SZENT ISTVÁN EGYETEM KÖRNYEZETTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA TALAJTAN, AGROKÉMIA, KÖRNYEZETI KÉMIA RÉSZTERÜLETI PROGRAM
A KOMPOSZTÁLÁS SORÁN BEKÖVETKEZŐ SZERVES ANYAG ÁTALAKULÁS VIZSGÁLATA FORRÓ VIZES KIVONATOK FELHASZNÁLÁSÁVAL
Doktori értekezés
Készítette:
Dér Sándor
Témavezető:
Dr. Füleky György
Gödöllő
2003
A doktori iskola megnevezése:
Szent István Egyetem Környezettudományi Doktori Iskola
tudományága:
Talajtan, Agrokémia, Környezeti kémia
vezetője:
Dr. Menyhért Zoltán egyetemi tanár SZIE Mezőgazdaság-, és Környezettudományi Kar Növénytermesztési Intézet
Témavezető:
Dr. Füleky György tanszékvezető egyetemi tanár SZIE Mezőgazdaság-, és Környezettudományi Kar Talajtan-, és Agrokémia Tanszék
Az iskolavezető jóváhagyása
A témavezető jóváhagyása
TARTALOMJEGYZÉK
1.
BEVEZETÉS ................................................................................................................................... 5
2.
IRODALMI ÁTTEKINTÉS ................................................................................................................. 7
3.
4.
5.
6.
2.1
A komposztálás fogalma, célja, jelentősége ........................................................................ 7
2.2
A komposztálás nyersanyagai .............................................................................................. 9
2.3
A kompossztálásban résztvevő szervezetek ....................................................................... 14
2.4
A komposztálás folyamata ................................................................................................. 16
2.5
A komposztálás modellezésére használt reaktorok ............................................................ 35
2.6
A forróvizes kivonatok alkalmazása .................................................................................. 37
2.7
Spektroszkópiai módszerek a komposztok vizsgálatában ................................................. 41
ANYAG ÉS MÓDSZER ................................................................................................................... 43 3.1
A vizsgálatokhoz használt anyagok ................................................................................... 43
3.2
Módszerek .......................................................................................................................... 44
EREDMÉNYEK ............................................................................................................................. 47 4.1
A komposztálás menete ..................................................................................................... 47
4.2
A vizes kivonatok............................................................................................................... 49
AZ EREDMÉNYEK ÉRTÉKELÉSE .................................................................................................... 65 5.1
A komposztálás során mért paraméterek értékelése .......................................................... 65
5.2
A forró vizes kivonás során kapott eredmények értékelése ............................................... 65
5.3
Új tudományos eredmények............................................................................................... 70
ÖSSZEFOGLALÁS ......................................................................................................................... 71
MELLÉKLETEK………………………………………… …………………………………………..70 MI: Irodalom jegyzék……………………………………………………………………………….71
3
4
1.
BEVEZETÉS
A komposztálás az emberiség egyik legősibb „recycling” eljárása, amelynek alkalmazása a kémiai ipar fejlődésével párhuzamosan háttérbe szorult. Az olcsó fosszilis energiahordozókra épülő agrokémiai ipar által előállított műtrágyák háttérbe szorították a szerves trágyákat és a komposztokat. Európa sok országában a szerves trágyák egyszerű hulladékká degradálódtak. Az utóbbi évtizedekben kezdett bebizonyosodni, hogy az iparszerű mezőgazdaság hosszú távon a talajok termékenységének csökkenését, az élelmiszer minőségének romlását és a környezet fokozott terhelését okozza. A rohamosan urbanizálódó fogyasztói társadalmak számára mind nagyobb környezeti és technológiai kihívást jelent a keletkező hulladékok kezelése. A fejlett ipari társadalmak fokozódó környezetterhelése miatt egyre több környezeti probléma jelentkezik. A hatvanas-hetvenes években megjelent, és mára a hivatalos politika szintjére emelkedett a „fenntartható” fejlődés gazdasági stratégiája, amelynek célja a természeti erőforrások fokozott védelme, a felhasznált anyagok és energiák körforgásának lehető legtökéletesebb megvalósítása. Napjainkban az Európai Uniós és a hazai jogszabályok is előírják a lerakásra kerülő hulladékok biológiailag bontható alkotóinak csökkentését.
1-1. ábra: Biohulladékok szelektív gyűjtése- kísérleti program emblémája A hulladékok szervesanyag-tartalom csökkentésének egyik leggyakoribb módja a szerves hulladékok szelektív gyűjtése, majd biológia kezelése. A biológiai eljárások között központi szerepe van a komposztálásnak. A Hulladékgazdálkodási Törvény és az Országos Hulladékgazdálkodási Terv előirányozza a komposztálás elterjesztését, és napjainkban hazai és EU előcsatlakozási források 5
segítségével egyre több komposztáló telep kezdi meg működését. A komposztálás hazai elterjedése szükségessé teszi a komposztálással foglalkozó kutatások folytatását. A tudományos háttér megteremtése rendkívül fontos a korszerű ismeretek meghonosításában, elterjesztésében, a jogszabály-alkotás szakmai megalapozásában és egy nemzeti komposzt minőségbiztosítási rendszer bevezetése, majd fejlesztése során. A komposztálás során végbemenő szervesanyag átalakulási folyamatok kutatását az alábbiak teszik indokolttá: o a szerves anyagok átalakulása döntően befolyásolja több tápanyag átalakulását (pl. a nitrogén transzformációs folyamatokat) a komposztálás során; o a szerves anyagok átalakulása meghatározza a komposztok stabilitását; o a szerves anyagok minősége befolyásolja a komposztok hatását a talajok fizikai, kémiai és mikrobiológiai tulajdonságaira. A Ph.D. értekézésem elkészítése során az alábbi célokat határoztam meg: o A kisűrméretű adiabatikus komposztáló reaktorban a komposztálás feltételeinek biztosítása, és a fontosabb változások nyomon követése, a reaktor alkalmasságának igazolása. o A forró vizes kivonás alkalmazásának vizsgálata a komposztálási kísérlet különböző időszakaiból vett minták segítségével. o A forró vizes és a hideg vizes kivonási módszer összehasonlítása. o A forró vizes kivonatok szén tartalmának meghatározásával a könnyen oldható szén kivonó képesség meghatározása. o A forró vizes kivonatok UV tartományban végzett fényelnyelési vizsgálatával szerves anyag tartalom jellemzése, illetve a fontosabb kvalitatív változások nyomon követése a komposztálás során.
6
2. 2.1
IRODALMI ÁTTEKINTÉS
A komposztálás fogalma, célja, jelentősége
2.1.1
A komposztálás meghatározása
A komposztálás egy olyan, ember által irányított folyamat, amely során a szervesanyagok a talajmikroorganizmusok segítségével levegő jelenlétében lebomlanak, átalakulnak, majd belőlük az érés során nagy molekulájú humin vegyületek épülnek fel (DUNST 1991). A komposztálás tehát a különféle szerves hulladékok exoterm biológiai és kémiai oxidációja, amely a szerves anyagok természetes bomlásának gyors formája. A szerves anyagok lebomlása és a mikrobiális metabolit termelés legnagyobb mértékben a termofil szakaszban figyelhető meg. A komposztálás során a szerves anyag stabilizálódása figyelhető meg, mineralizáció és a humifikáció során a mikrobiális metabolitokból ártalmatlan, stabil homogén végtermék keletkezik (GRAY et al. 1971, VIEL et al. 1987). A komposztálás talaj-biológia szempontból a szerves anyagok korhadásával azonosítható, így a kedvező talajban végbemenő folyamatok közé sorolható (SZABÓ 1986).
Európai Unió „Working dokument on biodegradable waste management” dokumentuma alapján kidolgozott „Biológiailag lebomló hulladékok biológiai kezelése” című KöM rendelet tervezet a komposztálással kapcsolatban a következőképpen határozza meg az alapfogalmakat (ALEKSZA et al. 2001):
„biológiai úton lebontható hulladék (biohulladék) – minden olyan hulladék, amely aerob vagy anaerob úton lebontható;
komposzt – stabil, higiénikus, magas szervesanyag-tartalmú, humuszszerű anyag, amely a szelektíven gyűjtött biohulladékok komposztálása során keletkezik, nincs szagemissziója, és besorolható valamelyik komposzt környezeti minősítési osztályba;
komposztálás – szelektíven gyűjtött biohulladékok ellenőrzött körülmények között oxigén jelenlétében történő autotermikus és termofil biológiai lebontása, mikro- és makroorganizmusok segítségével, melynek célja a komposzt előállítása”.
7
2.1.2
A komposztálás célja
A komposztálás szerves hulladékok újrahasznosításának leggyakrabban alkalmazott módszere. A komposztálással több cél egyidejű megvalósítását lehet elérni. A kommunális szektor számára a legfontosabb cél a hulladék-lerakóba kerülő szerves hulladékok mennyiségének gazdaságos csökkentése. A környezetvédelem szempontjából a szerves hulladékok stabilizálása, környezeti kockázatainak csökkentése, a bennük található káros szervezetek elpusztítása a legfontosabb cél. A mezőgazdaság szempontjából a komposztálás során az egyik legfontosabb cél a komposztok talajtermékenységet kedvezően befolyásoló tulajdonságai javítása. A fenti célokat összhangba kell hozni, hogy a különféle célok egy mindenki által elfogadható szinten megvalósíthatók legyenek.
8
2.2 2.2.1
A komposztálás nyersanyagai A komposztálható hulladékok
Magyarországon évente 7-8 millió tonna komposztálható szerves hulladék keletkezik. Ezek jelentős része nem kerül újrahasznosításra, legfeljebb ártalmatlanításra. A mezőgazdaságban és az élelmiszeriparban évi 35 millió tonna szerves hulladék keletkezik, amelyek újrahasznosítása közel 90%. Az újrahasznosított hulladékok nagy részét a mezőgazdaságban, erdészetekben a talajba visszajutatott növényi maradványok, és szerves trágyák teszik ki. Az élelmiszergazdaságban tehát közel 3,5 millió tonna szerves hulladék keletkezik, amelyek kezelése legalábbis nem kielégítően megoldott. A kommunális területen legjelentősebb a települési szilárd hulladékok szerves frakciója, amelyből évi 5,5-6 millió köbméter (1,8-2,4 millió tonna), és a kommunális szennyvíziszapok, amelyekből mintegy 1 millió tonna keletkezik évente. Az ipari termelés során közel évi 250 ezer tonna veszélyes hulladéknak minősülő növényi illetve állati eredetű termelési hulladék és 350 ezer tonna nem veszélyes termelési biohulladék keletkezik (ALEKSZA et al. 2000).
2-1. táblázat: Évente keletkező komposztálható szerves hulladékok mennyisége
Hulladék csoport
Mennyiség (tonna/év)
Települési szilárd hulladék szerves frakciója
1,8-2,4 millió
Kommunális szennyvíziszap
1 millió
Termelési hulladékok (veszélyes hulladékok)
250 ezer
Termelési hulladékok (nem veszélyes hulladékok)
350 ezer
Mezőgazdasági hulladékok
3,5 millió Összesen:
9
7-8 millió
A különböző komposztálható nyersanyagok tulajdonságait meghatározza azok eredete. A háztartásokban keletkező biohulladékok kémiai összetétele BIDLINGMAIER (1983) szerint a következő: hamu:
41,0 %
cukrok:
2,3 %
nitrogén:
1,0 %
hemicellulóz:
13,0 %
szerves szén:
36,0 %
cellulóz:
29,0 %
zsírok:
0,9 %
lignin:
9,7 %
viasz:
0,8 %
fehérjék:
2,3 %
A komposztálható szerves hulladékok eredetűktől függetlenül a következő szerves vegyületeket tartalmazzák: o szénhidrátok (mono-, di- és poliszacharidok); o lignin; o fehérjék, proteidek; o zsírok, viaszok, olajok.
2.2.2
A szénhidrátok
A szénhidrátok és származékaik az élővilágban széles körben elterjedt vegyületek. A növények a fotoszintézis során - annak a sötét szakaszában - elsődlegesen szénhidrátokat szintetizálnak. A szénhidrátok lebontása energiát szolgáltat, a képződő közti termékeik pedig más szerves molekulák perkurzorául
szolgálnak
A
monoszacharidokból
glikozidos
kötésekkel
összekapcsolódó
poliszacharidk egy része a növény és állatvilág fontos tartaléktápanyagai (keményítő, glikogén), más részük szerkezetalkotók, egyes szervezetek szilárd vázának felépítésében vesz részt. Monoszacharidok vagy más néven egyszerű cukrok aldehid vagy ketocsoportot tartalmazó kisméretű molekulák, amelyekben minden szénatomhoz hidroxi csoport kapcsolódik. E vegyületek tehát poli-hidroxi-oxo szénvegyületek. Összegképletük CnH2nOn vagy másképpen írva Cn(H2O)n (BOROSS és SAJGÓ 1993). A komposztálás során a kiindulási anyagok között a legnagyobb tömegben előforduló poliszacharid a cellulóz és a hemicellulóz.
10
2.2.2.1 A cellulóz és hemicellulóz A Földön évente a fotoszintézis során 3 x 1010 tonna szervetlen szén (széndioxid) alakul át szerves anyaggá és ennek megközelítően egy harmada cellulóz (SZABÓ 1986). A cellulóz ß - 1
4 glikozidos kötéssel kapcsolódó elágazás nélküli glükóz - polimer (BOROSS és
SAJGÓ 1993). Ezek a molekula láncok úgy helyezkednek el, hogy közöttük H-híd kötések alakulnak ki. A natív cellulóz nem egyszerűen glükóz-anhidrid lánc (amelynek különben még nagyon rövid láncok esetében is vízoldhatatlanság a jellemző tulajdonsága), hanem szupra-molekuláris struktúrákba rendeződött polimer, amely a sejtekben és szövetekben a hemicellulózzal és ligninnel alkotott mátrixokban található. A cellulóz tartalmú sejtképletek biológiai szintézise közben elsőnek a cellulózból álló mikrofibrillumok jönnek létre, ezt követi a fibrillumok különleges térbeli elrendeződése, kötegekké aggregálódása, gyűrűs és más alakzatok képződése, végül az így kialakult szerkezetek további csoportosulása vezet a sejt vagy sejtrendszerek struktúrájának kialakulásához. A cellulóz molekulák magas polimerizáltságúak lehetnek, a fa cellulózban levő monomerek száma 8-10 ezerre becsülhető. A natív cellulóz meghatározhatatlan hosszúságú részben kristályos mikrofibrillumok aggregátuma. A cellulóz a szövetekben leggyakrabban ligninnel együtt fordul elő, és mindkettőnek mechanikai támaszték és szilárdítás a legfontosabb élettani funkciója. (SZABÓ 1986). A hemicellulóz a növényi sejtekben, mint vázanyag (cellulózzal, és ligninnel alkotott mátrixokban) és mint alkalmi tartalék tápanyag szerepel. DIELS és RUSKE (1966) különböző poliszacharidok definiálatlan keverékeként jellemzi a hemicellulózt, melynek a molekula tömege és az összetétele változó. A hemicellulóz glükozidos kötésekkel összekapcsolt pentózokból és hexózokból álló molekula, amelyhez gyakran uronsav is kapcsolódik (JAKUBKE és JESCHKEIT 1975), a felépítésében résztvevő monorek a xilán, fruktán, arabán, galaktán és glukán. A hemicellulózhoz hasonló poliszacharidok gyakran kimutathatók gomba és baktérium sejtekből is (SCHLEGEL 1972).
2.2.3
A lignin
A lignin a Föld második leggyakoribb szerves vegyülete. Lebontása az élő szervezetek egyik legfontosabb katabolitikus folyamata. (SZABÓ 1986). A lignin kémiailag nem egységes, komplex molekula, mely a növényi szövetekben cellulózzal vagy más vegyületekkel összekapcsolódva mátrixokat alkot. A lignin különböző aromás monomerek fenilpropán származékok- polimerizációjából keletkezik. (GRABBE 1993, GOTTSCHALL 1990).
11
A benzol gyűrűn található protonokra egy-egy metoxil és hidroxi csoport szubsztituálódhat. A különböző szubsztituenseket tartalmazó monomerek polimerizációja során alakul ki a lignin molekulák változatos szerkezete. A lignin molekula monomereinek száma 1-10 ezer között változik.
2.2.4
A fehérjék
Az élő szervezet felépítésében és működésében a legelterjedtebbek a fehérjék. A biológiai folyamatokat katalizáló enzimek mind tartalmaznak fehérje komponenseket. Az a tény, hogy felépítésükben húszféle aminosav vesz részt, a szerkezeti változások igen nagy számát teszi lehetővé. Az építőelemek száma adta variációs lehetőségeken felül további variációs lehetőséget biztosít a makromolekulán belüli másodlagos és harmadlagos kémiai kölcsönhatások következtében kialakuló változatos térszerkezet. BOROSS és SAJGÓ (1993) szerint a fehérjéket csoportosítani lehet biológiai aktivitásuk, a nemfehérje-rész jellege és az oldhatóságuk alapján. A komposztálás során biológiai átalakulásukat alapvetően az oldhatósági tulajdonságaik határozzák meg.
2-2. táblázat: A fehérjék csoportosítása oldhatóságuk alapján (BOROSS és SAJGÓ 1993) CSOPORT
OLDÓSZER
Albuminok
híg sóoldat, esetleg desztillált víz
Globulinok
híg sóoldat, desztillált víz nem oldja
Prolaminok
70%-os alkohol
Glutelinek
híg sav vagy lúg
Hisztonok
híg sav
Vázfehérjék
erős detergens vagy csak lebontás után
Oldhatóságuk alapján a következő csoportokat lehet megkülönböztetni. Az albuminok vízben és híg sóoldatokban oldódnak. A globulinok vízben nehezebben oldhatók, de híg sóoldatokban oldékonyságuk jó. A növényi tartalékfehérjéket alkotó glutelinek híg savakban vagy lúgban oldódnak, az ugyancsak növényi tartalékfehérjék sorába tartozó prolaminok 70 %-os alkoholban oldhatók. Az erősen bázikus - nagy lizin és arginin tartalmú - hisztonok híg savakban a különféle vázfehérjék pedig csak a vázszerkezet megbontása után, ionos detergensekkel vihetők oldatba. (BOROSS és SAJGÓ 1993).
