau a mai multor

metale grele din sol depăşeşte valorile limită stabilite în Tabelul 7.6. şi trebuie luate măsuri

pentru ca aceste valori limită să nu fie depăşite ca urmare a utilizării nămolurilor. Pe

terenurile agricole se pot aplica numai nămolurile al căror conţinut în elemente

poluante nu depăşeşte limitele prezentate în Tabelul 7.7.

Pentru alte elemente poluante, care nu sunt existente în tabelele prezentate mai sus,

restricţiile şi utilizarea nămolurilor vor fi stabilite de către autoritatea teritorială de protecţia

mediului, în baza recomandărilor primite din partea autorităţilor centrale de mediu, pe baza

studiilor efectuate de Institutul Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru Protecţia Mediului

(INC-DPM) şi de Institutul de Cercetări pentru Pedologie şi Agrochimie (ICPA), pentru

fiecare staţie de epurare, pe baza analizelor de sol şi nămol.

Tabelul 7.7. Concentraţiile maxime admisibile de metale grele din nămolurile destinate

pentru utilizarea în agricultură (mg/kg de materie uscată)


Cadmiu 10

Cupru 500

Nichel 100

Plumb 300

Zinc 2.000

Mercur 5

Crom 500

Cobalt 50

Arsen 10

AOX (suma compuşilor organohalogenaţi) 500

PAH (Hidrocarburi aromatice policiclice) 5

Suma următoarelor substanţe: antracen, benzoantracen,

benzofluoranten, benzoperilen, benzopiren, chrisen,

fluorantren, indeno (1,2,3) piren, naftalină, fenantren, piren

PCB (bifenili policloruraţi) 0,8

Suma compuşilor cu numerele 28, 52, 101, 118, 138, 153,

180, conform Ordinului ministrului apelor, pădurilor şi

protecţiei mediului nr. 756/1997, publicat în

Monitorul Oficial al României, Partea I, nr. 303 şi nr. 303 bis

din 6 noiembrie 1997

Pot fi utilizate în agricultură numai nămolurile tratate, pentru care s-a emis permisul de

aplicare de către agenţia locală de protecţie a mediului pe baza stud iului agrochimic

79

special elaborat de Oficiul de Studii Pedologice şi Agrochimice (OSPA) şi aprobat de

direcţia pentru agricultură şi dezvoltare rurală. În studiu trebuie să se prevadă condiţiile pe

care trebuie să le respecte producătorul şi utilizatorul nămolului pentru a se asigura

protecţia mediului.

Tabelul 7.8. Valorile limită pentru cantităţile anuale de metale grele care pot fi introduse în terenurile

agricole pe baza unei medii de 10 ani (kg/ha/an)


Cadmiu 0,15

Cupru 12

Nichel 3

Plumb 15

Zinc 30

Mercur 0,1

Crom 12

Producătorii de nămoluri trebuie să furnizeze utilizatorului de nămol, cu regularitate,

informaţii privind disponibilul de nămol şi caracteristicile nămolului, conform

următorilor indicatori de caracterizare:

pH;

umiditate;

pierdere la calcinare;

carbon organic total;

azot;

fosfor;

potasiu;

cadmiu;

crom;

cupru;

mercur;

nichel;

plumb;

zinc.

Împrăştierea nămolului se face numai în perioadele în care sunt posibile accesul normal

pe teren şi încorporarea nămolului în sol imediat după aplicare.

În utilizarea nămolurilor trebuie să se ţină cont de următoarele reguli:

să se cunoască necesităţile nutriţionale ale plantelor;

să nu se compromită calitatea solurilor şi a apelor de suprafaţă;

valoarea pH-ului din solurile pe care urmează a fi aplicate nămoluri de epurare

trebuie să fie menţinută la valori peste 6,5.

Acest ordin prevede, de asemenea, o serie de reguli ce se impun producătorilor de

nămoluri.

În ceea ce priveşte pretabilitatea terenurilor agricole pentru aplicarea nămolurilor de

epurare, culturile agricole pentru care pot fi acestea aplicate, o serie de lucrări în acest sens, au

fost publicate de cercetătorii români de la Institutul Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru

Pedologie, Agrochimie şi Protecţia Mediului Bucureşti. Ele fac referire totodată şi la metodele

de tratare a acestora (e.g. iradierea nămolului de epurare).

7.2.4. Puncte cheie pentru reuşita utilizării reciclării nămolurilor

Folosirea metodei de reciclare agricolă a nămolurilor de epurare nu îi priveşte doar pe

agricultori ci, de asemenea, un întreg lanţ de intervenienţi, între care producătorii de nămoluri

de epurare (gestionarii staţiilor de epurare), transportatorii, eventual o întreprindere

specializată în realizarea tehnicii de împrăştiere şi încorporare a nămolurilor de epurare,

cercetătorii ştiinţifici, organismele administrative, societatea civilă etc.

80

Pentru o reuşită în utilizarea durabilă a nămolurilor de epurare este necesar să se realizeze

o serie de activităţi şi să se atingă obiectivele de calitate, înainte ca utilizarea propriu-zisă să

aibă loc.

1) Realizarea unui control eficient al reţelelor de colectare pentru a se asigura producerea

de nămoluri curate. Prima condiţie pentru a obţine nămoluri de calitate, care vor fi

uşor acceptate pentru aplicarea pe terenurile agricole ţine de ceea ce se aruncă în apele

uzate, mai ales produse contaminante.

2) Pentru ca împrăştierea nămolurilor de epurare să fie acceptată de agricultori şi

consumatori în cunoştinţă de cauză este necesară o foarte bună informare privitor la

procesele de tratare, la eventualele riscuri şi la demersurile ce se pot lua în vederea

preîntâmpinării lor. Cea mai largă concertare, atât la nivel local (iniţiativa

producătorului de nămol de epurare), cât şi la nivel de judeţ (iniţiativa prefecturii),

trebuie să permită tuturor actorilor să ia o poziţie în cunoştinţă de cauză privitor la

practica împrăştierii pe terenurile agricole.

3) Organizarea la nivel teritorial printr-o repartizare armonioasă şi o evidenţă riguroasă a

siturilor în care se aplică nămoluri de epurare. Considerarea producţiilor de nămol de

epurare ce ar trebui împrăştiate pe terenurile agricole şi a parcelelor disponibile trebuie

să se facă pe un teritoriu destul de vast (judeţ sau o mică regiune agricolă) pentru a

repartiza armonios împrăştierea în funcţie de soluri, culturi, suprafeţe utilizabile etc. şi

pentru a ţine cont de alte aporturi, deja existente (e.g. dejecţii de la animalele

domestice).

4) Realizarea unui control analitic, conform reglementărilor naţionale şi europene, bine

organizat, pentru a garanta cunoaşterea nămolurilor ce se împrăştie şi a solurilor

receptoare. Sunt indispensabile analizele regulate pentru a cunoaşte calitatea

nămolurilor şi aptitudinile solurilor de a le primi.

5) Elaborarea unui proiect bine gândit în vederea aplicării nămolurilor de epurare pentru

a valorifica cel mai bine proprietăţile fertilizante ale nămolurilor. Este necesar un

demers raţional pornind de la date agronomice precise pentru a asigura rezultate bune

culturilor, satisfacţia agricultorului şi perenizarea aplicării nămolurilor pe terenurile

agricole în cadrul unei agriculturi durabile.

