en ru

Nespalovací likvidace POPs

Řešení pro likvidaci odpadů s obsahem POPs

Zbytky perzistentních organických látek (POPs) – jako jsou například polychlorované bifenyly (PCBs), organochlorové pesticidy (OCP), bromované zpomalovače hoření (BFRs) či fluorované látky – představují v mnoha částech světa hrozbu pro lidské zdraví a životní prostředí. Odpady s obsahem POPs je třeba zlikvidovat nebo nevratně přeměnitmetodami nepoškozujícími životní prostředí tak, aby v co největší míře byla splněna následující kriteria:

• téměř 100% účinnost likvidace POPs – vztahující se na všechny vstupní i výstupní složky (plynné, kapalné či pevné);

• pro zajištění pokud možno 100% účinnosti likvidace POPs musí být všechny výstupní složky analyzovatelné a

• v případě nutnosti musí být možné odpady vrátit zpět do procesu likvidace POPs

• zabránění nekontrolovaným únikům toxických látek během procesu

Spalování nebezpečných odpadů

Spalování bylo základní metodou likvidace organických polutantů skoro po čtyři desetiletí. Jsou zde ovšem některé zásadní problémy spojené s tímto zažitým postupem.

V ideálním případě by spalování organických látek při teplotách vyšších než 850 °C s dostatečnou rychlostí a přístupem kyslíku mělo vést k produkci pouze netoxických či méně toxických látek, jako jsou například CO2 nebo voda. Při spalování však dochází také k nezamýšleným vedlejším reakcím vedoucím ke vzniku vedlejších toxických produktů, zejména pokud jsou spalovány odpady s obsahem halogenů a PCDD/Fs prekurzorů (jako jsou PCBs, chlorfenoly, chlorbenzeny a další chlorované aromatické sloučeniny (Blumenstock et al., 2000; Huang and Buekens, 2001; Jiang et al., 1997; McKay, 2002). Spalováním bromovaných sloučenin pak vznikají PBDD/Fs a PXDD/Fs (Weber and Kuch, 2003; Schüler and Jager, 2004). Stupňující se přísná opatření na ochranu ovzduší a monitoring plynných emisí vyústily ve značnou redukci PCDD/Fs v ovzduší, ovšem za určitých okolností současně vedly ke zvýšení koncentrací PCDD/Fs v popílcích a dalších zbytcích z čištění kouřových plynů.

Úniky látek z nakládání s odpady společně s nezamýšleně vzniklými produkty nedokonalého spalování vypouštěné do ovzduší a obsažené v emisích ze spalování nebezpečného odpadu stále mohou vést ke kontaminaci okolí spaloven a přispět tak k již nakumulovaným POPs v životním prostředí v závislosti na použité technologii, podmínkách jejího provozu a způsobu nakládání s pevnými odpady ze spalování (Weber et al., 2008). Tyto toxické vedlejší produkty, například PCDD/Fs (známé jako lidské karcinogeny), mohou dále vstupovat do potravního řetězce (Malisch et al., 1999). Několik takovýchto případů je popsáno v odborné literatuře (Goovaerts et al., 2008; Holmes et al., 1994, 1998; Kim et al. 2006; Lovett et al., 1998).

Omezujícím faktorem spalování jsou poměrně vysoké náklady (DOE, 1999; Haglund, 2007), zvláště při provozu s nejlepším dostupným vybavením pro prevenci znečištění životního prostředí, monitoring a nakládání se zbytky po spalování. Náklady také vznikají přepravou nebezpečných odpadů do místa jejich spalování. Cementárny spalují při teplotách 1450 °C nebo vyšších, ale pouze zlomek z nich splňuje nezbytné technické požadavky na spalování POPs a vyšší účinnost likvidace těchto látek zatím nebyla prokázána. Pro efektivní provoz je potřeba navíc nákladné míchací, dávkovací a monitorovací zařízení (Rahuman et al., 2000).

Dodnes chybí kompletní zhodnocení účinnosti destrukce těchto látek u spalování (jak u spaloven nebezpečného odpadu, tak u cementárenských pecí) (Weber, 2007). Některé analýzy nicméně naznačují, že spalovny dosahují nižší míry destrukce těchto látek, než lze dosáhnout určitými nespalovacími technologiemi (Rahuman et al., 2000).

Tyto komplikace dohromady s odporem veřejnosti proti spalování nebezpečných odpadů a odpadů s obsahem POPs vedly ke zkoumání vhodných alternativních a nespalovacích metod likvidace.