12
2.2.5
A lipidek
A szerves molekulák különleges csoportját alkotják a lipidek. E vegyületek szerkezetileg nem olyan egységesek, mint a fehérjék, a szénhidrátok vagy a nukleinsavak, melyek építő molekulái rokon vegyületek. A különféle lipidek egyetlen közös vonása, hogy vízben rosszul, apoláros oldószerekben jól oldódnak. Szerkezetük alapján a lipidek csoportjába tartozó anyagokat két nagy alcsoportra oszthatjuk: egyszerű vagy nem-elszappanosítható lipidekre, valamint összetett vagy elszappanosítható lipidekre. Az egyszerű lipidek legegyszerűbb képlettel leírható tagjai az alkánok valamint a hosszú szénláncú alkoholok és oxovegyületek, amelyek a növények felületi lipidje között fordulnak elő, továbbá a hosszú szénláncú zsírsavak. Az alkánok a zsírsavak dekarboxilezésével keletkeznek a hosszú szénláncú alkoholok és oxovegyületek ezek oxidációjából. Az összetett lipidek leggyakoribb képviselői a viaszok, amelyek valamely hosszúszénláncú zsírsavak egy hosszú szénláncú alkohollal képzett észterei. Vízben oldhatatlanok, védő felületi anyagként fordulnak elő bőrben, tollban, növényi levelek, gyümölcsök felületén és számos rovar szilárd külső vázanyagán. Az összetett lipidek fontos csoportját alkotják a zsírok és olajok, vagyis a trigliceridek, melyek a háromértékű alkohol, a glicerol (glicerin) három zsírsavval képzett észterei. A zsírokat és az olajokat egymástól csak a bennük lévő zsírsavak lánchossza és kettős kötéseik száma különbözteti meg. Minél több bennük a kettős kötés annál alacsonyabb hőmérsékleten dermednek meg. A trigliceridek az állat- és növényvilág fontos anyag és energia tároló vegyületei. (BOROSS és SAJGÓ 1993).
13
2.3
A kompossztálásban résztvevő szervezetek
A komposztálás során a szerves anyagot lebontó, átalakító és felépítő folyamatokban a nyersanyagoktól, a környezeti feltétektől és az érési foktól függően különböző élőlények vesznek részt. A különböző állatok, mint például a giliszták, rovarok, pókok a komposztot csak az érés vége felé népesítik be. Aprító, kiválasztó és keverő tevékenységük elsősorban az érett komposzt fizikai jellemzőit határozzák meg. (VOGTMANN 1981, GOTTSCHALL 1990). A komposztálás szempontjából a mikroorganizmusok különösen jelentősek, a nyersanyagok lebomlási sebességét, a mineralizációban résztvevő mikroorganizmusok anyagcsere tevékenysége határozza meg (KRÁSZ és SZIGETI 1988). Besorolásuk, eltérően az állat- és növényvilágtól meglehetősen nehéz. Sokan az élővilág harmadik birodalmához sorolják őket, vagy más néven elsőknek esetleg ősszervezeteknek nevezik. (SCHLEGEL, 1972). Az érésben résztvevő mikroorganizmusokat BILITEWSKI et al. (1990) a következő csoportokba sorolják be: o aerob és fakultatív anaerob baktériumok (mindenekelőtt pálcikák és endospóra képzők) o sugárgombák o gombák o algák és protozonok (egysejtűek) A baktériumok a komposztálás minden szakaszában jelentős szerepet játszanak. Egysejtű prokarióta élőlények, átmérőjük 10-30 µm. Az evolúció korábbi szakaszából származnak. Legfeltűnőbb sajátosságuk, hogy nincs membránnal körülhatárolt sejtmagjuk. A DNS szabadon, a plazmában egyetlen kromoszómában helyezkedik el. Nem rendelkeznek sejtszervekkel nincsenek mitokondriumaik és kloroplasztiszaik (BENEDEK 1990). Formájuk kevéssé változatos, görbül henger (vibrio) és pálcikákat (bacilusok) különböztetünk meg. (NIESE 1985). A sűrűségük1,07 g/cm3. Kis méretüknél fogva rendkívül nagy a sejtjük fajlagos felülete, amely magas anyagcsere intenzitást tesz lehetővé. Bizonyos törzsek megfelelő körülmények között az egyetlen óra alatt a biomasszájuk tömegénél 100100.000-szer nagyobb mennyiségű glükózt képesek lebontani (GLATHE, et al. 1985). A baktérium sejt 80 %-ban vízből és 20 %-ban szárazanyagból áll, amelynek 90 %-a szerves anyag (BIDLINGMAIER, 1985), sejtjeik C/N aránya 5:1 (SZABÓ, 1986). Sejtosztódással gyors szaporodásra képesek, generációs idejük - optimális esetben - nem több mint 20 perc (SCHLEGEL 1992). Anyagcsere szempontjából megkülönböztetünk autotrófokat amelyek szénforrásként a levegő széndioxidját képesek megkötni, hasonlóan a magasabb rendű növényi szervezetek (AHLHEIM 1989), és
14
heterotrófokat, melyek szénforrásul szerves vegyületeket használnak. Azokat, amelyekben a Hdonor szerepét a szerves vegyületek töltik be kemo-organotróf szervezeteknek nevezzük, és a komposztálás során ezek a legjelentősebbek (NIESE 1985). Sugárgombák vagy Actinomycetesek, a komposztálás során különösen a ligno-cellulóz mátrixok bontásában játszanak jelentős szerepet. Rendszertani besorolásuk a mikrobiológia vitatott kérdési közé tartozik. Egyesek inkább a baktériumok közé sorolják nem pedig a gombák közé (TOPP 1981), mások pedig önálló csoportként a baktériumok és a gombák közé (CHROMETZKA 1985). A sugárgombák hifákat és micéliumokat képző talajlakó mikroorganizmusok. Kevés kivétellel aerob légzők (SCHLEGEL 1992). Anyagcseréjüket nem jellemzi szubsztrát specifikusság, a ligninbontásra képes enzim rendszereik fontosak humuszanyagok képzésében, illetve azok mineralizációjában. Anyagcseréjük során antibiotikumokat és vitaminokat termelnek, ezzel az érett komposzt biokémiai higiénizálásában, és a növénynövekedést serkentő hatás kialakításában jelentős szerepet töltenek be (CHROMETZKA 1985). Az érett komposztok erdei földre emlékeztető szagukat a bennük elő sugárgombáknak köszönhetik (TOPP 1981, SCHLEGEL 1992). A gombák az eukariotákhoz tartoznak, hasonlóan a magasabb rendű növényekhez határozott sejtfallal és vakuólummal rendelkeznek. (SCHLEGEL 1992) A gombák aerob körülmények között energiaigényüket szerves anyagok oxidációja útján elégítik ki. Képesek a magas cellulóz és lignin tartalmú fás növényi részek lebontására, képesek tartalék tápanyagok pl. zsírok, poliszacharidok, szerves savak, vitaminok és antibiotikumok szintézisére (GLATHE et al. 1985). Különösen jelentősek a penészgombák, amelyek a komposztálás során 60 oC felett a cellulóz bontásban játszanak szerepet (JÖRGENSEN et al.1988). A komposztálás során akkor válnak láthatóvá amikor fehér micéliumaik a komposzt külső száraz régióját átszövi. (GLATHE et al. 1985). Algák és protozonok (egysejtűek) is a megtalálhatók a komposzt érés során azonban szerepük nem jelentős az érés során. Általában nagy számban az érett komposzt tárolása során figyelhetők meg (GLATHE et al. 1985).
15
2.4
A komposztálás folyamata
2.4.1
A komposztálás szakaszai
A komposztálás során különböző mikro és makroorganizmusok közreműködésével a szerves anyagok egyszerű alapvegyületekre, mint széndioxid, szulfát, nitrát és víz bomlanak le (GLATHE et al., 1985). A komposztérés exoterm folyamat (JÄGER 1989), az intenzív mikrobiológiai folyamatok során keletkező energia hő formájában válik szabaddá, amely a komposztálódó anyagok jelentős felmelegedését eredményezik (KROGMANN 1988, LAHL 1991, KOCH és SEEBERGER 1984, MARTINS és KOWALD 1990). Az érés folyamán a végbemenő hőmérséklet-változás alapján három illetve, négy szakaszt különíthetünk el: o bevezető (iniciális) szakasz; o lebomlási (termofil) szakasz; o átalakulási (mezofil) szakasz; o érési (poikiloterm) szakasz. Az első, rövid, bevezető szakaszban az optimális körülmények közé kerülő mikroorganizmusok nagy sebességgel szaporodni kezdenek. A hőmérséklet az intenzív anyagcsere hatására gyorsan termofil tartományba emelkedik. A bevezető szakasz hossza általában néhány esetleg 24-36 óra óra lehet (GOTTSCHALL 1990). 70
o
Hőmérséklet (C )
60 50 40 30 20
0 1
iniciális
10 2 3 te rm o fil le b o m lá s
4
5 6 m e z o fil á ta la k u lá s
7
8
9 10 p o ik ilo te rm
11
é ré s
2-1. ábra: A hőmérséklet változása a komposztálás során (GOTTSCHALL 1985, CHROMETZKA 1985)
16
Meg kell azonban jegyezni, hogy a bevezető szakasz jelentősége a gyakorlat és az elmélet szempontjából elhanyagolható, ezért a legtöbb szerző külön nem is említi. A lebomlási vagy termofil szakasz kezdetén a szerves anyag lebontásáért a mezofil mikroorganizmusok felelősek, melyeknek a hőmérsékleti optimuma 25-30ºC. Intenzív anyagcseréjüknek köszönhetően a hőmérséklet folyamatosan emelkedik (JÄGER 1989, GLATHE et al. 1985, BILITEWSKI et al. 1990, JÖRGENSEN et al. 1988). A mezofil mikroszervezetek száma 45 ºC-ig eléréséig növekszik, 50 ºC felett már nagy számban pusztulnak el, és 55 ºC felett csak hőmérsékletre rezisztens tartós formáik maradnak fenn. (NIESE 1985). Mindez gyorsan, 12-24 óra alatt végbemegy. A mezofil mikroflóra pusztulásával egy időben gyorsan szaporodni kezdenek a termofil mikroorganizmusok, amelyek hőmérsékleti optimuma 50-55 ºC között található, azonban egyes fajok azonban még 75ºC -on is aktívak maradnak (MÜLLER-WEGENER 1965).
2-3. táblázat: A komposztálásban résztvevő mikroorganizmusok hőmérsékleti optimuma Név
Psychrofil
Mezofil
Termofil
Résztvevő
mikroorga- Hőmérsékleti tartomány (ºC)
nizmusok (Baktériumok,
penész-
gombák) (Baktériumok,
sugár-
gombák ) (Baktériumok,
sugár-
gombák, mezofil spórák)
Minimum 1)
Optimum 2)
Maximum 3)
0-10
15-20
25-30
10-15
25-35
35-45
25-45
50-55
75-80
(Extrém
Kb. 100-ig
termofil) 1)
Minimum tartomány: az az alsó hőmérsékleti tartomány, amelyen az összes biológiai folya-
mat végbemegy, és a szaporodás még lehetséges. 2)
Optimális tartomány: az a középső hőmérsékleti tartomány, ahol az anyagcsere-folyamatok a
leggyorsabban zajlanak le. 3)
Maximum tartomány: az a felső hőmérsékleti tartomány, amelyet a mikroorganizmusok még
tolerálnak, még nem válnak inaktívvá.
75 ºC felett a mikrobiológiai folyamatok intenzitása jelentősen csökken, és az elpusztult sejtekből kiszabaduló enzimek által katalizált ellenőrizetlen biokémiai -autooxidatív és pirolitikus- folyamatok jellemzőek (BILITEWSKI et al. 1990, SATTLER és EMBERGER 1990, EMBERGER 1993).
17
NIESE (1985) szerint a mezofil és termofil mikroorganizmusok között metabiózis van. A mezofilek anyagcseréje által termelt hő biztosítja a termofil flóra igényeinek megfelelő hőmérsékletet. Ezen kívül a szerves anyag átalakító tevékenységük során a tápanyagok jobb hozzáférhetőségét biztosítják a termofil mikroorganizmusok számára. Az átalakulási szakasz (mezofil fázis) akár több hétig is eltarthat (JÄGER 1989). Ebben az érési szakaszban a hőmérséklet jelentősen csökken. A mikroorganizmusok elkezdik a nehezen bontható lignin bontását, mely során mono-, di-, és trifenol vegyületek keletkeznek. Ezek kondenzációjából épülnek fel a humuszanyagok (SCHUTTIG 1990). Az utolsó szakasza a komposztálásnak az érési szakasz, ezt a szerves anyag humifikálódása jellemzi, amely SCHUTTIG (1990) szerint a komposzt sötét színét eredményezi. Ekkor a komposzt hőmérsékletének további csökkenése észlelhető. (JÄGER 1989). Az érésben elsősorban pszikrofil baktériumok és penészgombák működnek közre, melyek hőmérsékleti optimuma 15-20oC. Ezen kívül jelentősen nő a sugárgombák száma, ami BILITEWSKI és munkatársai (1990) szerint a komposztérettség indikátora is lehet. Az érés kezdeti szakaszában a könnyen bontható szerves anyagok intenzív bontása miatt a megnövekedő szervessav-tartalom miatt a pH-érték csökken. A termofil szakasz során a kémhatás elsősorban a nagy mennyiségű ammónia-képződés, a szabaddá váló alkáli-, és alkáliföldfém- ionok miatt emelkedik, értéke a legtöbb esetben lúgos tartományba csap át (GOTTSCHALL 1990). A mezofil szakaszban a pH fokozatosan csökken, amelynek oka az ammónia képződés csökkenése, illetve a nitrifikációs folyamatok felerősödése (ALEKSZA és DÉR 1995). 9.0
8.5
8.0
pH 7.5
7.0
0
2
4
6
8
Idõ [hét]
2-2. ábra: A kémhatás változás a komposztálás során (ALEKSZA és DÉR 1995)
18
A hőmérséklet mellett a komposztálás során kialakuló kémhatás is befolyásolja mikroorganizmus szaporodását. A komposztálásban közreműködő mikroorganizmusok pH optimuma eltér egymástól. A legtöbb baktérium semleges kémhatású, míg a gombák gyengén savas közegben szaporodnak a leggyorsabban (DE BERTOLDI et al. 1984).
2-4. táblázat: A szubsztrátok kémhatása és a komposztálásban résztvevő mikroorganizmusok növekedése (DE BERTOLDI et al. 1984)
Gombák
Baktériumok
Növekedés pH-érték
2.4.2
A legtöbb faj jól növekszik
4,5-6,4
6,1-8,1
Csak néhány faj képes növekedni
3,4-7,5
4,5-8,9
A komposztálás során lezajló főbb lebontó folyamatok
2.4.2.1 A biológiai oxidáció jelentőssége a komposztálás során Minden a természetben lezajló folyamatot, így az élő szervezetek folyamatait is az energia áramlása irányítja, és tartja fenn. Tömören összefoglalva a szerves anyagok körforgása azonos a szén körforgásával, ami a fotoszintézissel indul, és a mineralizáció során CO2 képződésével ér véget (BIDLINGMAIER 1963). A fotoszintézis termékei a mineralizáció során lebomlási és átalakulási folyamatokkal biztosítják a folyamatban résztvevő aerob organotróf mikroorganizmusok energiai és tápanyag szükségletét. A komposzt érés fő energiatermelő folyamata a légzés, vagyis a tápanyagok molekuláris oxigénnel való enzimes oxidációja. Anaerob viszonyok között a glükóz tejsavvá bomlik le, mely során a glükózból 197 kJ/mol energia szabadul fel. Aerob viszonyok esetén folytatódik lebomlás a széndioxidig, így mólonként 2872 kJ energiai szabadul fel. A sejtek fő tápanyagainak, különösen a poliszacharidoknak, a lipideknek és a proteineknek a lebontása számos egymást követő enzimreakció során megy végbe. A biológiai bomlás a poliszacharidok hexózokká és pentózokká alakulnak, a lipidek zsírsavakká, glicerinné és más komponensekké, a proteinek a felépítésükben résztvevő aminosavakká bomlanak. A különböző termékek kevés számú, még egyszerűbb közbenső termékké alakulnak, majd ezeken keresztül végül acetil-CoA, αketoglutársav és oxálecetsav képződik. A keletkezett termékek bekerülnek a citrát ciklusba, amely
19
az aerob légzők esetén valamennyi tápanyag molekula oxidációjához vezető közös végső lebontási utat jelenti.
HEXÓZOK, GLICERIN
zsírsavak, aminosa-
aminosavak:
Aminosavak:
aminosavak: alanin,
vak:
glutaminsav,
aszparaginsav,
cisztein, szerin
fenilalanin stb.
arginin,hisztidin
tirozin
tirozin,
piroszőlősav α-Ketoglutársav
Oxálecetsav
Acetil-CoA
citrát -ciklus
oxidáció
oxidatív foszforiláció 2-3. ábra: Szerves anyagok lebontása aerob légzés során (Benedek, 1990)
A citrát ciklusban ciklusonként két CO2 molekula szabadul fel, a keletkező hidrogén atomok a NAD+ koenzim segítségével terminális oxidációba kerülnek, ahol több lépésben ATP keletkezik, illetve a hidrogén atomok az oxigénnel vízzé egyesülnek (BENEDEK 1990). 2.4.2.2
A szénhidrátok lebontása
A szénhidrátok között az energiát szolgáltató glükóz főként a keményítőből, a hemicellulózból és a cellulózból származik. A keményítő kémiailag nem egységes vegyület kb. 20-30% amilózból és 70-80% amilopektinből áll. Mikrobiológiai lebomlását amiláz és glükozidáz enzimek katalizálják. Ezen enzimek nem fajspecifikusak, szinte minden gombánál megtalálhatók, a baktériumok amiláz enzime viszont erősen szubsztrát specifikus (BECK 1968). 20
Elméleti és technikai szempontból is a legfontosabb szénhidrát a cellulóz. A cellulóz bontását számos ökológiai faktor befolyásolja. Ezek közül az egyik legfontosabb a rendelkezésre álló nitrogén mennyisége (SZEGI 1986). A cellulózt a gombák aerob körülmények között gyorsan, míg a baktériumok lassan bontják. Bizonyos baktérium csoportok a ligninnel mátrixot képző cellulózt savas környezetben képesek bontani (SCHLEGEL 1972). A mikroorganizmusok cellulóz bontását speciális celluláz exo-enzim-rendszerük segítségével több lépcsőben bontják. SZABÓ (1986) szerint a celluláz enzim-rendszert három komponensre lehet bontani: β-glükozidázok endoglükanáz
Gn
Cellulóz
G2
Glükóz
C1 endoglükanáz és cellobiohidrolázok
exo-β-1-4 gluknázok CX
2-4. ábra: Cellulózbontó enzimrendszer
C1-komponens (cellibiohidraláz, CBH, új nómenklatúra szerint exo-β-1-4 gluknázok), amely a cellulóz láncokat a celluláz komplex hidrolitikus enzimei számára aktiválja, vagy deaggregálja, ezáltal a kristályos natív cellulózt amorffá és oldhatóvá teszi. Cx-enzimeknek amelyeket endo-β-1-4-glükanázok is neveznek. A cellulózt duzzasztják, részlegesen degradálják, miközben a cellulóz oldódó származékait cellubiózzá hidrolizálják. β-glükozidázok. A cellobiózt és a rövid láncú cello-oligoszacharidokat glükózzá hidrolizálják, de magára a natív cellulózra nem hatnak.