6) Elaborarea unui cod al bunelor practici de aplicare a nămolurilor de epurare pentru ca

fiecare intervenient să facă exact ceea ce trebuie să facă. Precizarea procedurilor prin

intermediul comunicării orale şi în scris va permite cunoaşterea acestora de către toţi

intervenienţii şi evitarea ezitărilor şi a falselor manevre, care ar putea fi la originea

unor incidente.

7) Desemnarea unui responsabil bine identificat, ce se va ocupa de organizarea

şantierelor şi va servi drept interlocutor pentru a se şti cui să se adreseze la nivel local

(responsabil unic desemnat şi cunoscut) şi la nivel de judeţ (căruia să i se poată adresa

în caz de nemulţumiri). Toate acestea vor asigura fiabilitatea organizării şi vor genera

încredere.

8) Asigurarea existenţei unui organism independent va valida datele furnizate de

producătorul de nămoluri. Pe ansamblul filierei de aplicare a nămolurilor de epurare,

în plus faţă de autocontrolul efectuat de responsabilul cu aplicarea şi de controlul

oficial al respectării reglementărilor, se recomandă existenţa unei validări externe ce se

va efectua de către un organism independent.

9) Crearea posibilităților de informare la nivel naţional pentru a sensibiliza cetăţenii în

raport cu eforturile depuse. Cunoaşterea situaţiei naţionale a asanării şi igienizării

81

apelor, a dificultăţilor întâmpinate şi a soluţiilor aplicate vor permite tuturor

cetăţenilor să conştientizeze mizele şi complexitatea protecţiei mediului înconjurător.

7.2.5. Riscuri pe care le pot prezenta nămolurile de epurare

Reciclarea nămolului de epurare pe terenurile agricole este în general considerată ca cea

mai bună opţiune practică pentru mediul înconjurător. Totuşi, adesea aplicarea nămolului pe

solurile agricole a creat probleme pentru mediul înconjurător ceea ce a forţat agenţiile

guvernamentale să restricţioneze cantităţile şi tipurile de nămol care pot fi aplicate pe

terenurile agricole. Sunt utilizate diferite procese pentru a reduce orice potenţial efect negativ

al aplicării nămolului de epurare. Compostarea deşeurilor pentru a stabiliza materiile organice

reprezintă unul dintre cele mai utilizate procese în prezent [15].

În afara elementelor fertilizante, în nămol se găsesc cantităţi variabile de metale grele a

căror acumulare în sol, peste anumite limite, poate afecta negativ viaţa din sol

(microorganismele), viaţa plantelor, calitatea produselor agroalimentare, sănătatea oamenilor

şi mediul înconjurător în ansamblu. Metalele grele se acumulează în stratul de sol arabil

pentru că nu sunt levigate repede, iar ceea ce acumulează plantele este foarte puţin comparativ

cu aportul realizat. Creşterea concentraţiilor de metale grele în soluri poate afecta pe termen

lung fertilitatea acestora şi productivitatea agricolă. Metalele grele sunt prezente ca săruri

foarte solubile sau în combinaţii legate puternic de materialul organic prezent în nămol.

Aceste metale grele se eliberează numai dacă solul este extrem de acid.

Concentraţia metalelor grele în nămolurile de epurare este un factor limitativ în privinţa

reciclării acestora în agricultură din cauza posibilităţii de transfer din sol prin intermediul

plantelor, de-a lungul lanţurilor trofice până la consumatorul final – omul. Aşa cum s-am

menţionat mai sus, concentraţiile maxime permise în solurile care primesc nămol de epurare

sunt prevăzute de Directiva Comisiei Europene, 86/278/CEE (CEC, 1986).

Unele metale grele se referă la microelemente necesare pentru nutriţia plantelor. Acestea

manifestă toxicitate numai când sunt în cantităţi mari. Altele (e.g. cadmiul, plumbul,

mercurul), în toate cazurile manifestă acţiune toxică. Deşi se găsesc în cantităţi mici în sol,

Bazin cu nămol de epurare însămânţat cu ierburi pentru fitoextracţia metalelor grele. Staţia de epurare

Ecouflant (Pays de la Loire, Franţa),Stan, 2004

82

când ajung în hrană, chiar în cantităţi mici, metalele grele se acumulează treptat în

organismele animalelor sau în cele ale oamenilor şi, uneori, după câţiva ani, după depăşirea

concentraţiilor limită, pot să ducă la apariţia unor maladii incurabile.

Conţinutul în metale grelele din nămolurile de epurare se datorează în principal apelor

uzate industriale evacuate în canalizarea orăşenească. Pentru diminuarea acestora este

necesară pre-epurarea corectă a acestor efluenţi în cadrul întreprinderilor industriale, însoţită

de reţinerea nămolurilor anorganice rezultate. Tehnologiile de epurare a acestui tip de efluent

se stabilesc pentru fiecare caz în parte, în funcţie de ionii metalici conţinuţi.

Pentru diminuarea conţinutului nămolurilor de epurare în metale grele, una dintre

metodele abordate în prezent este însămânţarea acestora, pe durata existenţei lor în staţia de

epurare, cu plante acumulatoare de metale grele. Procesul este cunoscut sub denumirea de

fitoextracţie.

Pe lângă metalele grele, nămolul de epurare poate conţine concentraţii ridicate de

microorganisme potenţial patogene pentru oameni şi animale [16]. Procedeele de igienizare,

vizând îndepărtarea patogenilor din nămolurile utilizate în prezent pe plan mondial apelează

la acţiunea separată sau conjugată a unor agenţi fizici (e.g. căldură, radiaţii ionizante), chimici

(e.g. crearea de condiţii oxidative sau de un anumit pH) sau biologici (e.g. prin fermentare

termofilă sau compostare). Unele procedee au ca scop igienizarea nămolului (e.g.

pasteurizarea, iradierea), iar altele stabilizarea lui (e.g. tratarea la temperaturi şi presiuni

ridicate), igienizarea fiind obţinută ca efect secundar.

83

Referinţe bibliografice

Capitolul 1

[1] Health and Consumer Protection Directorate General, 2005. Report on animal by- products. Health and Consumer Protection Directorate

General. European Commission, p. 29. În: Rintala, J., 2008. Effects of storage on characteristics and hygienic quality of digestates from four co-digestion concepts of manure and biowaste. Bioresource Technology 99, 7041–7050.

Capitolul 2 [1] Alburquerque, J.A., , Gonzálvez, J., García, D., Cegarra, H., 2006. Measuring detoxification and maturity in compost made from

‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system. Chemosphere 64, 470–477.

[2] Burton, C.H., Turner, C., 2003. Manure management. Treatment Strategies for Sustainable Agriculture. 2nd Edition. Silsoe Research Institute.

[3] Raport anual, 2012. Industria cărnii.ro. Oglinda companiilor din industria cărnii. Ediţia I, România. Editor: Addor Media Press.

[4] Final Report, Part III: Project Interim Reports. Environmental, economic and social impacts of the use of sewage sludge on land. European Commission, DG Environment under Study Contract DG ENV.G.4/ETU/2008/0076r.