Nespalovací technologie

Tyto technologie využívají fyzikální a chemické procesy, které přemění odpady s POPs na méně škodlivé sloučeniny. V některých zemích jsou licencovány pro využití v komerční sféře nespalovací technologie využívající vysokých teplot k likvidaci POPs. Čtyři z nich jsou zde přímo popsány. Existují také další dvě technologie:

• Technologie, která využívá reakce za mírných podmínek (při pokojové teplotě a tlaku)

• Technologie, která odstraňuje bromované zpomalovače hoření z plastového odpadu.

Chemická redukce v plynné fázi (Gas Phase Chemical Reduction, GPCR)

Tato technologie představuje proces chemické redukce organických sloučenin v plynné fázi vodíkem při teplotě 850 °C nebo vyšší a za nízkého tlaku. Organické sloučeniny jsou zcela redukovány na metan, kyselinu chlorovodíkovou (která je dále neutralizována) a menší množství nízkomolekulárních uhlovodíků.

Je možné ji použít na kapalné i pevné odpady s vysokým obsahem DDT, hexachlorbenzenu (HCB), látek s obsahem PCDD/Fs a PCB z transformátorů, kondenzátorů a dalších olejů. U pevných i kapalných odpadů je nutná předúprava. Využití této technologie je variabilní – může jít jak o mobilní zařízení, tak o napevno umístěnou jednotku.

Je-li to potřeba, všechny emise i zbytky z tohoto procesu mohou být zachyceny a znovu zpracovány. V plynech vznikajících během procesu nebyly detekovány žádné PCDD/Fs, byly však naměřeny v nízkých hodnotách v zemním plynu používaném k zahřátí reakčních nádob (UNEP, 2004). Pevné zbytky vznikají pouze při použití pevných odpadů, tyto by však měly být vhodné pro uložení na běžnou skládku, i když UNEP (2003) tvrdí, že v nich mohou zůstat stopy POPs.

Z dat, která poskytla firma Eco Logic během likvidace odpadů v Austrálii a Kanadě vyplývá, že účinnost destrukce POPs je > 99.9999% pro PCBs, DDT a HCB a > 99.9995% pro PCDD/Fs (Eco Logic. 2002).

Množství 150 tun za měsíc nebo 1800 tun za rok může být zdvojnásobeno modulární konstrukcí (IHPA, 2002). Americká Agentura pro ochranu životního prostředí (EPA) (2005) nejprve uvedla, že tato technologie není považována za ekonomicky efektivní, nedávno však oznámila, že probíhá „modifikace této technologie, aby se zvýšila její ekonomická efektivita" (EPA, 2010).

Zásaditý katalytický rozklad (Base Catalysed Decomposition, BCD)

Proces zásaditého katalytického rozkladu vyvinula americká EPA. Skládá se ze dvou oddělených kroků: první představuje nepřímo vyhřívaná termální desorpce při teplotách 200-400 °C a je využíván pro dekontaminaci ošetřovaného media. POPs ve formě čistých sloučenin vyextrahovaných desorpcí jsou potom rozložené chemickou reakcí. K dehalogenaci dochází, když jsou vybrané chemikálie včetně hydroxidu sodného (zásady) smíchány s kondenzovanými znečišťujícími látkami a v reaktoru zahřáty na teplotu 236 °C .Pokud nosný olej nesplňuje kriteria pro zpracování jako ostatní odpady, je vrácen zpět do reaktoru a znovu zahříván. Tato technologie umožňuje úpravu tekutých odpadů, zemin, kalů a sedimentů kontaminovaných zejména PCBs a PCDD/Fs. Ošetřená zemina může být použita znovu na původním místě jako výplň. Tato technologie může být buď umístěna na stálo anebo použita v podobě mobilních jednotek (EPA, 2005; Rahuman et al., 2002; UNEP, 2004).

Ve srovnání s dřívějšími možnostmi jsou dnešní provozy vybaveny čištěním produkovaných plynných exhalací. Koncentrace emisí jsou nižší a celkové množství vypouštěných plynů je menší než u spaloven (UNEP, 2004).