2.4.2.3
A lignin mikrobiológiai bontása
A lignin a mikrobiológiai lebontással szemben nagyon ellenálló vegyület. A lignolizis az érett komposztban is nagyon lassan zajlik. A ligninnek akár 80%-a is változatlan marad a komposztálás során, amely fontos kiindulási anyaga a humusz-képződésnek (CHROMETZKA 1985). A lignin bontását elsősorban gombák és sugárgombák végzik (MÜLLER 1965) A lignin komplex aromás karakterű, nagy molekulatömegű polimer, ezért a degradációjukat katalizáló enzimeknek feltétlenül extracellulárisnak kell lenniük. Súlyos problémát jelent azonban, hogy számos enzim, amely feltételezhetően részt vesz a lignin bontásában, működéséhez koenzime(ke)t igényelnek. Extracelluláris koenzimeket azonban nem ismerünk. Jelenleg úgy képzelik, hogy a 21
gombák ligninbontó enzimei a hifákról nem disszociálnak, hanem kötve maradnak és ily módon a ligninnel is közvetlenül kontaktusba kerülve lépnek akcióba (SZABÓ 1986). A lignin fokozatos bomlásakor felszabadulnak a dimer és monomer szerkezeti egységek, s azokból a későbbiekben jelentős mennyiségű aromás hidroxi-karbonsav és aromás aldehid keletkezik. A hasonló jellegű bomlástermékek egy része (demetiláció és az aldehid csoportok oxidációja után) olyan kinoid-strukturájú vegyületekké alakulnak át, melyek a humuszképződés szempontjából jelentősek (FILEP 1988).
2.4.2.4 A fehérjék bontása
Az intenzív mikrobiális anyagcsere nagy mennyiségű szerves és szervetlen nitrogént igényel. A szerves kötésű nitrogén legnagyobb mennyiségben a nyersanyagokban található fehérjék bontása során szabadul fel. A fehérjéket a proteolitikus enzimek polipeptidekké darabolják enzimatikus úton, majd ezek a polipeptidek aminosavakká hidrolizálnak (SCHEFFER 1961). A fehérjék mikrobiális leépítésének kezdeti szakasza a mikroorganizmusok sejtjein kívül zajlik. A proteolitikus enzimek hasítják a peptidláncok kötéseit, ezek a termékek pedig a protoplazmában peptidáz enzimek hatására aminosavakká bomlanak. Az aminosavakat a mikroorganizmusok részben közvetlenül -saját sejtjük felépítésére- használják, részben pedig dezaminálják.
FE H É R JÉ K
PEPT O N O K PO L IPE PT ID EK D EK AR B O X IL EZ ÉS AM IN O SAV AK D E ZA M IN Á LÁ S
ZSÍR SA VA K
AR O M Á S AM IN O S AV AKB Ó L:
A M M Ó N IA
F enol, p-Krezol, Indol, S zkatol KÉN TAR T. AM IN O S AV AKB Ó L:
CH4
CO2
H 2O
M erkaptán, H 2 S
2-5. ábra: A fehérjék bontása A dezaminálás során keletkező ammóniát a nitrifikáló baktériumok nitritekké, majd nitrátokká alakítják át. A nitrifikáló baktériumok ökológiai igényét aerob viszonyokkal, és 7-8,8 pH-val elégíthetjük ki (SZEGI 1979). 22
2.4.2.5
A lipidek lebontása
A szerves hulladékokban található zsírok és viaszok lebomlása a mikrobák lipáz enzim rendszere segítségével nagyrészt széndioxidig és vízig történik (MÜLLER 1965). A komposztálásban résztvevő lipideket DINEL et al. (1991) két csoportra osztja: külső - az élőlények felszínét borító- lipidekre, melyeknek fő feladatuk a védelem a környezeti hatásokkal szemben, és belső lipidekre melyeket energia tartalékként határozzák meg. Későbbi közleményükben rámutatnak, hogy a külső lipidek a komposztálás során ellenállnak a lebontásnak, míg a belső lipidek a levegő oxigénjével reakcióba lépve gyorsan lebomlanak (DINEL et al. 1992) 2.4.3
A komposztálás menetét befolyásoló biotikus tényezők
2.4.3.1 A nyersanyagok komposztálhatósága
A komposztálás során a sok kémiai összetevőből álló szerves anyagok párhuzamos egyidejű bomlása figyelhető meg. A folyamat során az eltérő kémiai eredetű alkotók bomlásához nem minden esetben adottak az optimális feltételek. A komposztálás menetét alapvetően meghatározza a szerves anyagok mikrobiológiai lebonthatóságának ismerete. Könnyen bonthatók a cukrok, a keményítő, a hemicellulóz és számos fehérje. Hoszszabb időt és meghatározott körülményeket igényel a cellulóz, a zsírok és a fehérjék bontása. A mikrobiális bontásnak erősen ellenáll a lignin és a keratin. Biológiailag inert a kőszén, a koksz, a gumi a cserzett bőr és a műanyagok jelentős része (THOME-KOZMIENSKY 1985). SCHLEGEL (1972) rámutat, hogy számos ember által előállított kis molekulájú szintetikus vegyület, mint a peszticedek és detergensek egy része, és számos szintetikus műanyag polimer ellenáll a biológiai lebontásnak. Ezzel szemben CHROMETZKA (1985) és BEGEMANN (1982) arról publikálnak, hogy négy Actinomycetes izolátum - optimális körülmények között, aerob módon- képesek a polivinilklorid (PVC), aminoplaszt, polietilén (PE) és a fenoplasztok bontására. A továbbiakban WIEMER és KERN (1993) alapján foglalom össze (2-5. táblázat) a természetben található fontosabb vegyületek előfordulását, tulajdonságaikat, és biológiai bonthatóságukat.
23
2-5. táblázat: A komposztálás nyersanyagait alkotó fontosabb vegyületek mikrobiológiai bonthatósága (WIEMER és KERN 1993) VEGYÜLET
ELŐFORDULÁS
TULAJDONSÁG
LEBONTHATÓSÁG
gyorsan bomlik aerob gombák és baktériumok Keményítő anaerob: Clostridium sp., Bacilus sp. ß-D-glükóz láncok, magas po- lassan bomlik magasabb rendű növélimerizáltság nagy mechanikai aerob: gombák, Myxo és nyek sejtfala (pl. széna Cellulóz ellenállóképesség vízben oldha- Eubaktériumok 28%, szalma: 32-36%) tatlan anaerob: Clostridium tartalék tápanyag és támasztó szövetek része 1,4-glikozidos kötésű ß-D-xilóz nehezen bontható (cellulóznál Xilán szalma, háncs:15-20%, közepes polimerizáltság könnyebben) fák: 20-25% legtöbb növény családban a keményítő mellett Fruktán fontos tartalék tápanyag sejtfal alkotó pl. a tűleveviszonylag könnyen bontható, oldható poliszacharid Mannán lűekben kb. 11% számos baktérium és gomba intracelluláris anyag, főleg fiatal növényekben, sok gomba és baktérium; legaktíkülönösen sokat tartal- galakturonsavból felépülő erő- vabbak a spóraképzők mint a Pektin maznak a bogyósok, az sen kocsonyasodó poliszacharid Bacilus macerans és a Bacilus almafélék és a csonthépolymyxa jasok termései a cellulóz mellet a legna- kémiailag összetett vegyület nagyon ellenálló, lassan bomlik gyobb tömegben előfor- különböző kötésekkel, alapvemindenekelőtt Actinomycetesek, Lignin duló növényi alkotó (fás gyületei: fenilpropán származégombák és baktériumok szövetek 18-30%) kok, és koniferolalkoholok az állat és a növény vinitrogén tartalmú poliszacharid lágban gyakori támasztó vegyületek kifejezetten stabilak sok gomba és baktérium jól anyagok, sok gerinctelen Kitin a N-acetil oldalláncokat össze- hasznosítja a kitint állat külső váza és szákapcsoló H-hidak miatt mos gomba fő alkotója általában könnyen bomlik; számos gomba és baktérium aminosavakból felépülő jellegaerob : Bacilus sp, Pseudomonas a sejtplazma alkotója zetes peptid kötéseket tartalmaFehérjék sp, Serretia, Flavobacterium sp, zó makromolekulák anaerob: Clostridium sp., Proteus vulgaris Zsírok: sok baktérium és gomba nagymolekulájú zsírsavak Pseudomonas, Serratia, glicerinészterei Aspergillus oidum Zsírok, via- növényi és állati maradviaszok: nagy molekulátömegű ványok Viaszok főleg baktériumok pl. szok zsírsavak és primer egyértékű Mycobac-terium plei, M. alkoholok észterei lacticela, gyakori tartalék tápanyag poli-D-glükóz láncok magvak, gumók, gyökemagas polimerizációs fok rek
24
2.4.3.2 A szén-nitrogén arány A nyersanyagok komposztálhatósága mellett a C/N arány, az a tényező amely jelentősen befolyásolja a komposztálást. A mikroorganizmusok két legfontosabb „tápanyaga” a szén és a nitrogén. A baktériumsejt C/N aránya 5:1. A baktériumok az általuk mineralizált szerves anyag széntartalmának csak 20 %-át használják fel sejtjeik bioszintéziséhez, 80 %-át energianyerés céljából oxidálják. Az elméletileg optimális C/N arány 25:1 (SZABÓ 1986). Az elméleti C/N arány azonban csak abban az esetben érvényes, ha mikroorganizmusok minden rendelkezésre álló nyersanyagot fel tudnak használni
anyagcseréjük
során.
Figyelembe
véve
a
különféle
alkotók
mikrobiológiai
ellenállóképességét a komposztálás során az optimális C/N arány az elméleti értéktől eltér. Az egyes szerzők véleménye az optimális C/N arány tekintetében kissé eltérő: 30-35:1 (FARKASDI 1966), 26-36:1 (POINCELOT 1972), 20:1 (BIDLINGMAIER 1983) és 20-25:1 (BAADER 1986). A gyakorlatban általánosan a 35:1, vagy a kevéssel e feletti arányt tekintik optimálisnak (DUNST 1991). Az ettől nagymértékben eltérő C/N arány zavart okoz az érés során. A jelentősen alacsonyabb C/N arány esetén relatív nitrogén felesleg alakul ki, jelentős ammónia gáz kibocsátás tapasztalható. A túl magas C/N arány esetén relatív nitrogén hiány lép fel, így az érés sebessége lelassul, vagy nem is megy végbe (GOTSCHALL 1990). 2.4.4 2.4.4.1
A szerves anyagok stabilizálódása a komposztálás során A talaj szervesanyag
STEFANOVITS (1992) a talaj szerves anyagát mint a benne található biológiai folyamatok anyag- és energiai tartalékaként, valamint ezen folyamatok salakanyagaiként és melléktermékeiként jellemzi. A talajban található élőlények képzik a „vitális részt” és a humusz a „posztmortálisat”. SCHEFFER és SCHACHTSCHABEL (1988) a szerves anyag fogalmától elhatárolják az „Edaphont”. A talaj szerves anyagát - véleményük szerint - az elpusztult növényi és állati részek illetve ezen anyagok átalakulási, lebomlási termékei alkotják. KUNTZE et al. (1988) a talaj szerves anyagát nem humusz- és humuszanyagokra osztják fel. A nem humuszanyagok az elpusztult növény és állati szervezetekből és ezek bomlástermékeiből állnak. A humuszanyagok viszont stabil nagy molukulaméretű szerves vegyületek. SCHROEDER (1983) a humuszanyagokat 2µm-nél kisebb, amorf szerkezetű szerves kolloidokként írja le. Jellemző tulajdonságuk a nagy fajlagos felület és az a képességük, hogy vízmolekulákat és ionokat képesek reverzibilisen megkötni. Fontos szerepük van a talajszerkezet kialakításában, a tápanyagok adszorpciójában, és a talajok víz- és hőgazdálkodásában.
25
ZIECHMANN és MÜLLER-WEGENER (1991) szerint a humuszanyagok rendkívül reaktívak, ez nagyon fontos a talajok fizikai és kolloidkémiai tulajdonságainak kialakításában. A humuszanyagok lúgos kémhatású oldószerekkel (NaOH, Na2CO3), neutrális sóoldatokkal (NaF, Na4P2O7, szerves savak sói), vagy kelátképzőkkel kisebb nagyobb részben kioldhatók a talajból ( HAYES 1975, KONONOVA 1966, STEVENSON 1982). Híg lúggal és savakkal szembeni viselkedésük alapján a humuszanyagokat három nagy csoportba sorolhatjuk (KONONOVA 1966, SCHNITZER és KAHN 1978, STEVENSON 1982): o savban és lúgban oldódnak a fulvósavak (pH 2,5-re savanyított oldatból sem válnak ki); o savban nem, de lúgban oldhatók a huminsavak; o hideg lúgban és savban oldhatatlanok a huminok.
2-6. táblázat: A humuszanyagok néhány jellemző tulajdonsága (FILEP 1988)
Jellemző megnevezése
Fulvosavak
Huminsavak
Huminok
Molekula tömeg
-2000
5000-100000
-300000
C%
40-50
55-60
55-60
N%
<4
=4
>4
O%
45-48
33-36
32-34
ACIDITÁS MEKV/100G
900-1400
600-850
500-600
Kapcsolódás a talaj ás-
⇒ növekvő ⇒
ványi részeihez Mobilitás vízoldhatóság
⇒ csökkenő⇒
2.4.4.2 A humuszanyagok szerkezete
A humusz szerkezete nem egységes csak komplex vegyület csoportként lehet jellemezni (KONONOVA 1966,, GISI et al. 1992;) Az a tény, hogy a humuszanyagok amorf vegyületek tehát nem kristályosíthatók, megnehezíti szerkezetük feltárását (SCHEFFER és ULRICH 1960. WELTE 1951). SCHEFFER és ULRICH (1960) szerint a humuszanyagok polimerek amelyek alapelemekből, monomerekből épülnek fel. A monomerek pedig magokból, hidakból és funkciós csoportokból állnak.
26
A humuszanyagok makromolekulák (KUNTZE el al. 1988). Alapvázukat egyszerű aromás vegyületek alkotják, melyek alkán, észter, éter, vagy imino hidakon keresztül kapcsolódnak egymáshoz. Az aromás vázak egy vagy több funkciós csoportot tartalmaznak (főként karboxil és hidroxi csoportokat). A vázat egymással kondenzált izo- vagy heterociklusos 5 vagy 6 atomos gyűrűk alkotják (pl. benzol, furán ). Ezek hidakon keresztül csatlakoznak egymáshoz és reaktív oldalláncokkal egészülnek ki (SCHEFFER és ULRICH 1960; SCHROEDER 1983). A gyűrűket összekapcsoló hidak állhatnak egy atomból (-O, -N=) és atom csoportokból (-NH-, -CH2- ). Ennek az alapján a hidak lehetnek oxigén-, nitrogén- és alifáshídak. A humusz vegyületek stabilitása a magban található vegyületek számának növekedésével emelkedik. SCHEFFER és ULRICH (1960) megkülönböztet még cserzőanyagokat és lignin építőelemeket mint fontos humusz alkotókat. A funkciós csoportok lehetnek savas tulajdonságúak (pl. karboxil, hidroxi csoport) és alkalikus tulajdonságúak (pl. metoxil, amin-nitrogén csoportok). Ezen csoportok reakcióképessége biztosítja, hogy a humuszanyagok kémiai úton keletkezzenek (KUNTZE et al. 1988). A funkciós csoportok körül hidrátburok alakul ki. Gyakran előfordul, hogy polimerizálódott nem humuszanyagok a funkciós csoportokon keresztül humuszanyagokhoz kapcsolódnak. Ezen vegyületek jellemzője, hogy a humuszanyagokról könnyen lehasadnak, és mikrobiális úton lebomlanak. Az aromás alapelemek azonban ellenállnak a mikrobiális bontásnak, és kémiailag igen stabil vegyületek (GISI et al. 1990).
2.4.4.3 A szerves anyagok lebomlása a talajban KUNTZE et al. (1988) a szerves anyag lebomlását (felaprózódás, feltáródás, mineralizálódás) és stabilizációját (humifikáció) három szakaszra osztja fel: 1. Biokémiai bevezető (iniciális) szakasz: Ebben a szakaszban a nagy molekulájú polimerek hidrolitikus és oxidatív folyamatokban dimerekre és monomerekre esnek szét. Ez a bomlás a szöveti szerkezetben nem látható. Jó példa a levelek megbarnulása. 2. Mechanikus felaprózódás: A szerves anyagok a talajállatok hatására felaprózódnak és a talaj ásványi alkotóval összekeverednek. 3. Mikrobiológiai lebomlás: A szerves vegyületek enzimatikus úton építő elemekre esnek szét. Ezért a folyamatért a heterotróf és a szaprofita életmódú szervezetek a felelősék. A szerves anyag oxidációját mineralizációnak nevezzük, mely során ásványi anyagok, víz, széndioxid, és energia szabadul fel.
27
2.4.4.4 Humuszanyagok képződése a talajban A humuszanyagok képződésének a talajban különböző módjai lehetségesek. KONONOVA (1966) szerint a humusz képződés első lépése szövetek szétesése egyszerű alkotó elemekre, második lépésként a humuszanyagok szintézise következik. STEVENSON (1982) a humusz képződés több lehetséges útját írja le.