[5] Ministerul Mediului şi Pădurilor şi Administraţia Naţională „Apele Române”, 2012. Situaţia în România a apelor uzate urbane şi a

nămolului provenit din staţiile de epurare. Broşură pentru public. http://www.rowater.ro/TEST/Brosura-ape-uzate-pentru-public-2012.pdf

Smith, A., Brown, K., Ogilvie, S., Rushton, K., Bates, J., 2001. Waste Management Options and Climate Change. Final report to the

European Commission, DG Environment. (Sursa nu a fost citată ca atare.).

Capitolul 3

[1] Lal, R., 2000. World cropland soils as a source or sink fro atmospheric carbon. In: Moral, R., Paredes, C., Bustamante, M.A., Marhuenda-Egea, F., Bernal, M.P., 2009. Utilisation of manure composts by high-value crops: Safety and environmental challenges Bioresource

Technology 100, 5454–5460.

[2] Werner, W. Complementary nutrient sources. IFA-FAO Agriculture Conference. “Global Food Security and the Role of Sustainable Fertilization”Rome, Italy, 26-28 March 2003, 1-20.

[3] Paul, J.W., Beauchamp, E.G., 1995. Nitrogen flow on two livestock farms in Ontario: a simple model to evaluate strategies to improve N

utilization. În: Salazar, F.J., Chadwick, D., Pain, B.F., Hatch, D., Owen, E.,2005. Nitrogen budgets for three cropping systems fertilised with cattle manure. Bioresource Technology 96, 235–245.

[4] Pain, B.F., 2000. Control and utilization of livestock manures. In: Hopkins, A. (Ed.), Grass: Its Production and Utilization, third ed.

British Grassland Society. În: Salazar, F.J., Chadwick, D., Pain, B.F., Hatch, D., Owen, E.,2005. Nitrogen budgets for three cropping systems fertilised with cattle manure. Bioresource Technology 96, 235–245.

[5] Bruncke, R., Alvo, P., Schuepp, P., Gordon, R., 1988. Effect of meteorological parameters on ammonia loss from manure in the fields.

În: Salazar, F.J., Chadwick, D., Pain, B.F., Hatch, D., Owen, E.,2005. Nitrogen budgets for three cropping systems fertilised with cattle manure. Bioresource Technology 96, 235–245.

[6] Menzi, H., Katz, P., Frick, R., Fahrni, M., Keller, M., 1997. Ammonia emissions following the application of solid manure to Grassland.

In: Jarvis, S.C., Pain, B.F. (Eds.), Gaseous Nitrogen Emissions From Grassland. În: Salazar, F.J., Chadwick, D., Pain, B.F., Hatch, D.,

Owen, E.,2005. Nitrogen budgets for three cropping systems fertilised with cattle manure. Bioresource Technology 96, 235–245.

[7] Eghball, B., G.D. Binford, andD.D. Baltensperger. 1996. Phosphorus movement and adsorption in a soil receiving long-term manure and

fertilizer application. În: Eghball, B., Gilley, J.E., 1999. Phosphorus and Nitrogen in Runoff Following Beef Cattle Manure of Compost Application. Biological Systems Engineering. Biological Systems Engineering: Papers and Publications. University of

Nebraska – Lincoln.

[9] Ann Albihn, A., Vinnerås, B., 2007. Biosecurity and arable use of manure and biowaste — Treatment alternatives. Livestock Science 112, 232–239.

[10] Robertson GP, Paul EA, Harwood RR. Greenhouse gases in intensive agriculture: contributions of individual gases to the radiative

forcing of the atmosphere. În: Suddick, E.C., Six, J., 2013. An estimation of annual nitrous oxide emissions and soil quality following the amendment of high temperature walnut shell biochar and compost to a small scale vegetable crop rotation Science of the Total

Environment xxx, xxx–xxx. Articol sub tipar.

[11] IPCC. The physical science basis contribution of working group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate Change 2007. În: Suddick, E.C., Six, J., 2013. An estimation of annual nitrous oxide emissions and soil

quality following the amendment of high temperature walnut shell biochar and compost to a small scale vegetable crop rotation Science of the Total Environment xxx, xxx–xxx. Articol sub tipar.

[12] Salazar, F.J., Chadwick, D., Pain, B.F., Hatch, D., Owen, E.,2005. Nitrogen budgets for three cropping systems fertilised with cattle

manure. Bioresource Technology 96, 235–245.

Capitolul 4

[1] http://ec.europa.eu/environment/waste/index.htm

[2] Directiva 2008/98/CE a Parlamentului European şi a Consiliului din 19 noiembrie 2008 privind deşeurile şi de abogare a anumitor

Directive. J. Of. al Uniunii Europene/22/11/2008.

[3] http://ec.europa.eu/environment/waste/framework/index.htm [4] Strategia Naţională de Gestionare a Deşeurilor, 2003-2013, vol. I. http://www.anpm.ro/upload/3850_SNGD.pdf

[5] Ordonanţa de urgenţă nr. 78/2000 privind regimul deşeurilor.

[6] Legea nr. 426/2001 pentru aprobarea Ordonanţei de urgenţă nr. 78/2000 privind regimul deşeurilor. [7] Planul Naţional de Gestionare a Deşeurilor, vol. II. http://www.anpm.ro/upload/3850_SNGD.pdf

[8] Planul Naţional de Acţiune pentru Protectia Mediului (PNAPM).

http://www.anpm.ro/planul_national_de_actiune_pentru_protectia_mediului-529 [9] HOTĂRÂRE Nr. 856 din 16 august 2002 privind evidenţa gestiunii deşeurilor şi pentru aprobarea listei cuprinzând deşeurile, inclusiv

deşeurile periculoase.

http://www.rowater.ro/TEST/Brosura-ape-uzate-pentru-public-2012.pdf

http://www.rowater.ro/TEST/Brosura-ape-uzate-pentru-public-2012.pdf

http://ec.europa.eu/environment/waste/index.htm

http://ec.europa.eu/environment/waste/framework/index.htm

http://www.anpm.ro/upload/3850_SNGD.pdf

http://www.anpm.ro/upload/3850_SNGD.pdf

http://www.anpm.ro/planul_national_de_actiune_pentru_protectia_mediului-529

84

Capitolul 5 [1] Vergnoux, A., Guiliano, M., Le Dréau, I., Kister, J., Dupuy, N., Doumenq, P., 2009. Monitoring of the evolution of an industrial

compost and prediction of some compost properties by NIR spectroscopy. Science of the total environment, 407 (7), 2390-2403.

[2] de Bertoldi, M., Valdini, G. şi Pera A., 1983. The biology of composting: a review. Waste Manag. Res. 1, 157-176. [3] Zucconi, F., de Bertoldi, M., 1987. Compost specifications for the production and characterization of compost from municipal solid

waste. În: de Bertoldi, M., Ferranti, M.P., L’Hermite, P., Zucconi, F. (Eds.), Compost: Production, Quality and Use. Elsevier, Barking,

pp. 30–50. [4] Tiquia, M. S., Tam, Y. F. N. 1998. Elimination of phytotoxicity during co-composting of spent pig-manure sawdust litter and pig sludge.

Bioresource Technology 65 (1-2), 43-49.

[5] Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453.

[6] Turner, C. 2002. The thermal inactivation of E. coli in straw and pig manure. Bioresource Technology 84 (1), 57-61.

[7] Hoyos, G. E. S., Juárez, V. J., Ramonet, A. C., López, G. J., Rios, A. A., Uribe, G. E. 2002. Aerobic thermophilic composting of waste sludge from gelatin-greetine industry. Resources, Conservation and Recycling 34, 161-173.