BCD reaktor může zpracovat 2 až 12 tun POPs za den a vyššího množství může být dosaženo zvýšením počtu modulů. Vyšší míra účinnosti destrukce (4-6x) byla prokázána u PCBs, OCPs a PCDD/Fs při zkušebních podmínkách i při běžném provozu (UNEP, 2004). Ošetření odpadů technologií je časově nenáročné, nároky na energii jsou střední a náklady na provoz a údržbu jsou relativně nízké. Provozní náklady v kompletním BCD systému jsou odhadovány na cca 25 % nákladů na spalování (Rahuman et al., 2000).

Nadkritická mokrá oxidace (Super Critical Water Oxidation, SCWO)

Mnoho technologií na likvidaci chemických látek je založeno na reakci organických sloučenin s hydroxylovými radikály. V superkritické vodě se stávají organické znečišťující látky ve vodě rozpustné a reagují rychle s přidanými oxidanty. Konečnými produkty rozkladu jsou oxid uhličitý, voda a minerální kyseliny a soli. Superkritická fáze vody nastává za vysokých teplot a tlaku, například

374 °C a 24-28 MP (EPA, 2005; Rahuman et al., 2000; Veriansyah et Kim, 2007). Odpadní plyny neobsahují oxidy dusíku, kyselé plyny, nebo částice a obsahují méně než 10 ppm oxidu uhelnatého (Environment Australia, 1997). Technologie SCWO je vhodná pro ošetření půdy, kalů a tekutých odpadů kontaminovaných například PCBs a pesticidy, stejně jako například pro nebezpečný odpad z armádních zdrojů s halogenovanými látkami v nízkých i vysokých koncentracích. Technologie je mobilní (IHPA, 2008; Marulanda, 2010).

Současná zařízení s technologií SCWO používají materiály odolné korozi. Všechny emise a zbytky mohou být v případě potřeby zachyceny a znovu vráceny do procesu (UNEP, 2004).

EPA (2005) stejně jako Rahuman et al. (2000) tvrdí, že nejsou dostupná žádná data o účinnosti destrukce, UNEP (2004) však dokládá vysokou účinnost této technologie. IHPA (2008) udává DE na úrovni 99,999999% až 99,99999999% pro odpady s velice nízkými koncentracemi pesticidů. U odpadu obsahujícího maximálně 20 % organického uhlíku je tato technologie považována za mnohem méně nákladnou než spalování. Kvůli určitým provozním problémům je její průmyslová role poněkud omezená, Veriansyah and Kim (2007) však tvrdí, že zvýšení investic do inovace technologie namísto do spalování může odstranit současná technická omezení této technologie. Marulanda (2010) uvádí, že nákladnost a výkonnost mobilního zařízení v Jižní Americe může v jihoamerických zemích představovat ekonomicky schůdnější alternativu než je spalování odpadů.

Sodíková redukce (Sodium reduction, SR)

Tato mobilní či fixní technologie je hojně využívána při in situ odstraňování nízkého i vysokého obsahu PCB z transformátorových olejů. Základním principem je redukce PCB rozptýleným metalickým sodíkem v minerálním oleji, což vede ke vzniku nehalogenovaných bifenylů, chloridu sodného, vody a olejů na bázi ropy. Kapacita pro úpravu transformátorových olejů je 15 000 litrů za den. Míra účinnosti zatím nebyla udána a informace o charakteru zbylých látek také nejsou dostatečné. Stejně jako u ostatních systémů, které nezahrnují samotnou destrukci transformátorů samotných, jsou zde obavy ze zbytků PCB v porézních materiálech transformátorů, neboť oleje z transformátorů jsou ošetřovány in situ. Porézní materiál transformátorů ovšem nedokážou zpracovat ani spalovny odpadů. Sodíková redukce je široce využívána pro zpracování odpadů s PCB již více než dvacet let (UNEP, 2004).

Mechanicko-chemická dehalogenace (MCD)

Kulové mlýny představují reaktor, který mechanicko-chemickou dehalogenací rozkládá PCB a další organické chlorované látky na jejich základní stavební uhlovodíky ve vysokém množství. Redukční dehalogenace probíhá v přítomnosti alkalických kovů a nízkého množství kyselého vodíku. Může být použita na kontaminované materiály stejně jako na koncentrované či čisté chemikálie, bez ohledu na jejich skupenství. Polutanty jsou eliminovány přímo v kontaminovaném materiálu (Birke et al., 2004; UNEP, 2004). I když mechanicko-chemická degradace probíhá za nízkých teplot, uvnitř mlýnu dosahují teploty až několika tisíc stupňů Celsia, neboť pevné částice se při vysoké rychlosti třou s pevným povrchem (Heinicke, 1984). Výsledný práškový produkt může vyžadovat další úpravu (IHPA, 2008).