Szerves anyagok
Növényi maradványok Módosult lignin
Mikrobiális lebontás, átalakítás
Cukrok
Polifenolok
Aminovegyületek
Lignin metabolitok
Kinonok
Reszintetizáció
Kinonok
Humuszanyagok
2-6. ábra: A humuszanyagok lehetséges keletkezése (Stevenson, 1982)
A lignin különösen nagy jelentősége van a humuszanyagok szintézisében (HAIDER 1986, FLAIG 1988), mivel azok nagyrészt a lignin bomlástermékeinek kondenzációjával és polimerizációjával képződnek. (GRABBE és SCHUARDT 1993). KÖGEL (1987) STEVENSON (1982) elméletéből kiindulva a humuszanyagok képződésének a következő lehetséges útjait írta le: o Lignin elmélet: a humuszanyagok módosult ligninből keletkeznek, úgy hogy az elveszti a metoxil csoportjait, és oxidáció útján az aromás vázakon hidroxi csoportok, az oldalláncokon karboxil csoportok képződnek (FLAIG 1966, SPITELLER 1985) o Polifenol elmélet : A növényi sejtek mikrobiális bomlása során keletkező termékek és a mikrobiális anyagcsere melléktermékei polimerizálódnak humuszanyagokká. A sejtfalban található lignin oxidatív úton elbomlik és polifenil-propanil monomerek szabadulnak fel. Ezek további bomlása során az oldalláncok lehasadnak, és az aromás gyűrűk elvesztik metoxil csoportjaikat. A folyamatban keletkező polifenolok kinonokká oxidálódnak. A kinonok később pl. aminosavakkal reagálva kondenzációs 28
termékeket hoznak létre. A humusz képződés kiindulási vegyületei a polifenolok, melyek származhatnak a mikroba sejtek anyag cseréjéből, és a sejtek autolíziséből. o Melanoid elmélet: A melanoidok szacharidokból és aminosavakból képződnek. Ezt a reakciót „Maillard-reakciónak” nevezik. Elsősorban a víz alatti humuszanyagok képződésékor figyelhető meg. BREBURDA (1969) a Maillard-reakciót a poliszacharidok és fehérjék bomlás termékeinek együttes átalakulásaként írja le, és keletkező termék a melanoid. Humuszanyagok mikroorganizmusok révén is keletkezhetnek (biokémiai szintézis) (SCHEFFER és ULRICH 1966), ez is többféleképpen lehetséges: o Bizonyos mikroorganizmusok sejtjében humuszanyagok képződnek o A sejtek autolízise során különböző mikrobiális festék anyagok átalakulásával o Élő mikroorganizmusok ektoenzimjeik segítségével oxidálják a szubsztrátban található aromás vegyületeket. o Humusz képződés a sejtek autolízis termékeiből SPITELLER (1985) szerint a szerves anyagok biológiai humifikációjában a mikroorganizmusok fontos szerepet töltenek be. Ennek magyarázata a mikroorganizmusok nagy populáció sűrűsége és a magas anyagcsere intenzitásuk. SCHEFFER és SCHACHTSCHABEL (1989) biotikus és abiotikus humuszanyag képződést írnak le. A biológiai humifikáció semleges pH és erős mikrobiális hatás esetén viszonylag gyorsan lezajlik. Az abiotikus humifikációban a mikroorganizmusok csak a folyamat kezdetén vesznek részt. Később a folyamat lassan, savanyú kémhatás mellett zajlik. A humusz anyagokat humuszsav előanyagokra (fulvósavak), huminsavakra és huminra lehet felosztani, melyek a humifikáció végtermékeinek tekinthetők (ZIECHMANN 1980) Az első szakaszban a mikroorganizmusok aktívak. A radikális szakaszban már a mikroorganizmusoknak nincs szerepük, míg a két utolsó szakaszra - a jelenlegi eredmények alapján - nincs befolyása a mikrobáknak. A folyamatok egymást követve zajlanak le, azonban rövidebb-hosszabb időre a folyamat le is állhat. A humuszanyagok képződése főként a talajokban zajlik. Azonban mindenhol megtalálható, ahol a szükséges feltételek (megfelelő vízellátás mikroorganizmusok) rendelkezésre állnak.
2.4.4.5
Humuszanyagok képződése a komposztálás során
29
BANNICK (1988) szerint a komposztálás a humifikáció egy különös formája. Egy szabályozható folyamat, a szerves anyagok olyan kémiai, biokémiai és biológiai lebontó és átalakító folyamata, ahol az aerob környezetben végbemenő érés (korhadás) során humuszanyagok képződnek. (BANNICK 1988). A komposztálás során posztmortális szerves anyagok, a humuszanyagok képződnek (RIESS és KLAGES-HABERKERN 1993). ALDAG és ROCHUS (1981) vizsgálataik során úgy találták, hogy az érés első 10-14 napja alatt történik a szerves anyag legnagyobb mértékű átalakulása. ROCHUS (1978) kísérleteiben kimutatta, hogy a humuszképződés az érés elején megkezdődik. A fulvósav tartalom a komposztálás második szakaszában eléri a maximumát, és a folyamat végére jelentősen csökken a fulvósav tartalom. A termofil fázisban nagymértékű huminsav képződés figyelhető meg 106 napos érés után a komposzt 1,76 % fulvosavat és 1,83 % huminsavat tartalmazott. GRABBE és HAIDER (1971) a komposztálás során a huminsavak erős átalakulását figyelték meg. A huminsavak abszolút mennyisége növekszik. A komposztálás során fellépő magas hőmérséklet miatt az átalakulások sokkal gyorsabbak mint a talajban. BANNICK és ZIECHMANN (1991) vizsgálataik során megállapították, hogy a humuszanyagok legnagyobb mennyiségben a termofil szakaszban képződnek. Minél előrehaladottabb az érés, annál több humuszanyag található a komposztban, de ha a hőmérséklet egy bizonyos értéket átlép (55 oC), a humifikáció folyamata leáll. Ezt a jelenséget a szerzők a humuszsav képződés és mikroorganizmus aktivitás közötti szoros összefüggéssel magyarázzák. INBAR et al. (1989) marhatrágya komposzt érés vizsgálata során kimutatták, hogy az összes kivonható humuszanyagok illetve a huminsav tartalom a komposztálás 90. napjáig nő, miközben a rövid molekulájú szerves anyag (nem humuszanyagok, fulvósavak) tartalom a 40 naptól konstans. Ebből arra következtetnek, hogy az alacsony molekulatömegű szerves anyagok a komposztálás elején lebomlanak, míg a nagyobb molekulatömegűek később. A kivont huminsavakat a tőzeg és a talajokban található fiatal humuszanyagokkal azonosítják. A komposztálás során keletkező huminsavak és fulvósavak mennyisége, alapja lehet a komposzt érettségi állapotának megállapításának, mivel ezek az érés alatt folyamatosan alakul át. Párhuzamosan a mikrobiális aktivitással nő a huminsav előanyagok mennyisége. Az érés során folyamatosan nő a savban oldhatatlan huminsavak mennyisége és a fulvósavak mennyisége az érés 40 napjáig nő, majd ezután csökken. A 35-45 nap között fulvósav huminsav arány 4:1, egy éves komposztnál ez az arány 1:1-re csökken (SACHSE és ZIECHMANN 1969). A komposztálás során a szerves anyag frakcióknak nemcsak a mennyisége, hanem a minősége is változik. INBAR et al. (1990, 1991) több publikációban különböző hulladékok komposztálásának 30
vizsgálata során NMR és FT-IR adatokkal támasztják alá a minőségi változásokat. Megállapítható, hogy az érés során a fenolos, aromás, és karboxil csoportok mennyisége nő, metoxi, és az alkil csoportok száma csökken. SCHIEDT (1989) véleménye szerint, a komposztok minőségi osztályzásakor a humifikáció egy fontos paraméter. Például a biohulladék komposzt huminsav tartalma magasabb mint fenyőrétegből készült, és a biohulladék komposzt huminsav minősége is magasabb kategóriába sorolható. Rámutat azonban, hogy a komposztokban található huminsavak összetétele és szerkezete jobban hasonlít a víz alatti huminsavakhoz mint a szárazföldiekhez. Ezt a képződés különböző folyamataival magyarázza. A pentózok és hexózok mennyisége a komposztálás során csökken. A komposztálás során keletkező szénhidrátok nagy mennyiségben kapcsolódnak kovalens kötések útján a különböző huminsav és fulvósav struktúrákhoz (HÄNNINEN et al. 1995). RIESS és KLAGES-HABERKERN (1993) szerint komposztok humuszanyag tartalma és annak frakciói (huminsavak/fulvosavak) a komposzt minőség megítélésekor elengedhetetlen. Véleményük szerint a komposztok előnyös tulajdonságai (talajszerkezet stabilizálás, nitrogén utánpótlás stb.) mindenek előtt a humuszsavaknak köszönhető.
2.4.4.6 A komposztok érettsége és a szerves anyagok humifikáltsága.
A komposztok felhasználását meghatározza azok érettségi foka. A komposzt érettségét a fizikai, kémiai és biológiai stabilizáció mértékeként lehet meghatározni (XIAN-TEO HE 1987). A komposzt érettsége akkor kap nagy szerepet, amikor az éretlen komposzt kedvezőtlen hatásait akarjuk elkerülni. A mikrobiális metabolitok és köztes termékek fitotoxikus hatása a komposzt felhasználása során komoly problémákat okozhat, gátolja a talajok nitrogén szolgáltató képességét, csökkenti a talajlevegő O2 tartalmát, a növényekben nitrogén hiány a győkérzónában reduktív viszonyok alakulnak ki. (VAN DER ERDEN 1982). A szerves anyag tartalom és a humifikáció jól jellemzik a komposztálás folyamatát, azonban a szerves anyag tartalom nem alkalmazható önmagában, mint az érés jellemző paramétere (DE NOBILLI és PETRUSSI 1988). CHARPENTIER és VASSOUT (1985) szerint a szerves anyag tartalom 50%-kal 60 %-ról 30 %-ra csökken a 3 hónapos komposztálás során, WONG (1985) úgy találta, hogy 16 hetes érés során a szerves széntartalom (Corg) 40%-ról 30%-ra csökkent. A komposztálás közben a szerves anyag stabilizálódik, a kation kicserélő kapacitás (CEC), a teljes N tartalom (Nt), huminsav széntartalma (CHA), a lignin tartalom és a metoxil csoportok száma növekszik, míg a szerves anyagtartalom csökken. (RIFFALDI et al. 1986). Fiatalabb és idősebb fakéreg-
31
komposztokból készült huminsav kivonatokat elemezve ALBRECHT et al. (1982) kimutatták, hogy az idősebb komposztban több a huminsav, magasabb a teljes aciditása, a teljes nitrogén tartalma (Nt), és több a karboxil csoportok száma. A kommunális hulladékból készült komposzt érése során a kivonható huminsav (HA) mennyisége nő míg a fulvosavé (FA) csökken (SUGAHARA és INOKO 1981). A komposztok érettségének hagyományos módszere a C/N arány meghatározása az érés kezdetén és a végén (SENESI 1989). Az érettséget a következő faktorral lehet jellemezni:
f=(C/N érés végén)/(C/N érés kezdetén)
A következő táblázatba JIMENEZ és GARCIA (1989) tanulmánya alapján foglaltam össze a C/N arány változását a komposztálás során. Az adatokat áttekintve megállapítható, hogy a nyersanyagok C/N aránya erősen változó a 20,7 és 34,0 közötti tartományban. Általánosan azonban elmondható, hogy a kezdeti 30 feletti C/N arány az érés végére 20 alá csökken. CHANYASAK ÉS KUBOTA (1981) javasolják a komposzt érés meghatározásakor a vizes kivonat C/N arányát mérni, szerintük az érett komposzt C/N vizes kivonatban 5-6 között van.
32
2-7. táblázat: C/N arány változása a komposztálás során (JIMENEZ és GARCIA 1989) Érési idő
C/N
C/N
C/N érés végén
Hivatkozás
(nap)
érés kezdetén
érés végén
C/N érés kezd.
63
31,1
19,0
0,61
PARRA 1962
63
29,0
18,0
0,62
PARRA 1962
40
27,0
14,0
0,52
KEHREN 1967
30-180
23,2
16,3
0,70
AGHTM 1975
180-360
23,2
13,4
0,58
AGHTM 1975
365
23,2
11,9
0,51
AGHTM 1975
120
30,3
22,6
0,75
JUSTE 1980
240
30,3
22,6
0,75
JUSTE 1980
nincs adat
24,0
15,0
0,63
nincs adat
20,7
14,9
0,72
120
21,5
16,1
0,75
CHANYASAK et al, 1982
30
22,3
19,0
0,85
DE BERTOLDI et al. 1982
140
34,4
16,7
0,49
CLAIRON et al.1982
70
33,0
18,0
0,55
LEVASSEUR és SAUL 1982
90
23,6
15,9
0,67
LAVOUX és SOUCHON 1983
DE BERTOLDI és ZUCCONI 1980 CHANYASAK és KUBOTA 1981
A komposzt érettségének jellemzésére ROLETTO et al. (1985) a következő paraméterek számítását javasolják: Humifikációs ráta (HR) amely a teljes kivonható huminsav széntartalmának(Cext) és a teljes szerves széntartalomnak (Corg)a százalékban kifejezett aránya : HR=(Cext)(100/Corg) Humifikációs index (HI), amely az izolált huminsav széntartalmának (CHA) és a szerves széntartalomnak (Corg)a százalékban kifejezett aránya: HI=(CHA) (100/Corg) A szerzők az érés értékeléséhez a ligno-cellulóz nyersanyagokból készülő komposztokhoz minimum értékeket adnak meg.
33
2-8. táblázat: A komposztok érettségének jellemzése A jellemzésre használt paraméterek
Szerző(k)
COW/NOT
HUE és LIU (1995), BERNAL et al. (1998)
vízoldható szén / teljes nitrogén tartalom COW/NOW
Chanyasak és Kubota (1981)
vízoldható szén / nitrogén tartalom Érettségi faktor
SENESI (1989)
f=(C/N érés végén)/(C/N érés kezdetén) Humifikációs ráta (HR) HR=(Cext)(100/Corg) Humifikációs index (HI) HI=(CHA) (100/Corg)
ROLETTO et al. (1985)
ahol: Cext=kivont
huminsav
széntartalma,
CHA=izolált
huminsav
széntartalma,
Corg=teljes szerves széntartalma Humifikációs index (HI) HI=NHF/(HA+FA) Humifikációs arány 1 (HR1) HR1=HA/FF Humifikációs arány 2 (HR2) HR2=HA/FA
INBAHR et al. (1990)
ahol: NHF-NEM HUMUSZ ANYAGOK HA-huminsav FA-fulvosav FF-fulvo frakció
34
2.5
A komposztálás modellezésére használt reaktorok
A komposztáló reaktorokban a korhadás folyamatát percről percre nyomon követhetjük, valamint a paraméterek mérésével, beállítások változtatásával elemezhetjük az anyag- és energiaátalakulási folyamatokat. A reaktorokat működésük alapján két csoportra oszthatjuk: o állandó hőmérsékletű (izotermikus); o és változó hőmérsékletű vagyis adiabatikus rendszerekre. Az izotermikus rendszerek a folyamatos adagolású komposztálási rendszereket lehet modellezni, amelyekben a komposztálandó anyag hőmérséklete többé-kevésbé állandó marad (NAKASAKI et al. 1985).
PC HŐMÉRŐ
KOMPOSZT GÁZOK
LEVEGŐ
FŰTŐ-HŰTŐ RENDSZER
ABSZORPCIÓS EDÉNY
HŐSZIGETELÉS TERMOSZTÁT
2-7. ábra: Izotermikus komposztáló reaktor elvi vázlata A kívánt hőmérséklet állandó szinten tartása egy külső hűtő-fűtő rendszerrel történik, amely általában elektronikus irányító hőmérséklet-visszacsatolásos rendszerben hűti, illetve fűti a rendszert. Ezek reaktorok kitűnően alkalmazható a hőmérséklet és a nyersanyagok lebomlása közötti összefüggés elemzésére (SIKORA, SOWERS 1985). Az izotermikus rendszerek azonban, szemben az adiabatikussal nem teszik lehetővé a komposztálás biotikus vagy abiotikus körülményeinek (pl. nedvességtartalom; különböző tápanyagszubsztrátok)
35
változásából adódó mikróbapopuláció-összetétel változások elemzését. (NAKASAKI et al. 1985, SIKORA és SOWERS 1985) Az adiabatikus rendszereknél a hő megtartása a rendszer megfelelő szilárd hőszigetelésével (ASHBOLT és LIME 1982), vagy vízfürdőbe helyezésével (SIKORA és SOWERS 1985) oldható meg. Az adiabatikus komposztáló reaktorokkal a szabadtéri komposztprizma aktív érési zónáját lehet modellezni. A folyamat irányított lefolyásához megfelelő körülményeket kell biztosítani. Hőmérséklet - a komposztálás folyamán a rövid ideig tartó mezofil fázis után magas hőmérséklet alakul ki. Ez a hőmennyiség az ún. termofil fázisban az intenzív mikrobiális bontás során fejlődik. A szabadtéri komposztálás során a nagy anyagtömeg hőtechnikai tehetetlensége miatt a prizma aktív érési zónájában marad ez a hőmennyiség. A hőmérsékletet számítógép vezérléssel, szabadtéri komposztáláshoz hasonlóan a levegő befúvás változtatásával lehet szabályozni. A beállítás adatait a szabadtéri prizma aktív zónájának hőmérsékleti értékei szolgáltatják. A nedvességtartalom szabályázását a nyersanyagok optimális 50-55 %-ra való beállításával és a befúvott levegő nedvességtartalmának szabályzásával lehet elérni. Az oxigén ellátás folyamatos levegőáramú pumpa segítségével biztosítható. Az érő anyag oxigén igénye legalább 10 liter / kg (sz.a.) / óra, amelyet a hőmérséklet csökkenésével fokozatosan csökkenteni kell. (CSEHI 1997).