[8] Slater, R. A., Frederickson, J., and Gilbert, E. J., 2001. The State of Composting 1999. The Composting Association, Wellingborough.

[9] Peters, S., Koschinsky, S., Schwieger, F., and Tebbe, C. C. 2000. Succession of Microbial Communities during Hot Composting as Detected by PCR-Single-Strand-Confirmation Polymorphism-Based Genetic Profiles of Small-Subunit rRNA Genes. Applied and

Environmenltal Microbiology 66, 930-936.

[10] Lazzari, L., Sperni, L., Bertin, P., Pavoni, B. 2000. Correlation between inorganic (heavy metals) and organic (PCBs and PAHs) micropoluant concentrations during sewage sludge composting processes. Chemsphere 41 (3), 427-435.

[11] Valdrighi, M. M., Pera, A., Agnolucci, M., Frassietti, S., Lunardi, D., Vallini, G. 1996. Effects of compost-derived humic acids on

vegetable biomass production and microbial growth within a plant (Cichorium intybus) -soil system: a comparative study. Agriculture, Ecosystems and Environment 58, 133-144.

[12] Hassouneh, O., Jamrah, A., Qaisi, K. 1999. Sludge stabilization by composting: a Jordanian case study. Bioprocess Engineering 20,

413-421. [13] Mustin, 1987. Le compost. Gestion de la matière organique, Editions F. Dubusc-Paris.

[14] Giglotti, G., Valentini, F., Erriquens, F.G., Said-Pullicino, D., 2005. Evaluating the efficiency of the composting process: a comparison

of different parameters. În: Raut, M.P., Prince William, S.P.M., Bhattacharyya, J.K., Chakrabarti, T., Devotta, S., 2008. Microbial dynamics and enzyme activities during rapid composting of municipal solid waste – A compost maturity analysis perspective.

Bioresource Technology 99, 6512-6519.

[15] Klamer, M., Bååth, E. 1998. Microbial community dynamics during composting of straw material tudied using phospholipid fatty acid analysis. FEMS Microbiology Ecology 27, 9-20.

[16] Soltner, D., 1990. Les bases de la production végétale. Tome I: Le sol. 18ème edition. Collection Sciences et Techniques Agricoles. Le

Clos Lorelle. Saint-Gemmes-sur-Loire. 49000 Angers. În: Stan, V., 2005. Protecţia mediului prin agricultură durabilă. Editura Ceres. pp. 1-220.

[17] Loué, A., 1993. Oligoéléments en agriculture. SCPA. Nathan. ISBN 2-09-176828-1.

[18] Bishop, P.L., Godfrey, C., 1983. Nitrogen transformation during sewage composting. În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100

(22), 5444-5453.

[19] Miller, F.C., 1992. Composting as a process based on the control of ecologically selective factors. In: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A.,

Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource

Technology 100 (22), 5444-5453.

[20] Zopras, A. A., Kapetanios, E., Zopras, A. G., Karlis, P., Vlyssides, A., Haralambus, I., Loizidou, M. 2000. Compost produced from organic fraction of municipal solid waste, primary stabilized sewage sludge and natural zeolite. Journal of Hazardous Materials B77,

149-159.

[21] Mari, I., Ehaliotis, C., Kotsou, M., Chatzipavlidis, I., Georgakakis, D., 2005. Use of sulfur to control pH in composts derived from olive processing by-products. În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria

for compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453.

[22] Bernal, M.P., Lopez-Real, J.M., Scott, K.M., 1993. Application of natural zeolites for the reduction of ammonia emissions during the composting of organic wastes in a composting simulator. In: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal

manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453.

[23] Stentiford, E.I., 1996. Composting control: principles and practice. În: Bustamante, M.A., Paredes, C., Marhuenda-Egea, F.C., Pérez-Espinosa, A., Bernal, M.P., Moral, R., 2008. Co-composting of distillery wastes with animal manures: Carbon and nitrogen

transformations in the evaluation of compost stability. Chemosphere 72, 551–557. [24] Hassen, A., Belguith, K., Jedidi, N., Cherif, A., Cherif, M., Boudabous, A. 2001. Microbial characterization during composting of

municipal solid waste. Bioresource Technology 80, 217-225.

[25] Turner, C. 2002. The thermal inactivation of E. coli in straw and pig manure. Bioresource Technology 84, 57-61. [26] Finstein, M.S., Miller, F.C., MacGregor, S.T., Psarianos, K.M., 1985. The Rutgers strategy for composting: process design and control.

În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity

assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453.

[27]Gajalakshmi, S., Abbasi, S.A., 2008. Solid waste management by composting: state of the art. În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A.,

Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource

Technology 100 (22), 5444-5453. [28] Chang, J.I., Tsai, J.J., Wu, K.H., 2006. Thermophilic composting of food waste. Bioresource Technology 97, 116–122.

[29] Rynk, R, et al. 1992. On-farm composting handbook. Ithaca, NY: Cooperative Extension, Northeast Regional Agricultural Engineering

Service. În: EPA, 1994, Composting Yard Trimmings and Municipal Solid Waste. EPA530-R-94-003. pp. 1-151. [30] Haug, R.T. 1980. Compost engineering principles and practice. Ann Arbor, MI: Ann Arbor Science publishers, Inc. În: EPA, 1994,

Composting Yard Trimmings and Municipal Solid Waste. EPA530-R-94-003. pp. 1-151.

[31] Richard, T.L. 1992a. Municipal solid waste composting Physical and biological processing. Biomass & Bioenergy. În: EPA, 1994, Composting Yard Trimmings and Municipal Solid Waste. EPA530-R-94-003. pp. 1-151.

[31] Hassen, A., Belguith, K., Jedidi, N., Cherif, A., Cherif, M., Boudabous, A. 2001. Microbial characterization during composting of

municipal solid waste. Bioresource Technology 80, 217-225.

85

[32] Bernal, M.P., Navarro, A.F., Roig, A., Cegarra, J., García, D., 1996. Carbon and nitrogen transformation during composting of sweet sorghum bagasse. În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for

compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453.

[33] Chen, Y., Inbar, Y., 1993. Chemical and spectroscopical analyses of organic matter transformation during composting in relation to compost maturity. In: Hoitink, H.A.J., Keener, H.M. (Eds.), Science and Engineering of Composting: Design, Environmental,

Microbiological and Utilization Aspects. În: Bernal, M.P., Alburquerque, J.A., Moral, R., 2009. Composting of animal manures and

chemical criteria for compost maturity assessment. A review. Bioresource Technology 100 (22), 5444-5453. [34] Moral, R., Paredes, C., Bustamante, M.A., Marhuenda-Egea, F., Bernal, M.P., 2009. Utilisation of manure composts by high-value

crops: Safety and environmental challenges Bioresource Technology 100, 5454–5460.

[35] Zmora-Nahuma, S., Markovitch, O., Tarchitzky, J., Chena, Y., 2005. Dissolved organic carbon (DOC) as a parameter of compost maturity. Soil Biology & Biochemistry 37, 2109–2116.