Kulové mlýny jsou dostupné v různých velikostech a konstrukcích, takže je možné likvidovat i několik tun materiálu naráz. Mechanicko-chemická redukce je ekonomicky efektivní a je také příznivá k životnímu prostředí díky nízkým nárokům na energii. Díky mírným podmínkám, za kterých reakce probíhá, a uzavřenému systému nejsou předpokládány žádné toxické emise do prostředí (Birke et al., 2004; UNEP, 2004).

IHPA (2008) udává pro technologii kulových mlýnů účinnost destrukce (DE) na úrovni 99,9999-99,99999%. Birke et al. (2004) uvádí, že PCB v pevných či tekutých matricích mohou být zlikvidovány (na základě laboratorních studií) na nedetekovatelná množství v řádu minut až hodin. Zatím je však jen málo zkušeností s komerčním využitím této technologie. Existuje jen omezené množství informací o emisích, účinnosti, meziproduktech rozkladu a dalších důležitých parametrech v podmínkách průmyslového využití. Technologii pod názvem Radical Planet provozuje stejnojmenná instituce v Japonsku.

Hlavními otázkami zůstává také účinnost procesu a množství a toxicita činitelů potřebných pro proces (IHPA, 2008). Při čištění půd kontaminovaných pesticidy na Novém Zélandu snížila tato metoda množství pesticidů o více než 90 %. Vyskytly se také obavy z možných úniků PCDD/Fs do ovzduší během procesu, stejně jako potencionální problematické zbytky činidel, které mohou zůstat ve zpracované půdě (PCE, 2010; PCE, 2008).

CreaSolv® proces

Bromované zpomalovače hoření ('BFRs') se dají odstranit z plastového odpadu metodou CreaSolv®. Specifické polymery v plastech jsou selektivně rozpuštěny vhodnými rozpouštědly a poté vysráženy. Tomuto postupu předchází předtřídění odpadu, takže materiál vstupující do reakce obsahuje vysoké množství (obecně ≥ 75 %) konkrétního plastu, který je takto ošetřen (Malcolm Richard, 2011). Vývojáři (CreaCycle GmbH, ve spolupráci s Institutem Fraunhofer IVV) udávají, že množství použitého rozpouštědla je v poměru ke zpracovávanému plastu velmi malé (< 1 %). Rozpouštědlo se totiž recykluje a vrací se zpět do procesu, jen jeho malá frakce, ve které jsou odděleny a koncentrovány BFRs vystupuje z technologie. Konečnými produkty procesu jsou využitelný polymerový recyklát, na BFR bohatý koncentrát a, pokud jsou přítomny, na kovy bohatá nerozpustná frakce (Creacycle; Mäurer and Schlummer, 2004).

Proces je už odzkoušený jak v laboratorním měřítku, tak v pilotním provozu. Po odstranění baterie zpracovává například znehodnocené mobilní telefony, které poskytují částice polymerů vhodné pro výtlačné lisování a injekční modelování (Mäurer and Schlummer, 2004). V jiném případě byl takto ošetřen lehčený polystyrenový odpad za vzniku polystyrenu, který může být znovu odlehčen a jehož vlastnosti jsou srovnatelné s primárním lehčeným polystyrenem (Mäurer and Knauf, 2005).

Podle maloplošné studie proveditelnosti se povedlo v kanadských provozech na zpracování elektrického a elektronického šrotu odstranit z plastového odpadu jak BFRs, tak PBDD/Fs, které byly přítomny jako spolukontaminanty (Schlummer et al, 2008).

Waste and Resources Action Programme (WRAP) sponzoroval studii Freera (2005), ve které hodnotil potencionální dopady čtyř nových procesů na regeneraci elektrického a elektronického plastového odpadu obsahujícího BFR na životní prostředí, ve srovnání se skládkováním a spalováním s a bez získávání energie. Z tohoto srovnání vyšel CreaSolv® jako nejlepší s ohledem na spotřebu energie a potenciál fotochemické oxidace. Z hlediska potenciálu přispívat ke globální změně klimatu byl druhý za spalováním se získáváním energie. Studie prokázala, že dva procesy založené na rozpouštědlech, CreaSolv® a Centrevap®, mají nejmenší dopady na životní prostředí a také zmínila, že CreaSolv® proces se také vyznačoval "nízkou ztrátovostí rozpouštědel a jejich vysokou obnovitelností".