HŐMÉRŐ GÁZOK
KOMPOSZT
LEVEGŐ
HŐSZIGETELÉS
HŐMÉRŐ
2-8. ábra: Az adiabatikus komposztáló reaktor elvi vázlata
36
2.6 2.6.1
A forróvizes kivonatok alkalmazása A különböző módszerek a talajvizsgálatokban
Az agronómia kutatások célja, hogy a növények növekedését befolyásoló tényezők minél pontosabb megismerésével, valamilyen agronómiai célt ökonómiailag vagy ökológiailag hatékonyan el lehessen érni. Az agronómiai kutatások egyik jelentős területe az agrokémia, amely tudomány a talajok tápanyag-szolgáltató képességnek meghatározásával, a trágyázó és talajjavító anyagok értékelésével járul hozzá bizonyos agronómiai célok megvalósításához. Az agrokémiai kutatások során két fő módszert alkalmaznak: o biológiai módszerek; o statikus módszerek. 2.6.1.1 Biológiai módszerek A biológiai módszerek során kísérleti körülmények között kerül vizsgálatra a talaj-növény rendszer. A hosszú és rövid távú szántóföldi kísérletek (KÁDÁR, 1992.) előnye, hogy gyakorlatilag a vizsgálni kívánt rendszert valósítjuk meg kísérleteinkben, tehát az itt kapott eredmények a statisztikai analízis után közvetlenül, minden más információ nélkül alkalmazhatók. Hátrányuk viszont hogy terület, költség, és időigényesek, valamint biológiai rendszerek lévén az eredmények nagy hibával terheltek. Nem nélkülözhetjük az így kapott információkat, mivel a talaj-növény rendszerekben lejátszódó folyamatok egészéről nem rendelkezünk átfogó ismeretekkel, így nem tudjuk más módszerekkel megbecsülni a hosszútávú folyamatokat (KÁDÁR 1992). A tenyészedény kísérletek során ki lehet küszöbölni az időjárás és az egyéb agronómiai köróülmények (pl. növényegészségügyi problémák) okozta hibákat (MITTSCHERLICH 1930), azonban az eredmények közvetlenül nem vihetők át a növénytermesztésbe, azokat korábbi szabadföldi kísérletek eredményeivel korrigálni kell (NOOMAN et al. 1992). 2.6.1.2 Statikus kémia módszerek A statikus kémiai módszerek esetén valamilyen kémiai analízissel kerül a talaj tápanyagtartalma meghatározásra. A talaj ásványi alkotórészei a szilikátrácsban illetve más vízben és híg vizes oldatokban oldhatatlan formában jelentős mennyiségben tartalmaznak növényi tápelemeket. Ezeknek a tápanyagraktáraknak csak elenyésző része képes a tenyészidő alatt elmállani, a növények által felvehető formába kerülni (BOHN et al.1985). Ebből következik, hogy a talaj teljes analízise során kapott koncentrációértékek kizárólag csak a felvehető tápanyagmennyiség felső határát adják meg. Ezek teljes tápanyagtartalomra vonatkozó információ nem adnak felvilágosítást a növények által felvehető tápanyagtartalomról. Ennek kiküszöbölésére különféle egyensúlyi módszerek kerültek 37
kidolgozásra, amelyek során valamilyen oldószerrel történik a növényi tápanyagok kivonása ezzel modellezve a talajok tápanyag-szolgálatatóképességét. A leggyakrabban használt extrakciós módszerek a következők: Az AL-K, (EGNER et al. 1960) a talajt ecetsavas ammónium-laktát oldattal való rázatása során a felületen kötött káliumot az ammónium ionok cserélik le. Az oldószer tömény puffer-rendszer, így modellezi a növények gyökérsavainak hatását. Hátránya, hogy savas közeget idéz elő és a ebben közegben a talajkolloidok másként viselkednek, mint természetes körülmények között a híg vizes oldatokkal szemben. Az AL-P (EGNER et al. 1960). A talajt ecetsavas ammónium-laktát oldattal rázatás során a kolloidok felületén kötött foszfát ionok egy része a savas közegben is lecserélődik. A kalciummmal vízben oldhatatlan csapadékot alkotó foszfát vegyületek egy része a savas közeg hatására oldódik. Az AL módszerrel kapott eredményeket, mivel több talajtulajdonságtól is függenek a növénykísérletekkel összehasonlítva pontosítani lehet (THAMM 1980). A vizes-P (FLOSSMANN és RICHTER 1982) módszer során a talajt desztillált vízzel rázatjuk különböző ideig. A rázatás során feltételezhető, hogy a kialakuló egyensúly talaj-oldat rendszer jól modellezi a természetes körülmények között kialakuló talajoldatot. A módszer hátránya, hogy kivonatokban a foszforkoncentrációja igen alacsony. Az Olsen-P (OLSEN és WATANABE 1957) módszer során a talajt nátrium-hidrokarbonát oldattal rázatjuk az így keletkező enyhén lúgos kémhatású puffer-rendszerben hidroxid és hidrokarbonát ionok cserélik ki a kolloidok felületén megkötött foszfát és különböző hidrofoszfát anionokat. A vizes foszfornál módszernél magasabb oldatkoncentrációkat kapunk, azonban a NaHCO3 oldat azonban megszünteti a talajoldatok eredeti tulajdonságai közötti különbségeket. A KCl-os NH3+ és NO3- (HOUBA et al. 1987) módszerrel az adszorbeált ammónium és nitrát ionokat kálium illetve klorid ionokra cseréljük a talajkolloidok felületén. A nitrát ionok könnyen és gyorsan oldatba kerülnek és rövid rázatás után kialakul a deszorpciós egyensúly (KAMERON és HAYNES 1986, KINJO et al. 1971).
38
2.6.2
A forró vizes kivonás története
A tápanyag-utánpótlással foglalkozó szakemberek régóta szükségesnek látták egy új, rutinszerűen használható talajkivonási eljárás megalkotását a víz segítségével. A víz a Földön a legáltalánosabban elterjedt oldószer. A talajok tápanyag-szolgáltató képességét meghatározó biokémiai és kolloid kémiai folyamatok mind vizes közegben mennek végbe. A múlt század közepe óta számos kísérletekben használtak vizet talaj hozzáférhető tápelem tartalmának a meghatározására, de az elemek analízise nehézkes volt a talajok tápelemeinek alacsony vízoldhatósága miatt. Az utóbbi évtizedekben számos módszert vezettek be, hogy javítsák a hatékonyságot és gyorsítsák a folyamatot. (FÜLEKY és CZINKOTA 1993) Századunk elején KÖNIG (1906) hőkezelt talajmintákat telített vízgőzzel 400-500 kPa nyomáson. Ez a módszer különösen a kálium extrakciójára volt alkalmas. Később a forróvizes extrakciót főleg a bór meghatározására alkalmazták, az extrakció során vizes talajszuszpenziót néhány percig forralták majd szűrték (BERGER és TRUOG 1944). KÖRSCHENS (1984) a talaj szén és nitrogéntartalmának meghatározására alkalmazott forróvizes extrakciót, a kioldást a lipidek benzines oldásához hasonló módon forralással cirkuláltatott vízzel végezte Soxhlet készülékben. Magas hőmérsékletet és nagy nyomást alkalmaztak (SCHNITZER et al. 1991) talajok szerves anyagainak extrakciójára. A nyomás 17.2 MPa, a hőmérséklet 150, 200 és 250 oC volt. A talajmintát HPLC oszlopban helyezték el. Az extraktumot egy frakcióként fogták fel. Az adott körülmények között a talaj nagymolekulájú szerves anyagai főleg a humin- és fulvosavak hőbomlást szenvednek (SCHNITZER és HOFFMAN 1964), így az eredeti szerves anyag összetételének megállapítására a módszer alkalmatlan. A vízben oldható szerves anyag mennyiségét azonban megnöveli és a bomlástermékekből az eredeti molekulára lehet következtetni. Talajokon történő áramlásnál (DUKE 1992) megállapítja, hogy szűk hőmérséklet tartományban a viszkozitás és az adszorpcióképesség fordítottan arányos a hőmérséklettel. Nem hagyható figyelmen kívül, hogy az áramló víz egy része magasabb hőmérsékleten gőz formájában mozog, így nem vesz részt a sók és poláros molekulák deszorpciós folyamataiban, viszont az áramlás hasonló a telítetlen talajoszlopokon történő kilúgzáshoz. A hőmérséklet változtatás másik végletét jelenti, hogy megfagyasztva darabolta a talajoszlopot, majd felolvadás után a kifolyó oldatot vizsgálta. megállapítja, hogy a fagyasztva darabolás során, főként a jég roncsoló hatására, a talajszerkezet sérül és az adszorbeált anyagok oldott állapotban távoznak a mintából. 39
A szakirodalomban több módszer található a talajkivonatok készítésére. Az egyensúlyi módszerek hosszú extrakciós időket igényelnek vagy rövidebb ideig végzett kivonásnál nem lehetünk biztosak abban, hogy valóban elértük a termodinamikai egyensúlyt a folyadék és szilárd fázis között. A hoszszú kivonási idők nehezítik a sorozatvizsgálatokat, rövidebb idők alatt mért adatunk egyaránt függ a talaj tápanyag szolgáltató képességétől, és a tápanyag szolgáltatás sebességétől. A növény számára mindkét tulajdonság fontos, de egymástól függetlenül kell ezeket mérnünk. Az állandó koncentrációjú, pufferelt kivonószerekkel készült kivonatok nem veszi figyelembe a növényi felvétel és egyéb tényezők hatására változó talajoldat koncentrációkat (CZINKOTA 1994). Dinamikusan is készíthetünk talajkivonatokat úgy, hogy a talajkivonást több lépésben végezzük, vagy a talajon folyamatosan áramoltatjuk át a kivonószert. Ebben az esetben elkülönítve kapunk adatokat a talaj különböző oldatkoncentrációkhoz tartozó tápanyag-szolgáltató képességéről, és kinetikai tulajdonságairól. A több egyensúlyi lépésben végzett kivonás értelmezése viszonylag egyszerű, azonban a vizsgálat igen hosszú időt vesz igénybe. A folyamatosan áramoltatott rendszerekben a mérés gyors, de a különböző paraméterek elkülönítése matematikailag nem megoldott egyértelműen (CZINKOTA 1993). Ezek alapján került kidolgozásra a forróvizes extrakciós módszer, és történt meg megbízhatóságának igazolása és kalibrálása. 2.6.3
A forró vizes kivonás (Hot water percolation-HWP)
Az eljárás FÜLEKY et al „Eljárás talajok tápelemtartamának meghetározására, valamint berendezés az eljárás foganatosítására” című, 205994 lajstromszámú szabadalmán alapul.
2-9. ábra: A forró vizes extraháló berendezés elvi vázlata 40
A módszer lényege, hogy a talajmintán a légkörinél nagyobb nyomáson, forrásban levő víz áramlik át, a folyamatosan vagy egymást követő frakciókban a lefolyt oldat tápelem tartalmát vizsgálni lehet. A talaj extraháló berendezés a kávéfőző működési elve alapján a talajokból 102-105 ºC-on 120-150 kPa nyomáson vízzel több kivonat készíthető (2-9. ábra). A kivonás átlagos ideje 2,6 perc. A forróvizes kivonási rendszert 36 különböző talajtípussal próbálták ki. A módszerrel majdnem minden tápelem kivonható, mérhető nagyságrendben. A folyamat variációs koefficiense (CV%) átlagosan 11%. Az eredmények szoros korrelációban vannak a hagyományos talajvizsgálati eljárások eredményeivel (9. táblázat), valamint a napraforgó és az angolperje, mint kísérleti növények növénykísérleti eredményeivel (FÜLEKY és CZINKOTA 1993).
2-9. táblázat: A forróvizes kivonással (HWP) kapott eredmények korrelációja hagyományos kivonási módszerekkel: Korrelációs együttható két kivonat mennyiség esetén Referencia módszerek
r 100cm3*
r 500cm3*
KCl-NH4-N
0.79
0.78
KCl-NO3-N
0.63
0.71
AL-P
0.75
0.78
OLS-P
0.86
0.89
H2O-P
0.85
0.86
AL-K
0.78
0.85
EUF-K
0.80
0.87
(* a forró vizes kivonat mennyisége) 2.7 2.7.1
Spektroszkópiai módszerek a komposztok vizsgálatában UV tartományban végzett vizsgálatok
Általában a humuszanyagok nem adnak jellemző színképet az UV és a látható tartományban. A huminsavak és a fulvosavak lúgos és semleges vizes oldatainak, valamint az fulvosavak savas vizes oldatainak abszorpciós színképe jellegtelen, nincs se maximuma se minimuma, az optikai sűrűség általában csökken, ahogy a hullámhossz növekszik.
A humuszanyagok fényelnyelése nő, ha:
41
o nő a vegyületekben lévő aromás gyűrűk kondenzációjának mértéke (KONONOVA 1966); o nő az aromás vázak „magok” szén tartalmának és az alifás oldalláncok szén tartalmának aránya (KASATOCHKIN et al. 1964) o vagy nő a teljes széntartalom és a molekuláris tömeg. A huminsav és fulvosav tartalmú vizes oldatok 465 és 665 nm hullámhosszon mért optikai sűrűségének azaz abszorbanciájának aránya széles körben használt a talajtanban tulajdonságainak jellemzésére. CHEN és at al. (1977) szerint huminsavak és fulvosavak E4/E6 aránya: o főleg a részecske mérettől függ (vagy részecske- illetve molekula tömeg); o hatással van rá a pH; o összefüggésben van a szabad gyökök koncentrációjával, az O, C, CO2H tartalommal és a teljes savassággal, figyelembe véve, hogy ezek a paraméterek is a részecskeméret, részecske vagy molekula tömeg függvényei; o gyakorlatilag közvetlenül nincs kapcsolatban a kondenzált aromás gyűrű koncentrációjával; o függetlenek a humin- és fulvosav koncentrációtól, legalábbis a 100-500 ppm tartományban. Az E4/E6 arány tehát független a humuszanyagok koncentrációjától, de értéke talajtípustól függően változik. A különböző talajtípusokból izolált huminsavak E4/E6 aránya 3,0-5,0 között, míg fulvosavaké 6,0-8,5 között változik. INBAR et al. (1990) szerint a komposztokból izolált huminsav E4/E6 aránya sokkal magasabb (E4/E6=7,3) mint a talajokból kivont huminsavaké. Az E4/E6 arány meghatározása gyors és egyszerű analitikai folyamat, amely nem igényel komplex felszerelést és fejlett technikai szaktudást, de mégis értékes információt ad a talaj szerves anyagairól (SCHNITZER és KAHN 1989).
42
3.
3.1
ANYAG ÉS MÓDSZER
A vizsgálatokhoz használt anyagok
A komposztálási kísérletekhez mezőgazdasági eredetű hulladékokat használtam. A választás során cél volt, hogy a nyersanyagok egymástól jelentősen különböző tulajdonságúak legyenek, a szubsztrát eredendően homogén legyen, így téve egyszerűbbé a komposztálást. A felhasznált nyersanyagok lótrágya és törköly voltak. Lótrágya: a szecskázott szalma alomanyagot tartalmazó lótrágya a komposztálási kísérletekhez kiválóan nyersanyag. Magas ligno-cellulóz tartalma miatt alkalmas a fás részeket tartalmazó komposzt keverékek vizsgálatára. A nedvességtartalma, a C/N aránya és szerkezeti stabilitás kedvező, ezért nem szükséges egyéb segédanyagok használata a komposztálás során. A lótrágya intenzív komposztálásáról sok irodalmi és gyakorlati eredmény ismert (GOTSCHALL 2000, DUNST 2001). A lótrágyából vett minták jelölése disszertációban „lótrágya” vagy rövidítve „L”. Szőlő törköly: A szőlő préselése után a bogyók héjának, a lebogyózott kocsányok (szárak), és a magvak keveréke. A kiválasztását indokolta, hogy jellegében inkább az élelmiszeripari hulladékokhoz áll közelebb. Magas a cukor, és a pektin tartalma. A törkölyben található kocsány maradványok megfelelő szerkezetességet biztosítnak a komposztáláshoz. A törkölyből vett minták jelölése diszszertációban „törköly” vagy rövidítve „T” 3-1. táblázat: A nyersanyagok tulajdonságai Minta
Száraz-
Izzítási
anyag
veszteség
%
%
pH
Össz-N NH4-N NO3-N
(KCl) mgkg-1 mgkg-1 mgkg-1
C/N
Térfo-
arány gattömeg g/1000 cm3
Lótrágya
57,3
83,5
7,15
8800
649,1
55,9
54,70
650
Törköly
41,2
93,3
6,96
20064
720,9
22,2
26,97
780
A kész komposztok abszorbancia értékeit és szén tartalmát összehasonlítottam az intenzív komposztálás után legalább fél éves utóérlelésen átesett komposztok adataival. Az összehasonlításra használt komposztok a következő voltak:
43
3-2. táblázat: Az összehasonlításhoz használt érett komposztok
Jele
Megnevezés
C/N arány
Szervesanyag tartalom (%)
KÁ
Állati komposzt
8,7:1
22,05
KN
Növényi komposzt
14,7:1
32,49
ÉK
Érett komposzt
12,4:1
37,89
3.2 3.2.1
Módszerek A komposztálás az adiabatikus komposzt reaktorban
A komposztálás során használt adiabatikus komposzt reaktor térfogata 50 liter. A tartály falait hőszigetelő anyaggal borítottuk, amelynek hatékonyságát előzetes próbaüzemekkel igazoltuk. Az érőtér alját rozsdamentes acélból készült rács borítja. A rács lehetővé teszi a levegő megfelelő elosztását, illetve az alatt levő térben összegyűjthető a keletkező kondenzvíz, amely egy csap segítségével leengedhető a reaktorból. A hőmérséklet mérése folyamatos elektronikus adatrögzítésű platina-platina-iridium ötvözetből készült termopár (termoelem) hőmérővel történt. A mérőpálcát, mely 30 cm hosszú, a komposzt közepében helyeztem el, így reálisan mérte az éppen aktuális hőmérsékletet. Ezekből az adatokból számoltam ki a napi középhőmérsékleteket és ezek alapján készítettem el a hőmérsékleti grafikont az idő függvényében. A komposztálás kezdetén a lótrágya nedvesítéséről gondoskodni kellett. A megfelelő nedvességi értéket, ami a pórustérfogat 50-55 %-át alkotja marokpróbával állítottam be. A törköly nem igényelt külön nedvesítést. A komposztást 8 hétig (54 napig) végeztem, addig amíg a komposzt hőmérséklete azonos nem lett a külső hőmérséklettel. A komposztálás során 7 alkalommal került sor mintavételre
44
3-3. táblázat: A mintavétel a komposztálás során A minta jele
A mintavétel
Lótrágya
Törköly
időpontja (nap)
L/1
T/1
0
L/2
T/2
2
L/3
T/3
4
L/5
T/5
8
L/6
T/6
10
L/8
T/8
24
L/10
T/10
54
A mintavételek gyakoriságát a komposztálás szakaszait meghatározó hőfejlődés intenzitása határozta meg. A mintavétel során a reaktor különböző pontjaiból részmintákat vettem, a részminták teljes mennyisége kb. 3000 cm3 volt. Az összekevert és homogenizált részmintából 500 cm3 átlagmintát vettem a fennmaradt komposztot visszahelyeztem a reaktorba. A mintákat 40 ºC-on tömegállandóságig szárítottam majd légszáraz állapotban megőröltem majd 2 mm lyukátmérőjű rostán átszitáltam. Az így előkészített mintákat vákuum exikátorban tároltam. 3.2.2
A vizes kivonatok elkészítése
A komposztokból a forróvizes kivonatot FÜLEKY et al. „Eljárás talajok tápelem-tartalmának meghatározására, valamint berendezés az eljárás foganatosítására” című, 205994 lajstromszámú szabadalma alapján készült berendezéssel végeztem. A légszáraz komposzt mintákból 20 grammot helyeztem el a 30 cm3 térfogató rozsdamentes acél mintatartóba. Az extraktum szűrésére a mintatartóba elhelyezett 5893 jelű szűrőpapírt használtam. A kivonásra használt víz nyomása 100 és 150 kPa között volt ez az egyensúlyi vízgőztenzió megfelel 103 és 105 oC vízhőmérsékletnek (FÜLEKY és CZINKOTA 1993). A minták elhelyezése után mintákat 5 percig nedvesítettük. A nedvesítés során a mintákra forróvizet engedtünk addig, amíg a kifolyó nyílásban meg nem jelent az első csepp víz. A duzzasztási várakozási idő után került sor mintánként 7 kivonat folyamatos levételére, és az egyes frakciók levételéhez szükséges idő feljegyzésre került. Az egyes frakciók 100 cm3 térfogatúak voltak, miután szobahőmérsékletre hűlt mérőhengerrel lemértem a pontos térfogatukat. A kivonatokat zárható üvegedényekben, hűtőszekrényben tároltam a további vizsgálatokig. A forró vizes kivonatok három ismétlésben végeztem el. 45
A hideg vizes kivonatok elkészítése során 5 g száraz komposztott 100 cm3desztillált vízzel 30 percig rázatjuk, 10000 min-1 fordulaton 10 percig centrifugáljuk ezután a folyékony részt 0,45µm szűrőn szűrjük.