[36] Wang, C.M., Changa, C.M., Watson, M.E., Dick, W.A., Chen, Y., Hoitink, H.A.J., 2004. Maturity indices of composted dairy and pig

manures. Soil Biol. Biochem. 36, 767–776. [37] Bernal, P. M., Navarro, F. A., Mondereo-Sánchez, A. M., Roig, A., Cegarra, J. 1998. Influence of sewage sludge compost stability and

maturity on carbon and nitrogen mineralization in soil. Soil Biol. Biochem 30, 305-313.

[38] Domeizel, M., Khalil, A., Prudent, P., 2004. UV spectroscopy: a tool for monitoring humification and for proposing an index of the maturity of compost. Bioresource Technology 94, 177–184.

[39] He, X.T., Logan, T.J., Traine, S.J., 1995. Physical and chemical characteristics of selected US municipal solid waste composts. În:

Bustamante, M.A., Paredes, C., Marhuenda-Egea, F.C., Pérez-Espinosa, A., Bernal, M.P., Moral, R., 2008. Co-composting of distillery wastes with animal manures: Carbon and nitrogen transformations in the evaluation of compost stability. Chemosphere 72,

551–557.

[40] Said-Pullicino, D., Erriquens, F.G., Gigliotti, G., 2007. Changes in the chemical characteristics of water-extractable organic matter during composting and their influence on compost stability and maturity. Bioresource Technology 98, 1822–1831.

[41] Zucconi, F., Forte, M., Monaco, A., Bertoldi, M., 1981a. Biological evaluation of compost maturity. În: Alburquerque, J.A., Gonzálvez,

J., García, D., Cegarra, J., 2006. Measuring detoxification and maturity in compost made from ‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system. Chemosphere 64, 470–477.

[42] Zucconi, F., Pera, A., Forte, M., de Bertoldi, M., 1981b. Evaluating toxicity of immature compost. În: Alburquerque, J.A., Gonzálvez,

J., García, D., Cegarra, J., 2006. Measuring detoxification and maturity in compost made from ‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system. Chemosphere 64, 470–477.

[43] Wong, J.W.C., Mak, K.F., Chan, N.W., Lam, A., Fang, M., Zhou, L.X., Wu, Q.T., Liao, X.D., 2001. Co-composting of soybean

residues and leaves in Hong Kong. În: Alburquerque, J.A., Gonzálvez, J., García, D., Cegarra, J., 2006. Measuring detoxification and maturity in compost made from ‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system.

Chemosphere 64, 470–477.

[44] Bernal, M.P., Paredes, C., Sa´nchez-Monedero, M.A., Cegarra, J., 1998. Maturity and stability parameters of composts prepared with a wide range of organic wastes. În: Alburquerque, J.A., Gonzálvez, J., García, D., Cegarra, J., 2006. Measuring detoxification and

maturity in compost made from ‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system.

Chemosphere 64, 470–477. [45] Coker, C. 2012. Managing Odors In Organics Recycling. BioCycle April 2012, Vol. 53, No. 4, p. 25. În:

http://www.biocycle.net/2012/04/managing-odors-in-organics-recycling/ .

[46] Reddy, K.R., Khaleel, R., Overcash, M.R., Westerman, P.W., 1979. A non-point source model for land areas receiving animal wastes:

II. Ammonia volatilization. În: DeLaune, P.B., Moore, Jr., P.A., Daniel, T.C., Lemunyon, J.L., 2004. Effect of Chemical and

Microbial Amendments on Ammonia Volatilization from Composting Poultry Litter. J. Environ. Qual. 33, 728–734.

[47] DeLaune, P.B., Moore, Jr., P.A., Daniel, T.C., Lemunyon, J.L., 2004. Effect of Chemical and Microbial Amendments on Ammonia Volatilization from Composting Poultry Litter. J. Environ. Qual. 33, 728–734.

[48] EPA, 1994, Composting Yard Trimmings and Municipal Solid Waste. EPA530-R-94-003. pp. 1-151.

[49] Crowe, M., Nolan, K., Collins, K., Carty, G., Donlon, B., Kristoffersen, N., Brøgger, M., Carlsbæk, M., Hummelshøj, R.M., Thomsen, C.D., 2002. Biodegradable municipal waste management in Europe Part 3: Technology and market issues. Topic report. Project

Manager: Tsotsos, D. European Environment Agency. pp. 1-32.

[50] Zucconi, F., De Bertoldi, Coppola, S., 1983. Recupero biologico ed utilizzatione agricole dei rifiuti urbani. Simposio Internazionale sulla Transformazione biologica ed utilizzatione in Agricoltura dei Rifiuti urbani. Napoli. II-14/10/1983. (47 publications), 759 p. În:

Mustin, 1987. Le compost. Gestion de la matière organique, Editions F. Dubusc-Paris.

[51] Benito, M., Masaguer, A., Moliner, A., Hontoria, C., Almorox, J., 2009. Dynamics of pruning waste and spent horse litter co-composting as determined by chemical parameters. Bioresource Technology 100, 497–500.

[52] Slater, R.A., Frederikson, J., 2001. Composting municipal waste in the UK: some lessons from Europe. Resources, Conservation and Recycling 32, 359–374.

[53] Foto: coşuri şi cutii pentru compostare/ cap. 6. http://www.stopfoodwaste.ie.

[54] Tiquia, M. S., Tam, Y. F. N., Hodgkiss, J. I. 1997. Effects of turning frequency on composting of spent pig-manure sawdust litter. Bioresource Technology 62, 37-42.

[55] Tiquia, M. S., Tam, Y. F. N. 2000. Co-composting of spent pig litter and sludge with forced-aeration. Bioresource Technology 72, 1-7.

[56] Laos, F., Mazzarino, J. M., Walter, I., Roselli, L., Satti, P., Moyano, S. 2002. Composting of fish offal ad biosolids in northwestern

Patagonia. Bioresource Technology 81, 179-186.

[57] Imagine privind remanierea compostului http://www.fatcow.com.au

[58] Utilaj pentru amestecarea compostului. http://www.yladlivingcompost.com.au [59] Foto: compostare în grămadă statică cu aerare forţată, neacoperită, http://newtraditionsfarm.com

[60] Foto: compostare în grămadă statică cu aerare forţată, acoperită, http://www.transformcompostsystems.com

[61] Sharma, S., Pradhan, K., Satan, S., Vasudevan, P., 2005. Potentiality of earthworms for waste management and in their uses – a review. În: Padmavathiamma, P.K., Li, L.Z.,Kumari, U.R., 2008. An experimental study of vermi-biowaste composting for agricultural soil

improvement. Bioresource Technology 99, 1672–1681.

[62] Pathma, J., and Sakthivel, N., 2012. Microbial diversity of vermicompost bacteria that exhibit useful agricultural traits and waste management potential. Review. SpringerPlus. An open acces journal. http://www.springerplus.com/content/1/1/26.

[63] Earthworms Vermicompost: A Powerful Crop Nutrient over the Conventional Compost & Protective Soil Conditioner against the

Destructive Chemical Fertilizers for Food Safety and Security Am-Euras. J. Agric. & Environ. Sci., 5 (S): 01-55, 2009.http://www98.griffith.edu.au

http://www.biocycle.net/2012/04/managing-odors-in-organics-recycling/

http://www.stopfoodwaste.ie/

http://www.fatcow.com.au/

http://www.yladlivingcompost.com.au/

http://www.transformcompostsystems.com/

http://www.springerplus.com/content/1/1/26

http://www98.griffith.edu.au/dspace/bitstream/handle/10072/30336/62923_1.pdf?sequence=1

86

[64] Ndegwa, P.M., Thompson, S.A., 2001. Integrating composting and vermicomposting in the treatment of bioconversion of biosolids. În: Padmavathiamma, P.K., Li, L.Z.,Kumari, U.R., 2008. An experimental study of vermi-biowaste composting for agricultural soil


[64] Mitchell, A., Alter, D., 1993. Suppression of labile aluminium in acidicsoils by the use of vermicompost extract. În: Padmavathiamma, P.K., Li, L.Z.,Kumari, U.R., 2008. An experimental study of vermi-biowaste composting for agricultural soil improvement.