Nedávný přehled managementu plastů obsahujících BFR (Nnorom and Osibanjo, 2008) upozornil, že další studie sponzorované WRAP ohodnotily v odstraňování BFRs z polymerů v elektrickém a elektronickém odpadu Creasolv® jako účinnější ve srovnání s Centrevap® procesem. Oba procesy jsou však označovány jako finančně schůdné alternativy ke skládkování a spalování. Tyto metody odstraňování BFR založené na rozpouštědlech "nabízejí v současnosti nejlepší volbu v oblasti magamenetu plastů obsahujících BFR z obou hledisek, jak vlivu na životní prostředí, tak komerčního" a má se za to, že tyto procesy mohou pomoci výrazně snížit vývoz elektrošrotu do rozvojových zemí.

Koncentrované BFR nashromážděné během procesu mohou být rozloženy jinou nespalovací technologií, nebo nevratně přeměněny jako činidla během průmyslových procesů.

Otázky čekají na odpovědi

Jedním z důležitých kritérií pro posouzení technologií na destrukci POPs je potencionální vznik nových POPs a dalších toxických látek během procesu.

PCDD/Fs se formují během spalování nebezpečných odpadů (viz výše). Za specifických provozních podmínek však mohou PCDD/Fs vznikat i v některých nespalovacích technologiích, pokud jsou přítomny nezbytné prekurzory pro jejich vznik (Weber, 2007). Jako příklad může sloužit metoda GPCR, při níž mohou vznikat PCDD/Fs, pokud jsou v produkovaném plynu nebo ve vzduchu užívaném při spalování výsledného produktu přítomny chlorované látky. Aby byly dodrženy podmínky pro destrukci POPs, musí být plyn i vzduch při spalování řádně ošetřeny (Rahuman et al., 2000).

V technologii BCD mohou vzrůstat koncentrace nízkochlorovaných látek, kde je nutné obávat se vzniku PCDD/Fs, kdy kongenery s menším počtem chlorů mohou být toxičtější než ty vícechlorované. Je proto nezbytné proces řádně monitorovat, aby se potvrdilo, že reakce probíhají řádně (Rahuman et al., 2000).

Laboratorní studie destrukce PCB metodou SCWO ukázaly, že při nízkých teplotách se může zformovat povážlivé množství PCDD/Fs (Weber, 2004). Provozovatelé musí zajistit, že provozní podmínky (zejména teplota a doba ošetření) zabraňují tomuto zformování. V mnoha případech však detailní hodnocení nespalovacích technologií s ohledem na vznik PCDD/Fs ještě chybí (Weber, 2004, 2007). Hnacím motorem k vyplnění této mezery by měla být Stockholmská úmluva, především však její naplňování v jednotlivých zemích.

Jak vybrat nejvhodnější technologii?

Neexistuje jednoznačně dokonalá metoda na destrukci POPs. Při rozhodování, jakou technologii aplikovat na konkrétní případ, hraje roli mnoho kritérií. Základním pilířem pro výběr je účinnost destrukce.

Účinnost destrukce (Destruction Efficiency – DE) je poměr množství POPs vstupujících do procesu s množstvím POPs, které z procesu vycházejí (např. v plynných či kapalných emisích nebo ve formě pevných zbytků). Jiným měřítkem je tzv. účinnost destrukce a přesunu (Destruction and removal efficiency – DRE), která sleduje pouze množství POPs v emisích vypuštěných do ovzduší. Mnoho dokumentů o účinnosti technologií bohužel používá pouze DRE a někdy jsou hodnoty DRE zaměňovány za DE (Costner, 2004). Obě hodnoty musí být brány s ohledem na nedetekovatelné koncentrace POPs označované jako "méně než" detekční limitní hodnoty, ne jako nula. V důsledku tohoto nedostatku v přesnosti měření se vypočtené hodnoty DE a DRE blíží 100 %, ale nikdy jich nedosáhnou. Proto je účinnost destrukce > 99.9999% považována za stoprocentní (Rahuman et al., 2000).

Také chemické a toxikologické analýzy všech výstupů jsou nákladné a musí být zajišťovány v takové frekvenci, aby se zajistila shoda se základním kritériem DE > 99.9999% při všech provozních podmínkách, jako je rozjezd či naopak ukončování procesu, běžný provoz i případné kritické události (Rahuman et al., 2000). Weber (2007) uvádí, že hodnota DE musí být určena dlouhodobým monitoringem po celé měsíce a měla by být stanovována po celou dobu procesu destrukce POPs.