3.2.3
Alkalmazott analitikai módszerek
A minták vizsgálata során az alábbi analitikai módszereket alkalmaztam o Az analitikai vizsgálatok előtt a légszáraz minták nedvességtartalmát szárítószekrényben határoztam meg, 105°C-on tömegállandóságig szárítva a mintákat. o Az összes szervesanyag-tartalmat az izzítási veszteségből számoltam. (700°C-on 5 órán keresztül). o A pH mérést direkt potenciometriás módszerrel végeztem. A megfelelő kalibrálás után a méréshez 2 gramm mintából és 12,5 cm3 1 mólos KCl-ból illetve H2O-val készült szuszpenziót használtam. A komposztokból készült kivonatok pH-ját közvetlenül mértem. o A szerves széntartalmat a szerves anyagtartalom (sz.a.) / 1,725 képlettel, majd az összes nitrogéntartalommal való osztással C/N-arányt határoztam meg. o A minták összes nitrogén tartalmának meghatározását kénsavas roncsolatból végeztem, Parnass-Wagner vízgőzdesztilláló készülékkel. o A kivonatok szén tartalmát krómkénsavas oxidációval (Tyurin módszer) határoztam meg. o Az UV tartományban végzett abszorbancia vizsgálatok során a kivonatok száz szoros hígításából BECK DU-50 fotométerrel 254, 410, 465 és 655 nm hullámhosszon mértem. Az E4/E6 arány a 465 és 655 hullámhosszon mért abszorbancia értékekből számítottam ki. o A komposztok Hargitai humusz stabilitási koefficiensét Hargitai (1988) módszere alapján mértem meg. A komposztok NaOH és NaF-oldatokkal készített kivonatai három hullámhosszon (465 nm, 533 nm és 665 nm) mértem meg. A abszorbanciákból kiszámítottam a Q értékét (Q= ENaF/ENaOH), majd humusz tartalom segítségével kiszámítottam a K értékét (K=Q/H).
46
4. 4.1
EREDMÉNYEK
A komposztálás menete
4.1.1
A hőmérséklet változása a komposztálás során
A komposztálás folyamatát a legegyszerűbben a hőmérséklet mérésével lehet ellenőrizni. A hőmérséklet mindkét alapanyag esetén a komposztálás megkezdése után folyamatosan emelkedik. A lótrágyánál a harmadik a törkölynél pedig a második napon elkezdődik a termofil szakasz. A lótrágya esetén megfigyelt lassabb hőmérséklet emelkedést a optimálistól (C/N=35:1) magasabb C/N arány (C/N=54,7:1) okozza. A hőmérsékleti maximumot a törköly érte el az 5. napon (63,5 oC).
70
60
hőmérséklet (şC)
50
Törköly Lótrágya
40
30
20
10
0 0
10
20
30
40
50
60
idő (nap)
4-1. ábra: A hőmérséklet változása a komposztálás során A hőmérsékleti adatok alapján az is megállapítható, hogy mindkét komposzt hőmérséklete elérte a higiénizációhoz szükséges 55 oC-ot.
47
4.1.2
A kémhatás változása a komposztálás során
A kémhatás a komposztálás első időszakában mindkét mintánál növekvő tendenciát mutatott. A lótrágya kémhatása jelentősen emelkedett, bár a komposztálás végső időszakában csökkenő tendenciát mutatott, de így is jelentősen meghaladta a kezdeti értéket. A lótrágya végső kémhatása gyengén lúgos tartományban volt.
9
Kémhatás
8,5
8
pH (KCl) törköly pH (KCl) lótrágya
7,5
7
6,5 0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
Idő (nap)
4-2. ábra: A kémhatás változása a komposztálás során A széntartalom változása komposztálás során
60000
C-org. (mg/100g)
4.1.3
lótrágya törkőly
50000
40000
30000 0
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
4-3. ábra: A szerves széntartalom változása a komposztálás során
48
A komposztálás folyamán a komposzt széntartalma folyamatosan csökken. A csökkenés lineáris függvénnyel leírható, amelyből meghatározható a széntartalom csökkenés sebességi állandói. A széntartalom csökkenés sebességi állandója a lótrágya esetén 1841 mgkg-1nap-1 illetve törköly esetén 707,58 mgkg-1nap-1 volt. 4-1. táblázat: A C/N arány a komposztálás kezdetén és végén Lótrágya Idő (nap)
Törköly
C/N arány
0
54,76
26,97
54
42,43
17,57
0,77
0,65
f C/N0.nap/C/N 54. nap
A C/N arány a komposztálás során csökkent, amely főként a széntartalom csökkenésnek köszönhető. 4.2
A vizes kivonatok
4.2.1
Forró vizes kivonás időtartama
Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő feljegyzésre és elemzésre került. 4-4. ábra: Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő (lótrágya) Minta jele L1
L2
Frakciók
L3
L5
L6
L8
L10
Átlag idő (sec)
1
30
15
15
15
25
35
15
2
40
20
15
20
30
40
20
3
45
20
15
20
40
55
25
4
48
20
20
20
45
60
25
5
50
25
20
24
50
65
28
6
52
28
20
28
52
65
30
7
55
30
20
29
55
65
32
R2
0,90
0,93
0,75
0,92
0,95
0,85
0,94
49
4-5. ábra: Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő (törköly) Minta jele T1
T2
Frakciók
T3
T5
T6
T8
T10
Átlag idő (sec)
1
30
15
15
15
25
35
15
2
40
20
15
20
30
40
20
3
45
20
15
20
40
55
25
4
48
20
20
20
45
60
25
5
50
25
20
24
50
65
28
6
52
28
20
28
52
65
30
7
55
30
20
29
55
65
32
R2
0,94
0,75
0,84
0,73
0,91
0,76
0,92
Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő a frakciók számának növekedésével egyenes arányban nő. 4.2.2
A forró vizes kivonatok kémhatása
A komposztokból készült kivonatok lehülése után megmértem a kémhatást. A kivonatok kémhatása eltér a komposztok KCl szuszpenzióban mért kémhatásától, és az egyes mintákból egymást követően kivont frakciók kémhatása eltérést mutat. A lótrágya esetén a kivonatok kémhatása néhány kivételtől eltekintve (L/3 1. frakció; és az L/8 5,6,7, frakció) magasabb- az L/2 esetén jelentősen magasabb, mint a komposztok KCl szuszpenzióban mért kémhatása. A mindkét komposzt (T és L) vizes szuszpenzióban mért kémhatása alacsonyabb, mint a kivonatok kémhatása.
50
9,1 8,9 1. frakció 2. frakció 3. frakció 4. frakció 5. frakció 6. frakció 7. frakció komposzt (KCl)
Kémhatás
8,7 8,5 8,3 8,1 7,9 7,7 7,5 7,3 0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
Idő (nap)
4-6. ábra: A lótrágya frakciók kémhatásának változása komposztálás során
Az 4-6 ábra elemzése során megállapítható, hogy az egyes frakciók kémhatásának változása követi a komposzt kémhatásának változását (legszorosabban az első frakció), illetve a második minta kémhatás „megelőzi” komposzt kémhatását.
9,5
Kémhatás
9
L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
8,5
8
7,5
7 1
2
3
4
5
6
7
Frakció
4-7. ábra: Az egyes lótrágya mintákból készült kivonatok kémhatásának változása
51
Az egyes mintákból készült frakciókban a kémhatás növekszik a L/1, L/2, L/3, L/5 minták esetén, míg az, L/6, L/8, L/10 esetén csökken.
8 7,8 7,6 1. frakció 2. frakció 3. frakció 4. frakció 5. frakció 6. frakció 7. frakció komposzt(KCl)
Kémhatás
7,4 7,2 7 6,8 6,6 6,4 6,2 6 0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
Idő (nap)
4-8. ábra: A törköly frakciók kémhatásának változása komposztálás során
8 7,8 7,6 T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
Kémhatás
7,4 7,2 7 6,8 6,6 6,4 6,2 6 1
2
3
4
5
6
7
Frakció
4-9. ábra: Az egyes törköly mintákból készült kivonatok kémhatásának változása
52
A törkölyből készült komposzt és a mintákból készült kivonatok kémhatásainak elemzése során megállapítható, hogy a vizes szuszpenzióban mért kémhatás minden esetben alacsonyabb, mint a forró vizes kivonatok kémhatása.
4.2.3
A széntartalom a forró vizes kivonatban
1000 900 800 L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
C mg/100g
700 600 500 400 300 200 100 0 1
2
3
4 Frakciók
5
6
7
4-10. ábra: A forró vizes kivonatok széntartalma (lótrágya) A lótrágyából készült kivonatok vizsgálata során megállapítható, hogy minden minta esetén az első frakció során tudjuk a legtöbb szenet kivonni. A L/3 és L/5 minták esetén a 2-7 frakciók szén tartalma magasabb, mint a többi mintáé.
53
C mg/100g
T/1 T/2
1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0
T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
1
2
3
4 Frakciók
5
6
7
4-11. ábra: A forróvizes kivonatok szén tartalma (törköly) A törköly esetén is megállapítható, hogy minden esetben az első frakciónak a legmagasabb a széntartalma.
100,00% 100,00%
94,44%
90,00%
83,33%
Kivont szén aránya (%)
80,00% 70,00% 70,00% 60,00%
61,54% 51,72%
42,31% 36,57%
34,48%
28,85%
30,00% 20,00%
61,76%
51,43%
50,00% 40,00%
1-2 frakció 1. frakció 2. frakció
70,59%
17,24% 11,11%
14,86%
13,46% 8,46%
10,00%
8,82% 0,00%
0,00%
Napok 0
2
4
8
10
24
54
4-12. ábra: Az első és a második frakciók széntartalma a hét frakcióval kivonható széntartalom arányában lótrágya minták esetén
54
100,00%
91,80%
90,00% 90,00%
83,96%
Kivont szén aránya (%)
80,00% 74,36%
75,00%
81,97%
72,19%
79,08% 70,40%
1. frakció
64,62%
60,54%
58,98%
60,00%
1-2 frakció
68,63%
70,00%
2. frakció
50,00% 40,00% 30,00% 15,38%
20,00%
15,00%
11,76%
9,84%
9,86%
10,46%
12,31%
8
10
24
54
10,00% 0,00%
Napok 0
2
4
4-13. ábra: Az első és a második frakciók széntartalma a hét frakcióval kivonható széntartalom arányában a törköly minták esetén
A kilúgozás ismétlése során a következő frakciók fokozatosan csökkenő koncentrációban tartalmaznak szenet, és az egyes minták között nincs jelentős különbség. Az első frakcióval a kivonható széntartalom a lótrágya esetén 41,43%-a a törköly esetén 52,31%-a, az első két frakcióval kivonható széntartalom a lótrágya esetén 56,39%-a a törköly esetén 64,62%-a a hét frakcióval kivonható szerves széntartalomnak. 3500
3000
2500
C (mg/100g)
Forró vizes kivonat Hideg vizes kivonat
2000
1500
1000
500
0 0
10
20
30
40
50
Idő (nap)
4-14. ábra: A különböző kivonatok széntartalma (lótrágya) 55
60
A lótrágya komposzt vizsgálata szerint a lótrágyából minden minta esetén a hideg vízzel történő kivonással lehet több szenet kioldani. A hideg vízzel és a forró vízzel készült kivonatokban a széntartalom változása párhuzamosan zajlik. A törkölynél az első három (T/1, T/2, T/3) minta esetén a hideg vízzel kivonható széntartalma magasabb, mint a hét forró vizes frakció kumulált szén tartalma. A negyedik mintavétel (T/5) után a forró vízzel kivont széntartalom magasabb, mint a hideg vízzel kivonható széntartalom. 3500
3000
Forró vizes kivonat
2500
C (mg/100)
Hideg vizes kivonat 2000
1500
1000
500
0 0
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
4-15. ábra: A különböző kivonatok széntartalma (törköly) 4.2.4
A komposztok fényelnyelési tulajdonságai az UV tartományban
A kivonatok fényelnyelési tulajdonságait UV tartományban 254, 410, 465, 665 nm hullámhosszokon mértük. 410 nm
254 nm
1,2
12
1 T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
8 6 4
Abszorbancia
Abszorbancia
10
2
T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
0,8 0,6 0,4 0,2
0
0 1
2
3
4 Frakciók
5
6
7
1
56
2
3
4 Frakciók
5
6
7
465 nm
665 nm
0,7
0,14 0,12
0,6 T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
0,3
T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
0,1 Abszorbancia
0,4
0,08 0,06
0,2
0,04
0,1
0,02 0
0 1
2
3
4
5
6
1
7
2
3
4 Frakciók
Frakciók
5
6
7
4-16. ábra: Törköly komposztból készült forró vizes kivonatok UV abszorbanciája (254, 410, 465, 665 nm) Az UV tartományban végzett fényelnyelési vizsgálatokból megállapítható, hogy mindkét komposzt esetében, mind a négy hullámhosszon az első frakciókban mérhető a legnagyobb abszorbancia. 410 nm 1000
3,5
900
3
800 L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
600 500 400
L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
2,5 Abszorbancia
C mg/100g
700
2 1,5
300
1
200
0,5 100
0
0 1
2
3
4 Frakciók
5
6
1
7
2
3
4 Frakciók
5
6
7
665 nm
465 nm 0,25
1,4 1,2
L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
0,8 0,6
Abszorbancia
0,2
1 Abszorbancia
Abszorbancia
0,5
0,4
0,15
0,1
0,05
0,2 0 1
0 1
2
3
4 Frakciók
5
6
7
2
3
4 Frakciók
5
6
7
4-17. ábra: Lótrágya komposztból készült forró vizes kivonatok UV abszorbanciája (254, 410, 465, 665 nm) A mért fényelnyelési tulajdonságokat a komposztálás idejének függvényében (4-18 és 4-19. ábra) vizsgálva megállapítható, hogy a törköly komposztból készült forró vizes kivonatok fényelnyelése az UV tartományban a komposztálás során hullámzó, a komposztálás negyedik napjáig nő, a nyol57
cadikig csökken, majd tizedikig újra nő amikor eléri maximumát, és a 245 nm hullámhossz kivételével minden hullámhosszon csökken, de kezdeti értéke minden frakció esetén magasabb mint a komposztálás kezdetén.
410 nm
254 nm 1,2
2 1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
1,6 Abszorbancia
1,4 1,2 1 0,8
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
1
Abszorbancia
1,8
0,6 0,4
0,8 0,6 0,4 0,2
0,2 0
0 0
10
20
30
40
50
0
60
20
30 Idő (nap)
465 nm
665 nm
0,8
40
50
60
0,2 0,18
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
0,6 0,5 0,4
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
0,16 0,14 Abszorbancia
0,7
Abszorbancia
10
Idő (nap)
0,3
0,12 0,1 0,08 0,06
0,2 0,04 0,1
0,02
0
0 0
10
20
30
40
50
60
0
Idő (nap)
10
20
30
40
50
Idő (nap)
4-18. ábra: Az UV abszorbancia változása a komposztálás időtartama során (törköly)
58
60
254 nm
410 nm
18
3,5 1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
Abszorbancia
14 12 10 8 6
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
3 2,5 Abszorbancia
16
2 1,5 1
4 0,5
2
0
0 0
10
20
30
40
50
0
60
10
20
465 nm
40
50
60
665 nm
1,4
0,25
1 0,8 0,6
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
0,2 Abszorbancia
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
1,2
Abszorbancia
30 Idő (nap)
Idő (nap)
0,15
0,1
0,4
0,05
0,2 0 0
10
20
30
40
50
0
60
0
Idő (nap)
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
4-19. ábra: Az UV abszorbancia változása a komposztálás idő tartama során (lótrágya) A lótrágya esetén is megfigyelhető a komposztálás kezdetén az abszorbancia értékek hullámzása, majd a tizedik naptól rohamos csökkenése. A 665 nm hullámhosszon a L/10 mintában csak az első frakcióban tudtuk abszorbanciát mérni. Az abszorbancia értékeket ábrázoló grafikonok minden hullámhosszon egymáshoz hasonló lefutást mutatnak.
59
4.2.5
Az E4/E6 érték változása komposztálás során
Az UV 465 és 665 hullámhosszon mért abszorbanciák hányadosából meghatároztam az egyes kivonatok E4/E6 arányát. E4/E6 9 8 7
E4/E6
6 5 L/1 L/2 L/3 L/5 L/6 L/8 L/10
4 3 2 1 0 1
2
3
4
5
6
7
Frakciók
4-20. ábra: Az E4/E6 változása a különböző frakciókban (lótrágya) E4/E6 9 8 T/1 T/2 T/3 T/5 T/6 T/8 T/10
E4/E6
7 6 5 4 3 1
2
3
4 Frakciók
5
6
7
4-21. ábra: Az E4/E6 változása a különböző frakciókban (törköly)
60
A lótrágyából készült kivonatok elemzésekor megállapítható, hogy az L/2, és az L/8 kivételével az E4/E6 értéke az első és a hetedik frakcióban alig tér el egymástól, értéke 5 és 8 között váltakozik. Az L/2 mintában a hetedik frakcióban mért E4/E6 értéke alacsonyabb, mint az első frakcióban mért érték. Az L/8 esetén a hetedik frakcióban mért érték jelentősen meghaladja az első frakcióban mértét. Az L/10 minta 2-7 frakciói esetén a 665 nm hullámhosszon nem volt mérhető abszorbancia, így nem lehetett az E4/E6 értéket megállapítani. A törköly komposztból vett minták esetén a frakciók számának növekedésével az E4/E6 érték folyamatosan növekszik. Az első frakciók értéke 4,5-5,5 között a hetedik frakciókban 6,5-7,5 között van. E4/E6 9 8
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
7
E4/E6
6 5 4 3 2 1 0 0
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
4-22. ábra: Az E4/E6 változása a komposztálás során (lótrágya) Az E4/E6 értéke lótrágya a komposztálása kezdetén az első két nap során jelentősen nőtt, majd a nyolcadik napig csökkent, ezután lassan újra emelkedett. A komposztálás végén csak az első frakcióból tudtam E4/E/6 értéket számítani, amely kismértékben magasabb mint komposztálás kezdetén vett minta első frakciójáé.
61
E4/E6 8 7,5
1. Frakció 2. Frakció 3. Frakció 4. Frakció 5. Frakció 6. Frakció 7. Frakció
7 6,5 E4/E6
6 5,5 5 4,5 4 3,5 3 0
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
4-23. ábra: Az E4/E6 változása a komposztálás során (törköly) A törköly vizsgálatakor megfigyelhető, hogy a komposztálás során az E4/E6 kezdeti és végső értéke között jelentősen különbség nem tapasztalható. A komposztálás első időszakában (termofil szakaszban) az E4/E6 értéke jelentősen csökken, majd fokozatosan újra emelkedik. Hasonlóan a lótrágyához az első frakció E4/E6 értéke a komposztálás végére kismértékben alacsonyabb, mint a kezdeti értéke.