Bioresource Technology 99, 1672–1681.

[66] Darwin F, Seward AC (1903) More letters of Charles Darwin. In: John M (ed) A record of his work in series of hitherto unpublished letters, vol 2., London, p 508. În: Pathma, J., and Sakthivel, N., 2012. Microbial diversity of vermicompost bacteria that exhibit useful

agricultural traits and waste management potential. Review. SpringerPlus. An open acces journal.

http://www.springerplus.com/content/1/1/26. [66] Padmavathiamma, P.K., Li, L.Z.,Kumari, U.R., 2008. An experimental study of vermi-biowaste composting for agricultural soil


[68] Selivanovskaya, Yu., S., Latypova, Z. V., Kiyamova, N. S., Alimova, K. F. 2001. Use of microbial parameters to assess treatment methods of municipal sewage sludge applied to grey forest soil of Tatarstan. Agriculture Ecosystems & Environment 86, 145-153.

[69] Aggelides, M. S., Londra, A. P. 2000. Effects of compost produced from town wastes and sewage sludge on the physical proprerties of a

loamy and clay soil. Bioresource and Technology 71, 253-259. [70] Hackett, R. A. G., Easton, A. C., Duff, B. J. S. 1999. Composting of pulp and paper mill fly ash with wastewater treatment sludge.

Bioresource Technology 70, 217-224.

[71] M. Vâjială, M. Dumitru, Ruxandra Ciofu, Vasilica Stan, Eugenia Gamenţ, Irina Calciu, O. Petra. 2002. Better use of some waste from wood industry by composting with organic sludge resulted from different economic sectors. Proceedings of the annual meeting, group

5 – Environmental aspects and energy use, ESNA.

[72] Vâjială, M., Ciofu, R., Stan, V., Gamenţ, E., Calciu, I., 2004. Efectul unor doze mari de compost din rumeguş de raşinoase şi nămol de epurare asupra randamentului şi calităţii la tomatele cultivate în solar. Lucrări Ştiinţifice USAMV-Bucureşti, seria A, ISSN 1222-5339,

pg. 65-72.

[73] Tiquia, M. S., Tam, Y. F. N. 1998. Elimination of phytotoxicity during co-composting of spent pig-manure sawdust litter and pig sludge. Bioresource Technology 65, 43-49.

[74] Epstein, E. and Epstein, I. J. 1989. Public health issues and composting. Biocycle, 50-53.

[75] Gantzer, C., Gaspard, P., Galvez, L., Dumouthier, N., and Schwartzbrod, J. 2001. Monitoring of bacterial and parasitological contamination during various treatment of sludge. Wat. Res 35, 3763-3770.

[76] Wong, C. W. J., Fang, M. 2000. Effects of lime addition on sewage sludge composting process. Wat. Res. 34, 3691-3698.

[77] Gaspard, G., Wiart, J., and Schartzbrod, J. 1997. Parasitological contamination of urban sludge used for agricultural purposes. Waste management & Research 15, 429-436.

[78] Strauss, P., 2001. Runoff, soil erosion and related physical roperties after 7 years of compost application. Applying Compost Benefits

and Needs. Seminar Proceedings, Brussels, 22-23 Novembr, 2001, 219-224. [79] Debosz, K., Petersen, S. O., Kure, L. K., Ambus, P., 2002. Evaluating effects of sewage sludge and household compost on soil physical,

chemical and microbiological properties. Applied Soil Ecology 19, 237-248.

[80] Kluge, R. Nd Bolduan, R., 2001. Several years application of compost – effects on physical and microbiological properties of soil. Applying Compost Benefits and Needs. Seminar Proceedings, Brussels, 22-23 Novembr, 2001, 225-228.

[81] Strauss, P., 2001. Runoff, soil erosion and related physical roperties after 7 years of compost application. Applying Compost Benefits

and Needs. Seminar Proceedings, Brussels, 22-23 Novembr, 2001, 219-224.

[82] Raviv, M., Medina, S., Krasnovsky, A., Ziada, H., 2004. Organic matter and nitrogen conservation in manure compost for organic

agriculture. În: Moral, R., Paredes, C., Bustamante, M.A., Marhuenda-Egea, F., Bernal, M.P., 2009. Utilisation of manure composts by

high-value crops: Safety and environmental challenges Bioresource Technology 100, 5454–5460. [83] Schueler, C., Biala, J., Vogtmann, H., 1989. Antipathogenic properties of biogenic waste compost. Agriculture, Ecosystems and

Environment 27, 47-482.

[84] Cronin, M. J., Yohalem, D. S., Harris, R. F., Andrews, J. H., 1996. Putative mecanisms and dynamics of inhibition of the apple scab pathogen Venturia inaequalis by compost extract. Soil Biology and Biochemistry 28 (9), 1241-1249.

[85] Trillas, I. M., Casanova, E., Cotxarrera, L., Orgovás, J., Borrero, C., Avilés, M., 2006. Compost from agricultural waste and the

Trichoderma asperellum strain T-34 suppress Rhizoctonia solani in cucumber seedlings. Biological Control 39, 32-38. [86] Cotxarrera, L., Trillas-Gay, M. I., Steinberg, C., Alabouvette, C., 2002. Use of sewage sludge compost and Trichoderma asperellum

isolates to supress fusarium wilt of tomato. Soil Biology & Biochemistry 34 (4), 467-476.

[87] Termorshuizen, A.J., E. van Rijn, van der Gaag, D.J., . Alabouvette, C., Chen, Y, Lagerlo, J., Malandrakis, A.A., Paplomatas, E.J., Rämert, B., Ryckeboer, J., Steinberg, C., Zmora-Nahum, S., 2006. Suppressiveness of 18 composts against 7 pathosystems:

Variability in pathogen response. Soil Biology & Biochemistry 38, 2461–2477. [88] Gaag, van der, D.J., van Noort, F.R., Stapel-Cuijpers, L.H.M., de Kreij, C. Termorshuizen, A.J., van Rijn, E., Zmora-Nahum, S., Chen,

Y., 2007. The use of green waste compost in peat-based potting mixtures: Fertilization and suppressiveness against soilborne diseases

Scientia Horticulturae 114, 289–297. [89] Semple, K. T., Reid, B. J., Fermor, T. R., 2001. Impact of composting strategies on the treatment of soils contaminated with organic

polluants. Environmental Pollution 112, 269-283.