Náklady na technologie jsou samozřejmě významným omezujícím faktorem. Výrazně se liší v závislosti na obsahu POPs v ošetřovaném materiálu, množství materiálu a přepravní vzdálenosti, pokud jsou technologie aplikovány ex situ. Počáteční investice mohou být vyšší, ale náklady technologií nedávno vyvinutých a méně optimalizovaných mohou v budoucnosti poklesnout, což u spalování není pravděpodobné (Haglund, 2007).

V potaz by měla být vzata i další ekonomická, environmentální, sociální a technická kriteria. Ta jsou následující (Environment Australia, 1997; IHPA, 2008; Lodolo, 2002; Rahuman et al., 2000; Veriansyah and Kim, 2007; Weber, 2007):

- schopnost technologie zpracovat odpad ve formě, v jaké se nachází nyní (tekutina, pevný materiál, velikost zrn) s determinovaným obsahem organického uhlíku a nezbytností předpravy;

- kapacita zařízení;

- možnost lokálního využití v daném místě;

- možnost přepravy odpadů jinam a řešitelnost dopravy;

- spolehlivost a požadavky na údržbu zařízení;

- objem druhotně vzniklého odpadu a obsah toxických vedlejších produktů během všech provozních podmínek (nestabilní období či v případě odstavení sytému);

- rizika spojená s provozem technologie (nákladová flexibilita, dočasná odstávka kvůli kontrole, řízení v době stavu nouze, rozmontování zařízení) a

- přijatelnost pro veřejnost.

Podle pravidel tzv. "zelené chemie" (která stanovují používání environmentálně uvědomělých výrobních postupů) by měly být preferovány procesy probíhající za pokojové teploty a normálního atmosférického tlaku. To umožňuje snížit spotřebu energie a usnadňuje transport zařízení. Činidla a další vstupní materiály by měly být pokud možno nenákladné, netoxické a snadno skladovatelné. Zvolený chemický proces by se měl co nejvíce vyvarovat vzniku vedlejších toxických produktů a v neposlední řadě by měl také vykazovat vysokou účinnost destrukce (Laine and Cheng, 2007). Toto jen dokládá potřebu dalšího výzkumu a návrhu nových typů provozů.

Shrnutí

I když je spalování odpadů s POPs stále nejpoužívanější technologií, nemůže být považováno za "čistou" technologii. Navíc jsou zde vysoké náklady, nejasné informace ohledně účinnosti destrukce POPs a spalovny anebo cementárny s nákladnými technologiemi nejsou mobilní. Technologie, kterou by bylo možno převézt jinam, byla by aplikovatelná v daném místě, udržitelná a likvidovala by zastaralé POPs za rozumných nákladů, by znamenala průlom v likvidaci těchto nebezpečných chemických látek (IHPA, 2008).

Inovativní nespalovací procesy mají potenciál stát se takovýmito technologiemi. Musí být však zaručeny následující podmínky:

• dlouhodobá dostupnost;

• silné environmentální uvědomění a

• vědecký výzkum s politickou podporou a vhodným financováním, aby byl zaručený plynulý technologický vývoj.

Některé užitečné informace (např. potenciál PCDD/Fs formovat se během procesu) jsou poskytovány téměř výhradně vývojovými společnostmi a prodejci technologií (Weber, 2007), i když by měly být provedeny nezávislé posudky a data by měla být dostupná veřejnosti. Proveditelnost a trvanlivost technologií by měla být dokázána při reálném použití také v jednotlivých zemích či oblastech s omezenou infrastrukturou a nedostatkem obvyklých dodavatelských služeb (IHPA, 2008).

Literatura

Birke V., Mattik J., Runne D., 2004. Mechanochemical reductive dehalogenation of hazardous polyhalogenated contaminants. Journal of Materials Science 39, 5111-5116.

Blumenstock M., Zimmermann R., Schramm K.W., Kettrup A., 2000. Influence of combustion conditions on the PCDD/F-, PCB-, PCBz- and PAH-concentrations in the post-combustion

chamber of a waste incineration pilot plant. Chemosphere 40, 987-993.

Boock L .T., 1996. A quantitative analysis of reactions in supercritical water: experimental kinetics and mechanistic modeling. Ph.D. Dissertation. The University of Delaware.