A Hargitai-féle humusz stabilitási koefficiens változása a komposztálás során 0,0025
0,002
0,0015 K törköly K
4.2.6
K ló 0,001
0,0005
0 0
10
20
30
40
50
60
Idő (napok)
4-24. ábra: A Hargitai féle humusz stabilitási koefficiens változása a komposztálás során
62
A komposztálás ideje alatt mindkét minta esetén a stabilitási index nagyon alacsony értéken marad. A mindkét esetben a kezdeti növekedést csökkenés követi. A lótrágya esetén a végső értéke kismértékben meghaladja a kezdeti értéket, míg a törköly esetén a jelentős növekedés figyelhető meg a nyersanyagok és komposztok stabilitási indexében.
63
64
5. 5.1
AZ EREDMÉNYEK ÉRTÉKELÉSE
A komposztálás során mért paraméterek értékelése
A komposztálás során mért hőmérsékleti adatok alapján megállapítottam, hogy a törköly esetén a 26. nap, míg lótrágya esetén a 44. napon a komposzt hőmérséklete elérte külső hőmérséklet értékét. Ennek alapján kijelenhető, hogy a komposztálás intenzív szakasza kezelések 54 napos idő tartama alatt lezajlott. A lótrágya esetén a komposztálás hosszabb idejét és az alacsonyabb hőmérsékleti maximumot a kezdeti magas C/N arány okozta. A komposztálás során a komposztok kémhatása a termofil szakaszban emelkedett, majd a komposzt érése során fokozatosan csökkent. A kezdeti kémhatás emelkedés az ammonifikácónak tudható be (GOTTSCHAL 1990). A lótrágya esetén bekövetezett nagyobb kémhatás emelkedés visszavezethető a magasabb ligno-cellulóz tartalomra és az állati trágyákban megtalálható karbamidra. A szerves széntartalom csökkenése és a komposztálás időtartama közötti kapcsolat a komposztálás intenzív szakaszában lineáris függvény alapján leírható, és meghatározható a széntartalom változásának sebességi állandója. A kezdeti és a végső C/N arány hányadosaként meghatároztam az érettségi faktort (SENESI 1989), amelynek értéke a lótrágya esetén 0,77 a törköly esetén 0,65. Az érettségi faktor megfelel más kísérletekben mért eredményeknek (JIMENEZ és GARCIA 1989). A komposztálás folyamatát jellemző fontosabb paraméterek értékelése alapján igazolható, hogy a ki űrméretű adiabatikus komposzt reaktor alkalmas különböző szubsztrátok komposztálására. 5.2
A forró vizes kivonás során kapott eredmények értékelése
A forró vizes kivonás során az egyes frakciók kilúgzásához szükséges idő a fralciók számának növekedésével folyamatosan növekszik. A frakció kivonási ideje és a frakció száma között szoros öszszefüggés van (r2= 0,75-0,95). A forró vizes kezelések számának (frakció szám) növekedésével a komposztokban bizonyos duzzadás figyelhető, ezzel csökken vízáteresztő-képesség, amely növeli a 100 cm3 oldószer átfolyásának időtartamát. A komposztok és a kivonatok kémhatásait összehasonlítva a következő megállapításokat tehetjük. Az egyes mintákból készült kivonási sorok eredményeit vizsgálva megállapítható, hogy az első frakció kémhatása minden esetben alacsonyabb, mint a későbbi frakcióké. Ennek a magyarázata az, hogy az első kezelések hatására a komposztokból jelentős mennyiségű szerves anyag oldódik ki. A további frakciókban a szerves anyagok mennyisége jelentősen csökken, viszont feltételezhető, hogy nő a lúgos kémhatást előidéző szervetlen ionok koncentrációja. A komposzt érés előrehaladásával a forró vizes kivonatok kémhatása és a minták kémhatása között csökken a különbség. 65
Hideg vizes kivonatban magasabb széntartalmat mérhetünk, mint a forró vizes kivonatokban. A komposztálás első szakaszában magas a könnyen oldható széntartalom, ezért a hideg vizes kivonat esetén a magasabb oldószer/minta arány és a hosszabb kezelési idő (30 perc) jelentősen több könynyen oldható szenet képes kioldani mint a forró víz. A forró vizes kivonás során az első frakciók széntartalma jelentősen magasabb, mint a többi frakcióé.
1200
C tartalom (mg/100g)
1000
lótrágya törköly
800
600
400
200
Frakciók
0 1
2
3
4
5
6
7
5-1. ábra: A frakciók átlagos széntartalma a forróvízes kivonás során A lótrágyánál a forró vízzel a 7. frakcióval kivonható összes széntartalom átlagosan 43,41%-a vonható ki, az első frakcióval, a törköly esetében ez az arány 65,95%. 5-1. táblázat: Az első illetve az első két forróvízes frakcióval kivonható széntarlom aránya a hét frakcióval kivonhatóhoz viszonyítva:
Minta
1 frakció (%) 1+2 frakció (%)
Lótrágya
43,41%
56,39 %
Törköly
65,95%
77,92%
A lótrágya esetén a L/3 és L/5 minták széntartalma a 2-7 frakciókban magasabb, mint a többi mintáé. Ezeket a mintákat a termofil fázis közepén (L/3) és végén (L/5) vettük, amikor cellulóz moleku66
lák intezív bomlása figyelhető meg (HÄNNINEN et al. 1995). A frakciók magasabb szén tartalmából arra lehet következtetni, hogy ligno-cellulóz alapú komposztok vizsgálata során a forró vizes kivonással bomló ligno-cellulóz mátrixból szerves vegyületek oldódnak ki. A mérési eredmények ismeretében megállapítható, hogy a mintákban található könnyen oldható szerves anyagokat a forró víz jól oldja. Az abszorbancia vizsgálatok eredményeivel összevetve a szoros kapcsolat állapítható meg az egyes kivonatok széntartalma és az abszorbancia értékek között. 5-2. táblázat: A széntartalom és az abszorbancia közötti kapcsolat Lótrágya
Törköly
Hullámhossz
R2
Hullámhossz
R2
254 nm
0,9367
254 nm
0,9409
410 nm
0,9797
410 nm
0,8895
465 nm
0,9801
465 nm
0,8966
665 nm
0,9061
665 nm
0,8677
Az eredmények alapján megállapítható, hogy megfelelő kalibrálás után a bármelyik hullámhosszon végzett abszorbancia vizsgálat használható a forró vizes kivonatok szén tartalmának becslésére. 254 nm 2000 1800 1600 R2 = 0,9367
C (mg/100g)
1400 1200 1000 800 600 400 200 0 0
5
10
15
20 25 abszorbancia
30
35
40
45
5-2. ábra: A lótrágya komposztból készült forró vizes kivonatok széntartalma és abszorbanciája 254 nm hullámhosszon
67
254 nm 1800 1600 R2 = 0,9409
1400
C mg/100g
1200 1000 800 600 400 200 0 0
2
4
6
8
10
12
abszorbancia
5-3. ábra: A törköly komposztból készült forró vizes kivonatok széntartalma és abszorbanciája 254 nm hullámhosszon
20 növényi komposzt állati hulladék érett komposzt törköly lótrágya
y = 0,0623x + 1,2182 R2 = 0,9788
18
y = 0,0689x + 1,1337 R2 = 0,9115
16
Abszorbancia
14 y = 0,0522x + 0,6769 R2 = 0,9927
12
y = 0,0213x - 0,216 R2 = 0,9367
10 8 6
y = 0,0065x + 0,2547 R2 = 0,9409
4 2 0 0
100
200
300
400
500
600
C mg/100g
5-4. ábra: A komposztok 254 nm-en mért abszorbanciája és a széntartalom összefüggése
A 254 nm hullámhosszon mért eredményeket a referencia komposztok hasonló eredményeivel hasonlítottam össze. Megfigyelhető a különböző komposztok esetén az abszorbancia és széntartalom 68
kapcsolatát leíró lineáris függvény meredeksége. Az abszorbancia értékek alapján megállapítható, hogy az érettebb komposztok esetén a függvény meredeksége nő. Az abszorbancia értékékből számított E4/E6 arányok alapján kimondhatjuk, hogy a 6-7. frakciók esetén a legmagasabb az értéke. Az E4/E6 arány növekedésével az alacsony molekula tömegű szerves anyagok aránya nő (CHEN et al. 1977). Ezek az adatok alátámasztják azt a megállapítást, hogy a forró vizes kezelések számának növekedése a minták szerves anyagairól kis molekula tömegű vegyületeket szakítanak le. Ennek mértékét az alkalmazott módszerekkel nem lehet megállapítani. E4/E6 nm 7,5 7 6,5
Abszorbancia
6 5,5 ló
törköly
5 4,5 4 3,5 3 0
10
20
30
40
50
60
Idő (nap)
5-5. ábra: Az E4/E6 arány változása komposztálás során A komposztálás során T/2 illetve a L/5 minták minden esetében az E4/E6 érték minimum értéket ér el. A komposztálás során bizonyos ciklikusság figyelhető meg. A komposztálás során a szerves szén folyamatos bomlási és felépülési ciklusokon megy keresztül. A bomló szerves anyagokból felszabaduló könnyen oldható szerves vegyületek (cukrok, aminosavak, polipeptided stb.) jelentős része a mikroba populációkba épül be, majd a komposztálás előre haladásával a változó környezeti tényezők követeztében tömegesen elpusztulva más mikroba populációk veszik át helyüket ilyenkor nő a szubsztrát könnyen oldható szerves anyag tartalma. (SANCHEZ-MONEDERO et al. 2001) A T/2 és az L/5 minta esetén az E4/E6 arány csökkenés arra utal, hogy az adott pillanatban a kioldható kis molekula tömegű szerves vegyületek aránya csökken. A folyamat kezdetén és végén vett minták első frakcióját összehasonlítva megállapítható, hogy a lótrágyánál kis mértékben nőtt (5,3-5,77), míg a törköly esetén csökkent (5,5-4,27) az E4/E6 arány. A különböző talajtípusokból izolált huminsavak E4/E6 aránya 3,0-5,0 között, míg fulvosavaké 6,0-8,5 között változik (SCHNITZER és 69
KAHN 1989). INBAR et al. (1990) szerint a komposztokból izolált huminsav E4/E6 aránya sokkal magasabb (E4/E6=7,3) mint a talajokból kivont huminsavaké. Az E4/E6 mérések alapján a következtetés levonásakor figyelembe kell venni, hogy a talajtani gyakorlat során az E4/E6 arány NaHCO3 oldattal való kivonatokból határozzák meg és nem vizes kivonatból. Az azonban megállapítható, hogy a komposztálás során a forró vizes kivonatokban csökken az alacsony molekula tömegű fulvo savak aránya. A Hargitai-féle humusz stabilitási kofficiensek tanulmányozása alapján megállapítható, hogy törköly esetén az érték jelentősen nőtt, mivel a törköly nyersanyag magas cukor és pektin tartalmú, amelyek biológiailag könnyen bomlanak, és ezek komposztálás során stabilizálódnak. A stabilitási koefficiens nagyság rendje alapján (HARGITAI 1988) mindkét komposzt a nyers szerves anyagok csoportjába tartozik. Meg kell azonban jegyezni, hogy a humusz stabilitási koefficiens talajokra került kidolgozásra, addig a komposztokban található humusz anyagok inkább a víz alatti humuszformákkal mutatnak hasonlóságot (SCHIEDT 1989). 5.3
Új tudományos eredmények 1.) A komposztok vizsgálata során forró vizes kivonás alkalmazása esetén a frakciók számának növekedésével nő az azonos mennyiségű kivonat elkészítéséhez szükséges idő. A kezelések számának növekedése során csökken a komposztok vízáteresztő képessége. 2.) A forró vizes kivonással a könnyen oldható széntartalom rövid idő alatt hatékonyan kivonható. A forró vízzel kivonható szén nagy része az első frakcióban található. A forró vizes kivonás alkalmas módszer a komposztálás során a könnyen oldható szerves anyagok kivonására. 3.) A forró vizes kivonatokban végzett különböző hullámhosszokon (254, 410, 465, 665 nm) végzett abszorbancia vizsgálatok jó korrelációt mutatnak a kivonatok szén tartalmával. A UV tartományban végzett abszorbancia mérések megfelelő kalibráció mellett alkalmasak a forró vizes kivonatok szén tartalmának mérésére. 4.) A komposztok forró vizes kivonatainak UV tartományban végzett mérések elemzésével a komposztálás során a szerves anyagokban végbemenő változások nyomon követhetők. 5.) A talajok humusz tartalmának stabilitásának jellemzésére alkalmazott humusz stabilitási koefficiens nem alkalmas a komposztálás során bekövetkező minőségi változások nyomon követésére.
70
6.
ÖSSZEFOGLALÁS
A kutatás során saját fejlesztésű adiabatikus komposzt reaktorban lótrágyával és törköllyel végzett kísérletekkel ellenőriztem a reaktor alkalmasságát a komposztálásra. Mértem a komposztálás során bekövetkező változásokat (hőmérséklet, szerves anyag tartalom, C/N arány, pH). A komposzt kísérletekből vett minták felhasználásával vizsgáltam a forró vizes kivonás módszerét, a komposztok széntartalmának illetve szerves anyagainak átalakulását. A forró vizes kivonást összehasonlítottam a hagyományos hideg vizes kivonás eredményeivel. A forró vizes kivonatok kvalitatív jellemzésére az UV 254, 410, 465 és 665 nm hullámhosszokon végzett abszorbancia vizsgálatokat, és az azokból kiszámított E4/E6 arányt használtam. A kapott eredményeket összehasonlítottam a hagyományos humusz stabilitás jellemzésére használt módszerrel. A komposztálás vizsgálata során megállapítottam, hogy a reaktor alkalmas a komposztálásra. A komposztálás szabadtéri komposztáláshoz hasonló hőmérséklet-változáson ment keresztül. Megállapítottam, hogy a forró vizes kivonás alkalmas a komposztok könnyen oldható szén tartalmának jellemzésére. Megállapítottam, hogy az azonos mintából egymás után vett több frakciók közül az első frakció tartalmazza a legtöbb oldható szenet, a kivonatok kémhatása minden esetben magasabb, mint a komposztoké. A hideg vizes kivonatokkal összehasonlítva megállapítható, hogy a forró vizes kivonás során a kivonatok kumulált szén tartalma alacsonyabb. Az abszorbancia vizsgálatok során szoros összefüggést találtam a kivonatok szén tartalma és fényelnyelése között. Érett komposztok segítségével megállapítottam, hogy az abszorbancia mérések megfelelő kalibráció mellett alkalmasak a forró vizes kivonatok széntartalom változásának nyomonkövetésére. A forró vizes kivonatok E4/E6 aránya és a komposztálás főbb paraméterei segítségével következtetni lehet a komposztálás során bekövetkező minőségi változásokra. A hagyományos –a talajok jellemzésére használt- humusz stabilitási vizsgálatok nem alkalmasak a komposztálás során bekövetkező minőségi változások jellemzésére.
71
72
SUMMARY
In my research the homemade adiabatic composting reactor was tested with experiences on horse manure and stillage for its suitability for composting. The changes observed during composting were measured. The method of hot water extraction was applied using the samples from the compost experience in order to describe the carbon and organic matter content of composts. The results of hot water extraction were compared with that of the traditional cold water extraction. Absorption examinations with the wavelength of UV 254, 410, 465 and 665 nm and the calculated E4/E6 ratio were applied to describe qualitatively the hot water extracts. The results were compared with the method used for the traditional description of humus stability. During the examination of composting it was concluded that the reactor is suitable for composting. Composting went through the same temperature variation as in the case of open-air composting. It was concluded that the hot water leaching is suitable for the characterisation of easily soluble carbon content of composts. When taking many fractions one after another from the same sample, the first fraction contains the biggest amount of soluble carbon, and the ph of the extracts is always higher than that of the compost. Comparing the cold water extracts with the hot water extracts it can be stated that the latter ones have lower cumulated carbon content. In the course of absorbance examinations close correlation was found between the carbon content of the extracts and their light absorption. Using mature composts, it was observed that absorbance measurements with the right calibration are suitable for tracing the changes in the carbon content of hot water extracts. The changes in quality during the course of composting can be indicated by the E4/E6 ratio of hot water extracts. The traditional humus stability experiences used for soils are not able to characterise the changes in quality during the course of composting.
73
74
MI: IRODALOMJEGYZÉK
1. AHLHEIM, K.H. 1989. Wie funktioniert das? Die Umwelt des Menschen. Meyers Lexikonverlag. 3, Auflage. Stuttgart. 239 p. 2. ALDAG, R., and W. ROCHUS. 1981. Menge und Verteilung des Stickstoff in Fulvo-, Humin-, und Kiselsäure eines Müll- Klärschlammkompostes. Z. Pflanzenernähr. Bodenkund. 144:587-596 3. ALEKSZA L., DÉR S. (1995): Állati eredetű veszélyes hulladékok komposztálása. Diploma dolgozat, GATE Talajtani és Agrokémiai Tanszék, Gödöllő, 75 p. 4. ALEKSZA L., DÉR S. (1995): Komposztálási technológia állati eredetű veszélyes hulladékok hasznosítására. Gödöllő. Artisjus szám: 951103001T. 5. ALEKSZA L., DÉR S., NAGY GY. (2000): Országos Hulladékgazdálkodási Terv – biohulladékok kezelése fejezet, Környezetvédelmi minisztérium, Budapest. 96 p. 6. ALEKSZA L., FÜLEKY GY., DÉR. S., CSŐKE B. BOKÁNYI L. SZABÓ Z. (2001): Biológiailag lebomló hulladékok biológiai kezelése, Környezetvédemi miniszteri rendelet -tervezet, Budapest. 23 p. 7. ASHBOLT N.J., LIME M.A. (1982): A bench scale system to study the composting of organic wastes. Journal of Environmental Quality, 11, 405-408 p. 8. ASSOCOATION GÉNERALE DES HYGIENISTES ET TECHNIES MUNICIPAUX. 1975. Residus urbains. Technigue et Documentation. AGHTM, Paris, France. 230 p. 9. BANNICK,
C.G.
1988.
Untersuchungen
über
den
Stickstoffeinbau
in
die
Huminstoffmatrix während der Kompostierung in einem Laborkomposter. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 56:119-123 10. BANNICK,
C.G.
und
W.
ZIECHMANN 1991.
Huminstoffbildung während
der
Kompostierung. Z. Pflanzenernähr. Bodenkund. 154:233-236 11. BECK, T. 1968. Mikrobiologie des Bodens. Bayerischer Landwirtschaftsverlag. München-Basel-Wiem. 364 p. 12. BEGEMANN, W. 1982. Der konstruktive Einsatz von humustragenden Kompoststoffen. Das Gartenamt, Zeitschrift für Umweltgestaltung, Frielandplanung, grünflächen- und Sportstättenbau. Patzer Verlag GmbH. Hannover. 31:744-748. 13. BENEDEK, P. 1990. Biotechnologiai a környezetvédelemben. Műszaki Könyvkiadó. Budapest. 258 p.