Alte surse bibliografice utilizate la Capitolul 5:

A. Foto gropă gunoi. http://bistrita.nasaud.transilvania-tv.ro/vox-populi-avem-oare-garda-de-mediu-consiliu-judetean-primarie-sau-

autoritati-responsabile-galerie-foto/ B. Tim, D., 2011. North Plains residents can't stand smell from compost facility accepting Portland food waste. Decembrie, 21, 2011. The

Oregonian. http://www.oregonlive.com/washingtoncounty/index.ssf/2011/12/north_plains_residents_canover_st.html

C. Schema compostării în grămadă statică cu aerare forţată şi biofiltru http://www.nps.gov/plants/restore/pubs/biosolids/what.htm D. Caracteristici ale tehnologiei GORE® Cover. Membrana semipermeabilă http://www.kompostanlagen.de/en/technology/compost-

membrane.htm

E. Vermicompost. http://kissanjanbhoomi.com/vcp.php F. Directiva 91/271/CEE. Directiva Consiliului privind tratarea apelor urbane reziduale. JO L 135, 30.5.1991, p. 40.

G. Alburquerque, J.A., Gonzálvez, J., García, D., Cegarra, J., 2006. Measuring detoxification and maturity in compost made from

‘‘alperujo’’, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system. Chemosphere 64, 470–477. H. http://www.agriculture.gov.sk.ca/

http://www.springerplus.com/content/1/1/26

http://bistrita.nasaud.transilvania-tv.ro/vox-populi-avem-oare-garda-de-mediu-consiliu-judetean-primarie-sau-autoritati-responsabile-galerie-foto/

http://bistrita.nasaud.transilvania-tv.ro/vox-populi-avem-oare-garda-de-mediu-consiliu-judetean-primarie-sau-autoritati-responsabile-galerie-foto/

http://www.oregonlive.com/washingtoncounty/index.ssf/2011/12/north_plains_residents_canover_st.html

http://www.nps.gov/plants/restore/pubs/biosolids/what.htm

http://www.kompostanlagen.de/en/technology/compost-membrane.htm

http://www.kompostanlagen.de/en/technology/compost-membrane.htm

http://kissanjanbhoomi.com/vcp.php

http://www.agriculture.gov.sk.ca/

87

Referinţe bibliografice - Capitolul 6

[1] Coudure, R., Castaing, J., 1997. Bilan de fonctionnement d’une unité de méthanisation de lisier de porc. Journées Rech. Porcine en

France, 29, 335-342. [2] Duerr, M., Gair, S., Cruden, A., McDonald, J., 2007. Hydrogen and electrical energy from organicwaste treatment. International Journal

of Hydrogen Energy 32, 705 – 709.

[3] Schema unui sistem de tratare anaerobă a dejecţiilor de la fermă. În: http://www.proenviro.com [4] Douard, F., 2012. Digestat de méthanisation, photo. În: Bioénergie International, Magazine & Portail, fournisseur No 1 d’information

francophone sur les bioénergies http://www.bioenergie-promotion.fr/

[5] Frederic, S., 2006. Technologie de méthanisation, digesteur, traitement biomasse. Laboratoire de Biotechnologie de l’Environnement – INRA. http://www.methanisation.info/av-methanisation.htm

[6] Belgiorno, V., Panza, D., Russo, L., Amodio, V., Cesaro, A., 2011. Alternative stabilisation options of mechanically sorted organic

fraction from municipal solid waste prior to landfill disposal. În: Cesaro, A., Naddeo, V., Amodio V., Belgiorno, V., 2012. Enhanced biogas production from anaerobic codigestion of solid waste by sonolysis. Ultrasonics Sonochemistry 19, 596-600.

[7] ENS: European Nuclear Society. http://www.euronuclear.org

[8] Ecoprog / Fraunhofer UMSICHT. Biogas to Energy 2012/2013 – The World Market for Biogas Plants. http://www.ecoprog.com/en/publications

[9] Westerman, P., Bicudo, J., 2005. Management considerations for organic waste use in agriculture. Bioresource Technology 96, 215-221.

[10] Angelidaki, I., Ellegaard, L., 2003. Codigestion of manure and organic wastes in centralized biogas plants. În: Paavola, T. şi Rintala, J., 2008. Effects of storage on characteristics and hygienic quality of digestates from four co-digestion concepts of manure and biowaste.


[11] Braber, K., 1995. Anaerobic digestion of municipal solid waste: a modern waste disposal option on the verge of breakthrough. În: Paavola, T. şi Rintala, J., 2008. Effects of storage on characteristics and hygienic quality of digestates from four co-digestion concepts

of manure and biowaste. Bioresource Technology 99, 7041–7050.

[12] Sahlström, L., 2003. A review of survival of pathogenic bacteria in organic waste used in biogas plants. În: Paavola, T. şi Rintala, J., 2008. Effects of storage on characteristics and hygienic quality of digestates from four co-digestion concepts of manure and biowaste.


[13] Danish Energy Institute, 1992. Update on Centralized Biogas Plants. Biomass Section of the Danish Energy Agency. În: Westerman, P., Bicudo, J., 2005. Management considerations for organic waste use in agriculture. Bioresource Technology 96, 215-221.

[14] Eu Observ’Er. L’Observatoire des Energies Renouvables. Baromètre Biogaz http://www.eurobserv-er.org

[15] Burton, C.H., Turner, C., 2003. Manure management. Treatment Strategies for Sustainable Agriculture. 2nd Edition. Silsoe Research Institute.

[16] Sdrula, N., Nikolic, V., Ofiţeru, A., Manea, Gh., 2011. Biogazul în romania trecut şi viitor - un punct de vedere al ABR (Asociaţia

Biocombustibilii în Romania (ABR). http://www.biogasin.org IEE- BIOGASin-06.04.2011. [17] Abrihan, R. 2010. Forbes Romania. 10 iulie 2010. Investiții de 5 mil. euro pentru prima stație românească de cogenerare cu biogaz.

http://www.forbes.ro

[18] Dohanyos, M., Zabranska, J., Jenicek., P., Fialka, P., Kajan, M., 1998. Anaerobni cistirenske technologie (Technologies of anaerobic treatment). În: Burton, C.H., Turner, C., 2003. Manure management. Treatment Strategies for Sustainable Agriculture. 2nd Edition.

Silsoe Research Institute.

[19] Moletta, R., 2006. În: APESA. Méthanisation et production de biogaz. Etat de l’art. version 1,Année 2007.

http://www.apesa.fr/iso_album/etat_de_l_art_methanisation-biogaz.pdf

[20] Monnet, Fabien. 2003. "An Introduction to Anaerobic Digestion of Organic Wastes." Remade Scotland. În: EPA (Environmental

Protection Agency: http://www.dcenr.gov.ie). Anaerobic Digestion: Benefits for Waste Management, Agriculture, Energy, and the Environment, January 2005. Discussion Paper. Prepared by the Strategic Policy Unit.

Alte surse bibliografice la Capitolul 6 Regulation (EC) no 1774/2002 of the European Parliament and of the Council of 3 October 2002 laying down health rules concerning

animal by-products not intended for human consumption (OJ L 273, 10.10.2002, p. 1).

Commission of the European Communities, 2006. Commission regulation (EC) No. 208/2006 amending Annexes VI and VII to Regulation (EC) No. 1774/2002 of the European Parliament and of the Council as regards processing standards for biogas and composting plants

and requirements for manure. Official Journal of the European Union L36/25.

Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie. Déchets. Traitements biologiques. Méthanisation: http://www2.ademe.fr ATEE. Association Technique Energie Environnement, Club Biogaz. Rapport, 2011. Etat des lieux de la filiere methanisation en France.