Costner P., 2004. Non-combustion technologies for the destruction of PCBs and other POPs wastes: Civil society, international conventions and technological choices. Greenpeace International, Amsterdam, June 2004.

Creacycle, undated. The CreaSolv® Process, http://www.creacycle.de/DerCreaSolvProzessQQid-20-38QQlang-english.

DOE, 1999. Waste Incineration at the Savannah River Site, U.S. Department of Energy Audit Report. DOE/IG-0453. (1999).

Eco Logic, 2002. Contaminated Soil and Sediment Treatment Using the GPCRTM/TORBED® Combination. October 2002, http://www.torftech.com/start.htm

EPA, 2005. Reference Guide to Non-combustion Technologies for Remediation of Persistent Organic Pollutants in Stockpiles and Soil, EPA-542-R-05-006, December 2005, Washingthon DC, http://www.clu-in.org/POPs

EPA (2010). Reference guide to non-combustion technologies for remediation of persistent organic pollutants in soil, EPA 542-R-09-007 second edition – 2010. United States Environmental Protection Agency.

Environment Australia, 1997. Appropriate technologies for the treatment of scheduled wastes. Review Report No 4, November 1997, www.environment.gov.au

Freer E., 2005. Life cycle assessment Study: SUMMARY REPORT – Selected Treatment Processes for WEEE Plastics Containing Brominated Flame Retardants. For Axion Recycling on behalf of Waste Resources Action Programme (WRAP) Project Ref: E4833, August 2005. http://www.creacycle.de/images/stories/e5c-2006.11._wrap_final_report-appendix_5-_environmental_impact_analysis.pdf

Goovaerts P., Trinh H.T., Demond A.H., Towey T., Chang S.C., Gwinn D., Hong B., Franzblau A., Garabrant D., Gillespie B.W., Lepkowski J., Adriaens P., 2008. Geostatistical modeling of the spatial

distribution of soil dioxin in the vicinity of an incinerator. 2. Verification and calibration study. Environmental Science and Technology 42, 3655-3661.

Haglund P., 2007. Methods for treating soils contaminated with polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans, and other polychlorinated aromatic compounds. Ambio 36, 467-474.

Heinicke G., 1984. Tribochemistry. Akademie-Verlag, Berlin.

Holmes S.J., Jones K.C., Miller C.E., 1994. PCDD/PCDF contamination of the environment at Bolsover UK. Organohalogen Compounds 24, 373-377.

Holmes S.J., Green N., Lohmann R., Jones K.C., 1998. Concentrations of PCDD/PCDFs in soil around a point source. Organohalogen Compounds 39, 257-260.

Huang H., Buekens A., 2001. Chemical kinetic modeling of De novo synthesis of PCDD/F in municipal waste incinerators. Chemosphere 44, 1505-1510.

International HCH and Pesticides Association (IHPA), 2002. NATO/CCMS pilot study fellowship report. Evaluation of demonstrated and emerging remedial action technologies for the treatment of contaminated land and groundwater (Phase III). Retrieved July 10, 2006, from http://clu-in.org/download/partner/vijgen/vijgentext.pdf

International HCH and Pesticides Association (IHPA), 2008. Obsolete pesticides. A „burning" question. Conference report, Utrecht, The Netherlands, September 2008.

Jiang K., Li L., Chen Y., Jin J., 1997. Determination of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs in Chinese commercial PCBs and emissions from a testing PCB incinerator. Chemosphere 34, 941–950.

Kim K.S., Kim J.G., Shin S.K., Chung I.R., Kim K.S., Song B.J., Jeong M.J., 2006. Levels and congener profiles of PCDD/Fs in the environmental media in the vicinity of the waste incinerator, South Korea. Organohalogen Compounds 68, 2264-2267.

Laine D.F., Cheng I.F., 2007. The destruction of organic pollutants under mild reaction conditions: A review. Microchemical Journal 85, 183-193.

Lodolo A., 2002. Training workshop „Initial National POPs Inventory – INPOPsI", 16-17 May 2002 Brno, Czech Republic.

Lovett A.A., Foxall C.D., Ball D.J., Creaser C.S., 1998. The Panteg monitoring project: comparing PCB and dioxin concentrations in the vicinity of industrial facilities. Journal of Hazardous Materials, 61, 175-185.

McKay G., 2002. Dioxin characterisation, formation and minimisation during municipal solid waste. (MSW) incineration: review. Chemical Engineering Journal 86, 343-368.