75
14. BERGER K. C., TRUOG E 1944: Boron tests and determination for soils and plants. Soil Science. Vol. 57. 25-36 p. 15. BIDLINGMAIER, W. 1985. Biologische Grundlagen der Kompostierung. In: ThomeKozmiensky, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für Energie und Umwelttechnik GmbH. Berlin. 16. BIDLINGMAYER W. (1983): Das Wesen der Kompostierung von Siedlungsabällen. In: Müll – Handbuch, 5305, Erich Schmidt Verlag, Berlin, 134-145 p. 17. BILITEWSKI, B., G. HäRDTLE, K. MAREK. 1990. Abfallwirtschaft. Springer Verlag. Stuttgart. 18. BOHN H. L. Mc NEAL B. L. O'CONNOR G. A. 1985. Talajkémia. MezőgazdaságiGondolat Kiadó, Budapest. 131-168 p. 19. BOROSS, L., SAJGÓ, M. 1993. A biokémia alapjai. Mezőgazda Kiadó. Budapest. 20. BREBURDA, J., 1969. Kleines Lehrbuch der Bodenkunde. DLG-Verlag. Frankfurt am Main. 176 p. 21. CHANYASAK, V., and H., KUBOTA. 1981. Carbon/organic nitrogen ratio in water extract as measure of composting degradation. J. Ferment. Technol.. 59:215-219. 22. CHANYASAK, V., M. HIRAI, and H. KUBOTA. 1982. Changes of chemical componets and nitrogen transformation in water extracts during composting of garbage. J. Ferment. Technol. 60(5):439-446, 23. CHARPENTIER, S., and F. VASSOUT. 1985. Soluble salt concentrations and chemical equilibria in water extracts from town refuse compost during composting period. Acta Hortic. 172:87-93. 24. CHEN, Y., N. SENESI,
AND
M. SCHNITZER 1977: Information provided on humic
substances by E4/E6 ratios. Soil Sci. Am. J. 41:352-358 p 25. CHROMETZKA, P. 1985. Zur Biologie der Klärschlammkompostierung. In: ThomeKozmiensky, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für Energie und Umwelttechnik GmbH. Berlin. 26. CZINKOTA I 1994: A talajok forróvizes extrakciója. Egyetemi doktori értekezés. Gödöllő 27. CSEHI K. (1997): A hígtrágyából leválasztott szilárd anyag komposztálása, diplomamunka, Hohenheim E. Egyetem, Gödöllői ATE, 11-14 p. 28. De BERTOLDI, M., and F. ZUCCONI. 1980. Microbiologia della transformatizione dei rifiuti solidi urbani in compost e lor utilizzazione in agricoltura. Integegneria ambientale. 9:209-216. 76
29. De BERTOLDI, M., G. VASLLINI, A. PERA and F. ZUCCONI. 1982. Comparison of three windrow compost systems. Biocycle. 23.45-49. 30. de NOBILI, M, and F. PETRUSSI. 1988. Humification index (HI) as evaluation of the stabilization degree during composting. J. Ferment. Tech. 66(5):577-583 31. DIELS, O., W. RUSKE. 1966. Einführung in die organische Chemie. 21. Auflage. Verlag Chemie GmbH. Wienheim. 325 p. 32. DINEL, H., M. LÉVESQUE, and G. R. MEHUYS. 1991. Effects of long-chain alipahtic compounds on the aggregate stability of a lachustrine silty clay. Soil. Sci. 151:228-239. 33. DINEL, H., M. LÉVESQUE, P. JAMBU, and D. RIGHI. 1992. Microbial activity and long-chain alipahtics in the formation of stable soil aggregates. Soil. Sci. Soc. Am. J. 56:1455-1463. 34. DUKE H. R. 1992. Water temperature fluctuation and effect on irrigation infiltration. Transaction of the ASAE, vol. 35(1) 193-198. 35. DUNST G. (1991): Kompostierung. Leopold Stocker Verlag, Graz - Stuttgart. 214 p. 36. EGNER H., RIEHM H., DOMINGO W. 1960: Unterschuchungen über die chemische Bodenanalyse als Grundlage für die Beureteilung des Nährstoff-zustandes der Böden. II. Chemische Extractionsmetoden zur Phosphor und Kaliumbestimmung. Kungl. Lantbrukshögsk. Ann. 26.199-215 p. 37. EMBERGER, J. 1993. Kompostierung und Vergärung Bioabfall, Pflanzenabfall, organische Produktionsrückstände. Vogel Buchverlag, Würzburg. 1. Auflage 38. EMBERGER, J., und B. JäGER. 1993. Die hauptsächliche Verfahren der Kompostierung. In Hösel, Schenker, Schnurer (Hrsg): Handbuch für Müll- und Abfallbesetigung. Berlin. 210-260 p. 39. FARKASDI G. (1966): Die mikrobiologischen Vorgänge bei der Kompostierung. Organischer Landbau, 4/66, 357-365 p. 40. FILEP GY. 1988. Talajkémiai. Akadémiai Kiadó. Budapest. 298 p. 41. FLAIG, W. 1988. Beteiligung des Lignins an der Struktur der Humunsäuere. In: Organische Inhaltsstoffe des Bodens. Wolfgang Ziechmann zum
65. Geburtstag.
Herausgeber Ulrich Müller-Wegener. Göttingen. 167-174 p. 42. FLOSSMANN R., RICHTER D. 1982. Extractionsmethode zur Characterisierung der Kinetik der Friesetzung von P aus der festen Phase des Bodens in die Bodenlösung. Arch. Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. 11. 703-709. 43. FRANKE, W. 1981. Nutzpflanzenkunde. 2. Auflage. Georg Thieme Verlag. Stuttgart. 282 p. 77
44. FÜLEKY GY, I CZINKOTA 1993: Hot water percolation (HWP): A new rapid soil extraction method. Plant and soil 157:131-135 45. FÜLEKY GY., CZINKOTA I, - TOLNER L., HORVÁTH I 1994: „Eljárás talajok tápelemtartamának meghatározására, valamint berendezés az eljárás foganatosítására” című, 205994 lajstromszámú szabadalom. Budapest. 46. GISI, U., R. SCHENKER, R. SCHULIN, F.X. STADELMANN, H. STICKER. 1990. Bodenökologie. Thieme Verlag. Hamburg. 363 p. 47. GLATHE, H., E. KÜSTER, G. NIESE und A. von KLOPOTEK. 1985. Biologie der Rotteprozesse bei der Kompostierung von Siedlungsabfälle. In Hösel, Schenker, Schnurer (Hrsg): Handbuch für Müll- und Abfallbesetigung. Berlin. 145-170 p. 48. GOTTSCHALL R. (1990): Kompostierung: Optimale Aufbereitung und Verwendung organischer Materialen im ökologischen Landbau. 4. Auflage. Verlag C.F. Müller, Karlsruhe. 296 p. 49. GRABBE, K. und K. HAIDER. 1971. Die Huminstoffbildung und der Stickstoffumsatz bei der Bereitung des Kultursubstrates und während des Wachstum von Agricus Disporus. Z. Pflanzenernähr. Bodenkund. 129:216-226 50. GRABBE, K., und F. SCHUARDT. 1993. Grundlagen der Kompostierung. In: Kompostierung und landwirtschaftliche Kompostverwertung. Arbeitspapier 191. Hrsg. Kuratorium für Technik und Bauwesen in derLandwirtschaft (KTLB). Darmstadt 51. GRAY K.R., BIDDLESTONE A. J. (1981): The composting of agricultural wastes. In: Stonehouse, B.: Biological Husbandry, Chpt. 6. Butterworths London and Boston 267 p. 52. HAIDER,
K.
1986.
Biochemische
Reaktionen
bei
Umwandlundg
von
Pflanzenrückständen in die Huminstoffe des Bodens. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 45:67-71 53. HÄNNINEN I.K., KOVALAINEN J.T, KORVOLA, J. 1995. Compost Sci. & Utilization 3: 5168
54. HAYES, M. H. B. 1975. A comparison of extractans and of properties of extract. Geoderma. 13:231-245. 55. HOUBA V.J.G., NOVOZAMSKY I., UITTENBOGAARD J., van der LEE J.J 1987:Automatic determination of "total soluble nitrogen" in soil extracts Landw. Forsch. 40, 295-302. 56. INBAR, Y.,Y. CHEN, Y. HADAR. 1989. Solid-state carbon-13 nuclear magnetic resonance and infrared spectroscopy of composted organic matter. Soil Sci. Soc. Am. J.53:1695-1701. 78
57. INBAR, Y.,Y. CHEN, Y. HADAR. 1991. Carbon-13 CPMAS NMR and FTIR spectroscopic analysis of organic matter transformations during composting of solid wastes from wineries. Soil Sience. 152(4): 272-282. 58. JäGER, B. 1989. Abfallverwertung in der BRD. Bundesministerium für Forschung und Technologie. Bonn. 128 p. 59. JAKUBKE, H. D., H. JESCHKEIT. 1975. Brockhaus abc Biochemie. 2 Auflage. Brockhaus Verlag VEB F. A. Leipzig. 197 p. 60. JIMENEZ, E. I., AND V.P. GARCIA. 1989. Evaluation of city refuse compost maturity: rewiev Biol. Wastes 27(2):115-142. 61. JÖRGENSEN, R. G., T. MÜLLER, B. MEYER. 1988. Spezifische Zellkomponenten von Organismen in der Substanz als Indikator der Zersetzung und Bestimmung der Biomasse, Anwendung auf eine Kompostierung von Weizenstroh. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 56:191-196 62. JUSTE, C. 1980. Avantage et inconvenients de l’utilisation des composts d’ordures ménagéros comme amendement organic des sols ou supports de cultura. In: Int. Conf. on Compost, Madrid Spain. 22-26 jan. Min. Obras Publicas 63. K. C. KAMERON, R. J. HAYNES, 1986. Mineral Nitrogen in the Plant-soil System, ed. R. J. Haynes, K. C. Cameron, K. N. Goh and R. R. Sherlock, Academic press, 166 p. 64. KÁDÁR I. 1992. A növénytáplálás alapelvei és módszerei. MTA Talajtani és Agrokémiai Kutató Intézete. Budapest. 65. KASATOCHKIN, V.I., KONONOVA, M.M., LARINA, N. K, AND EGOROVA, O.I., 1964: Trans Int. Congr. Soil Sci. 8 th. Bucharest. III, 81-86 p. 66. KEHREN, L. 1967. Le compostage des ordures ménage dans les pays chauds. Tech. Sci. Munic. 62:211-216. 67. KINJO T., PRATT P.F., and PAGE A.L., 1971. Nitrate adsorption: III Desorption Movement and Distribution in Andepts. Soil. Sci. Soc. Amer. Proc. vol 35, 728-731. 68. KOCH, T., J. SEEBERGER. 1984. Ökologische Müllverwertung. Verlag C. F. Müller. Karlsruhe. 186 p. 69. KONONOVA, M. M. 1966. Soil organic matter. Pergamon Press. Oxford. 554 p. 70. KÖGEL, I. 1987. Organischen Stoffgruppen in Waldhumusformen und ihr Verhalten während der Streuzersetzung und Humifizierung. Bayreuther Bodenkundliche Berichte Bd.1 71. KROGMANN, U. 1988. Kompostierung als Abfallentsorgungsverfahren von Biomüll. Wasser und Boden. 9/1988: 34-41 p. 79
72. KUNTZE, H., G. ROESCHMANN, G. SCHWERDTFEGER. 1988. Bodenkunde. Verlag Eugen Ulmer. Stuttgart. 398 p. 73. LAHL, U. 1991. Hat die Biomüllkompostierung als abfallwirtschaftliche Instrument eine Zukunft ? Druckschrift zum Symposium Abfall und Wirtschaft. Materialen zur Veranstaltungen in Dresden 13.-15.11.1991. Umweltschutz wie ? Kristen Guttke Verlag 74. LAVOUX, T., and C. SOUCHON. 1983. Le compostage. Min de. I’Environnement. Paris. 105 p. 75. LEVASSEUR, J.P., and W.B. SAUL. 1982. Composting of urban solid waste. p:81-85. In: Proc. of Conf. on the Practical Implications of the Reuse of Solid Waste. London.1112. Nov. 1981. Thomas Telford. London. 76. MARTINS, O, R. KOWALD. 1990. Eifluß der Rottedauer auf die Nährstoff und Schwermetalgehalte eines Müllkompostes. Forum Städte-Hygiene.1990 Mai/Juni. 41:144-149. 77. MITSCHERLICH E. A. 1930. Die Bestimmung des Düngerbedürfnisses des Bodens. 3. Aufl. P. Parey Verlag. Berlin. 273 p. 78. MÜLLER, G. 1965. Die Bodenbiologie. Gustav Fischer Verlag. Leipzig. 79. NAGASAKI K.,SASAKY H., SHODA M.,KUBOTA H. (1985): Change in microbial numbers during thermophilic composting of sewage sludge with reference to CO2 evolution rate. Applied and Enviromental Microbiology, 49, 37-41 p. 80. NIESE, G. 1985. Biologische Grundlagen für die Kompostierung. Vorlesungsskript für WS 1985/86. Institute für Mikrobiologie der Unversität Gießen 81. NOOMAN H. J. FÜLEKY Gy, CZINKOTA I. Simplification and field application of the seedling biotest method. Proc. 2nd ESA congress, Warwick Univ., 1992 82. OLSEN S. R., WATANABE F. S. 1957. A method of determine phosphorus adsorption maximum of soil measured by the Langmuir isoterm. Proc. Soil. Soc. Am. 21. 144 p. 83. PARRA, J. H. 1962. Fabricación de compost a partir de basuras. Canicafé (Columbia) 13:51-68. 84. POINCELOT R.P. (1972): The Biochemistry and Methodology of Composting. The Connecticut Agricultural Experiment Station, New Haven, Bulletin. 311 p. 85. RIESS. P., S. KLAGES-HABERKERN. 1993. Qualitätskriterien für Kompost. Entsorgungspraxis Spezial 9/1993 86. RIFFALDI, R., R. LEVI-MINZI, A. PERA, and M. DE BERTOLDI. 1986. Evaluation of compost maturity by means of chemical and microbiological analyses. Waste Manegment and Res. 4(4):387-396 80
87. ROCHUS, W. 1978. Die Ausbildung des Humuskomplexes im Verlauf der Verrottung von Siedlungsabfälle. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 27:79-86. 88. ROLETTO, E., B. BARBERIS, M. CONSIGLIO, and R JODICE. 1985. Chemical parameters for evaluating compost maturity. BioCycle 26(2):46-47 89. Sachse, B., W. Ziechmann. 1969. Eigenschaften und Verteilungen von Huminstoffen als Kriterien von Rottevorgängen in Müllkomposten. Kali Briefe Fachgebiet 8. 7/1969. 90. SATTLER, K., J. EMBERGER. 1990. Behandlung fester Abfälle. Vogel Buchverlag Würzburg. 2. Auflage. 91. SCHEFFER, F., P. SCHACHTSCHABEL. 1988. Lehrbuch der Bodenkunde. 12. Auflage. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart. 235 p. 92. SCHEFFER, P. 1961. Stickstoff und Boden. In: Fachverband Stickstoffindustrie e.V. Der Stickstoff. Gerhardt Stalling AG. Oldenburg 93. SCHEFFER, P., B. ULRICH. 1960. Lehrbuch der Agrikulturalchemie und Bodenkunde III. Teil Humus und Humusdüngung. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart. 94. SCHIEDT, M. 1989. Über die Humusqualität verschiedener Komposte. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 59:465-470. 95. SCHLEGEL, H. G. 1972. Allgemeine Mikrobiologie. Georg. Thieme Verlag. Stuttgart. 367 p. 96. SCHNITZER M. SCHULTEN H. R. SCHUPPLI P. and ANGERS D. A. 1991. Organic matter extraction from soils with water at high pressure and temperatures. Soil Sci. Soc. Am. J. 55 102-108. 97. SCHNITZER, M. and S. U. KAHN. 1989. Soil organic matter. 4. Impressium. Elsevier Scientific. Amsterdam. 319 p. 98. SCHNITZER, M., HOFFMAN I. 1964. Pyrolysis of soil organic matter Soil Sci. Soc. Am. Proc. 28:520-525. 99. SCHROEDER, D. 1983. Bodenkunde in Stichworten. Ferdinand Hirt Vertlag. Berlin. 328 p. 100.
SCHUTTIG, A. 1990. Umwelt Biotechnologie. Aulis Verlag Deubner & Co KG.
Köln. 298 p. 101.
SENESI, N. 1989. Composted materials as organic fertilizers. The Science of the To-
tal Enviroment 81/82:521-542, 102.
SIKORA L.J, SOWERS H.A. (1985): Effect of temperature control on the
composting process. Journal of Enviromental Quality, 14, 434-439 p.
81
103.
SPITELLER, M. 1985. Beiträge zur Struktur und Dynamik von Huminstoffen.
Göttinger Berichte 84. 104.
STEFANOVITS P. (1981): Talajtan. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest 380 p.
105.
STEVENSON, C. J. 1982. Humus- Chemistry, Genesis, Composition, Reactions.
John Wiley. New York. 106.
SUGAHARA, K., AND A. INOKO, 1981. Composition analysis of humus and
characterization of humic acid obtained from city refuse compost. Soil Sci. Plant Nutr. 27:213-224. 107.
SZABÓ, I. M. 1986. Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó.
Budapest. 373 p. 108.
SZEGI, J. 1979. Talajmikrobiológiai vizsgálati módszerek. Mezőgazdasági Kiadó.
Budapest. 274 p. 109.
THOME-KOZMIENSKY, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für
Energie und Umwelttechnik GmbH. Berlin. 398 p. 110.
TOPP, W. 1981. Biologie der Mikroorganismen. UTB Verlag. Berlin. 289 p.
111.
VIEL, M. D. SAYAG, A. PEYRE AND L. ANDRÉ. 1987. Biol. Wastes, 20: 167-
185 112.
VOGTMANN, H. 1981. Zwischenbericht über das Projekt „Grüne Mülltonne,
Witzenhausen”. Wiztenhausen 113.
WELTE, E. 1951. Über die Entstehung von Huminsäuren und Wege ihrer
Reindarstellung. Z. Pflanzenernähr., Düngung und Bodenkund. 56:105-137. 114.
WONG, M.H. 1985. Phytotoxicity of refuse compost during the process of
maturation. Environ. Pollut. Ser. A 37(2):159-174 115.
WONG, M.H. 1985. Phytotoxicity of refuse compost during the process of maturation.
Environ. Pollut. Ser. A 37(2):159-174
116.
XIAN-TEO HE, S.J. TRAINA and T.J. LOGAN. 1992. J Environ. Qual., 21: 318-
329 117.
ZIECHMANN, W. 1980. Huminstoffe. Verlag Chemie. Weinheim.
118.
ZIECHMANN,
W.
und
U.
MÜLLER-Wegener.
Wissenschaft. Mannheim-Wien-Zürich. 402 p.
82
1991.
Bodenchemie.
BI