IEA Bioenergy, 1997. În: Economic Analysis of Options for Managing Biodegradable Municipal Waste - Final Report Eunomia Research. Final Report to the European Commission

FEC Services Ltd. 2003. "Anaerobic Digestion, Storage, Oligolysis, Lime, Heat and Aerobic Treatment of Livestock Manures." În: EPA

(Environmental Protection Agency: http://www.dcenr.gov.ie). Anaerobic Digestion: Benefits for Waste Management, Agriculture, Energy, and the Environment, January 2005. Discussion Paper. Prepared by the Strategic Policy Unit.

Regulation (EC) no 1774/2002 of the European Parliament and of the Council of 3 October 2002 laying down health rules concerning

animal by-products not intended for human consumption (OJ L 273, 10.10.2002, p. 1). În: EPA (Environmental Protection Agency:

http://www.dcenr.gov.ie). Anaerobic Digestion: Benefits for Waste Management, Agriculture, Energy, and the Environment, January

2005. Discussion Paper. Prepared by the Strategic Policy Unit.

EPA (Environmental Protection Agency: http://www.dcenr.gov.ie). Anaerobic Digestion: Benefits for Waste Management, Agriculture, Energy, and the Environment, January 2005. Discussion Paper. Prepared by the Strategic Policy Unit.

EUNOMIA. Economic Analysis of Options for Managing Biodegradable Municipal Waste - Final Report Eunomia Research. Final Report to

the European Commission. Imagine cărbune - http://www.mineritmodern.ro/sectiuni.php?id=5

Imagine sondă - http://www.mediafax.ro/economic/

Imagine sistem de furnizare energie electrică - http://www.mediafax.ro/economic/ Imagine lemn de foc - http://www.cugetliber.ro

imagine pompa benzină- http://www.capital.ro

imagine tractor - http://www.agro24.ro imagine autoturism - https://www.google.ro

http://www.proenviro.com/

http://www.bioenergie-promotion.fr/



http://www.methanisation.info/av-methanisation.htm

http://www.euronuclear.org/

http://www.ecoprog.com/en/publications

http://www.eurobserv-er.org/

http://www.biogasin.org/

http://www.forbes.ro/

http://www.apesa.fr/iso_album/etat_de_l_art_methanisation-biogaz.pdf

http://www.dcenr.gov.ie/

http://www2.ademe.fr/




http://www.mineritmodern.ro/sectiuni.php?id=5

http://www.mediafax.ro/economic/

http://www.mediafax.ro/economic/

http://www.cugetliber.ro/

http://www.capital.ro/

http://www.agro24.ro/

https://www.google.ro/

88

EPA. www.epa.gov/agstar United States Environmental Protection Agency. Managing Manure with Biogas Recovery Systems Improved Performance at Competitive Costs. The AgSTAR Program.

Referinţe bibliografice - Capitolul 7 [1] Doujak 2007, EC, 2006, EC, personal communication, 2009. În: Final Report, Part III: Project Interim Reports. Environmental, economic

and social impacts of the use of sewage sludge on land. European Commission, DG Environment under Study Contract DG

ENV.G.4/ETU/2008/0076r. [2] Final Report, Part III: Project Interim Reports. Environmental, economic and social impacts of the use of sewage sludge on land.

European Commission, DG Environment under Study Contract DG ENV.G.4/ETU/2008/0076r.

[3] Crac, 200? În: Final Report, Part III: Project Interim Reports. Environmental, economic and social impacts of the use of sewage sludge on land. European Commission, DG Environment under Study Contract DG ENV.G.4/ETU/2008/0076r.

[4] Wilkinson, J.M., Hill, J., Hillman, J.P., 2003. The accumulation of potentially toxic elements in edible body tissues of lambs grazing

after a single application of sewage sludge Water Research 37, 128–138. [5] Hall, J. 2010. Elaborarea Strategiei Naţionale pentru Gestiunea Nămolului de epurare. Proiect POSMEDIU/6/AT/I.1.2010. Proiect în

consorţiu (Mott MacDonald, ISPE, UTCB şi Biotehnol Bucureşti), coordonat de Mott MacDonald. Coordonator de proiect : Mott

MacDonald. Partener : BIOTEHNOL Bucureşti. [6] La Nouvelle République.fr, 2013. http://www.lanouvellerepublique.fr/

[7] Anon., 1986a. The Agricultural Value of Sewage Sludge. A Farmers Guide. Water Research Centre, Hedmenham. În Bhogal, A., Nicholson, F.

A., Chambers, B. J., Shepherd, M. A., 2003. Effects of past sewage sludge addition on heavy metal availability in light textured soil: implications for crop yield and metal uptakes. Environmental pollution 121, 413-423.

[8] Anon., 1987. The Use of Sewage Sludge on Agricultural Land. ADAS Booklet 2409. MAFF Publications, London. În Bhogal, A., Nicholson, F.

A., Chambers, B. J., Shepherd, M. A., 2003. Effects of past sewage sludge addition on heavy metal availability in light textured soil: implications for crop yield and metal uptakes. Environmental pollution 121, 413-423.

[9] Sidhu, J., Gibbs, A. R., Ho, E. G., Unkovich, I. 2000. The role of indigenous microorganisms in suppression of Salmonella regrowth in

composted biosolids. Wat. Res. 35, 913-920. [10] FAO, 1992. Wastewater treatment and use in agriculture - FAO irrigation and drainage paper 47/ Cap. 6 Agricultural use of sewage

sludge. http://www.fao.org

[11] Onyeche, T.I., Schläfer, O., Bormann, H., Schröder, C., Sievers, M., 2002. Ultrasonic cell disruption of stabilised sludge with subsequent anaerobic digestion. Ultrasonics 40, 31–35.

[12] Directive 86/278/CEE du Conseil du 12 juin 1986 relative à la protection de l'environnement et notamment des sols, lors de l'utilisation

des boues d'épuration en agriculture. JO L 181 du 4.7.1986, p. 6–12. [13] McGrath, S.P., Chaudri, A.M., Giller, K.E., 1995. 1995. Long-term effects of metals in sewage sludge on soils, microorganisms and

plants. J Ind Microbiol, 14(2), 94-104.

[14] ORDIN nr. 344 din 16 august 2004 pentru aprobarea Normelor tehnice privind protecţia mediului şi în special a solurilor, când se utilizează nămolurile de epurare în agricultură. Publicat în Monitorul Oficial, Partea I nr. 959 din 19.10.2004.

[15] Warman, O.R., Termeer, W.C., 2005. Evaluation of sewage sludge, septic waste and sludge compost applications to corn and forage:

Ca, Mg, S, Fe, Mn, Cu, Zn and B content of crops and soils. Bioresources Technologz 96, 1029-1038. [16] Gantzer, C., Gaspard, P., Galvez, L., Dumouthier, N., and Schwartzbrod, J. 2001. Monitoring of bacterial and parasitological

contamination during various treatment of sludge. Wat. Res 35, 3763-3770.

http://www.epa.gov/agstar

http://www.lanouvellerepublique.fr/

http://www.fao.org/

http://lege5.ro/MonitorOficial/mongeztkojthe/monitorul-oficial-partea-i-nr-959-19-10-2004

Date post:	22-Oct-2015
Category:	Documents
Upload:	camelia-cami
View:	56 times
Download:	0 times

MDO_2013

Documents