Malcolm Richard, G., Mario, M., Javier, T., Susana, T. (2011). Optimization of the recovery of plastics for recycling by density media separation cyclones. Resources, Conservation and Recycling, 55(4), 472-482.

Malisch R., Gleadle A., Wright C., 1999. PCDD/F in meat samples from domestic farm animals and game. Organohalogen Compounds 43, 265-268.

Marulanda, V. & Bolaños, G. (2010). Supercritical water oxidation of a heavily pcb-contaminated mineral transformer oil: Laboratory-Scale data and economic assessment. The Journal of Supercritical Fluids, 54(2), 258-265.

Mäurer, A.; Knauf, U., 2005. Recycling of EPS-waste to expandable polystyrene. FAKUMA Forum 2005. Friedrichshafen, 20. October 2005. http://www.creacycle.de/images/stories/2005.10.20_fakuma_eps-loop.pdf?phpMyAdmin=3YWg3TY3Fxw5szw4jjy1vC6g8tf&phpMyAdmin=168fc401cb4cc955191a9e0c52e0d626

Mäurer, A.; Schlummer, M., 2004. Good as new. Waste Management World, May-June (2004), pp 33-43.

Nnorom, I.; Osibanjo, O., 2008. Sound management of brominated flame retarded (BFR) plastics

from electronic wastes: State of the art and options in Nigeria. Resources, Conservation and Recycling 52: 1362-1372

Parliamentary Commissioner for the Environment (PCE), 2010. Investigation into the remediation of the contaminated site at Mapua – Update Report. http://www.pce.parliament.nz/publications/all-publications/investigation-into-the-remediation-of-the-contaminated-site-at-mapua-4

Parliamentary Commissioner for the Environment (PCE), 2008. Investigation into the remediation of the contaminated site at Mapua. http://www.pce.parliament.nz/publications/all-publications/investigation-into-the-remediation-of-the-contaminated-site-at-mapua-4

Rahuman M.M.S.M., Pistone L., Trifiro F., Miertus S., 2000. Destruction technologies for polychlorinated biphenyls (PCBs). ICS-UNIDO PUBLICATIONS. Nov. 2000

Schlummer, M., et al., 2008. Using the Creasolv® process to recycle polymers from Canadian waste plastics containing brominated flame retardants. Organohalogen compounds 70: 2139-2142.

Schüler, D.; Jager, J., 2004. Formation of chlorinated and brominated dioxins and other organohalogen compounds at the pilot incineration plant VERONA. Chemosphere 54: 49-59

UNEP, 2003. Technical Guidelines on the Environmentally Sound Management of Persistent

Organic Pollutants as Wastes. UNEP/CHW/OEWG/1/INF/6 25, March 2003.

UNEP, 2005. Ridding the World of POPs: A Guide to the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants. http://www.pops.int/documents/guidance/beg_guide.pdf

UNEP, 2004. STAP of the GEF. Review of Emerging, Innovative Technologies for the

Destruction and Decontamination of POPs and the Identification of Promising Technologies for

Use in Developing Countries."GF/8000-02-02-2205, January 2004,

http://www.unep.org/stapgef/home/index.htm

Veriansyah B., Kim J.D., 2007. Supercritical water oxidation for the destruction of toxic organic wastewaters: A review. Journal of Environmental Sciences 19, 513-522.

Weber, R.; Kuch, B., 2003. Relevance of BFRs and thermal conditions on the formation pathways

of brominated and brominated–chlorinated dibenzodioxins and dibenzofurans. Environ. Int. 29: 699-710

Weber, 2004. Relevance of PCDD/Fs formation for the evaluation of POPs destruction technologies – PCB destruction by supercritical water oxidatio (SCWO). Organohalogen Compounds 66, 1263-1269.

Weber R., 2007. Relevance of PCDD/PCDF formation for the evaluation of POPs destruction technologies – Review on current status and assessment gaps. Chemosphere 67, 109-117.

Weber R., Gaus C., Tysklind M., Johnston P., Forter M., Hollert H., Heinisch E., Holoubek I., Lloyd-Smith M., Masunaga S., Moccarelli P., Santillo D., Seike N., Symons R., Machado Torres J.P., Verta M., Varbelow G., Vijgen J., Watson A., Costner P., Woelz J., Wycisk P., Zennegg M., 2008. Dioxin- and POP-contaminated sites – contemporary and future relevances and challenges. Environmental Science and Pollution Research 15, 363-393.