VäxtEko


Tidskrift/serie: Rapport - Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för mikrobiologi
Utgivare: SLU, Institutionen för mikrobiologi
Utgivningsår: 1994
Nr/avsnitt: 61
Författare: Robertsson M.
Titel: Komposteringens mikrobiologi. Undersökningar av dikväveoxid- och koldioxidbildning, nedbrytningsförlopp samt mikroorganismkulturer
Huvudspråk: Svenska
Nummer (ISBN, ISSN): ISSN 0348-4041

OBS! Fel i texten kan ha uppkommit då dokumentet överfördes från papper.

Komposteringens mikrobiologi. Undersökningar av dikväveoxid- och koldioxidbildning, nedbrytningsförlopp samt mikroorganismkulturer.

Martin Robertsson

Bakgrund

Denna rapport är resultatet av ett examensarbete vilket genomförts som en del i utbildningen på agronomlinjen motsvarande 10 poäng.

Arbetet inleddes som en del i den test av behållare för hemkompostering som utfördes vid Trådgårdsförsöksstationen på Ultuna under 1991. Denna del innefattar mätningar av gasinhållet i komposteringsbehållarna samt en undersökning av mikrobpopulationerna då behållarna tömdes. Delar av resultaten finns även publicerat i rapporten: Provning av kompostbehållare av Nils Brink, Lena Gäredal, Ylva Hanson och Martin Robertsson, utgiven av Stiftelsen REFORSK FoU nr 65 Februari 1992. I detta examensarbete försöker jag att göra en djupare analys av det då insamlade datamaterialet.

Arbetets andra del har sin bas i det arbete jag utförde som specialpraktik under sommaren 1991 vid Institutionen för trädgårdsvetenskap, avdelningen för rot- och substratforskning i Alnarp. Dessa försök utfördes under kontollerade betingelser i slutna bioreaktorer i labskala och med reproducerbar materialsammansättning baserad på vegetabilier. Metoden är utvecklad av Ruzena Gajdos (1992). Alnarpsförsöken omfattar studier av temperatur och pH förlopp samt mikrobpopulationernas utveckling under komposteringens gång. Parallellt med dessa undersökningar pågick ett annat examensarbete om ogräsfröns grobarhet efter kompostering (Ekenroth 1994).

Ultunaförsöken har snarast karaktären av empiriska studier medan Alnarpsförsöken även har experimentella delar.

Alnarp i december 1994

Martin Robertsson

Abstract

Microbiology of composting - Examination of nitrous oxide and carbon dioxide production, course of degradation and populations of microorganisms

Two kinds of composts have been the subjects of this study, from equipment for back yard composting and from bioreactors designed for degradation studies.

Back yard composting equipments were compared in a test with the same content and placed i 20C and 17°C respectively. The atmosphere in the composting equipment was analyzed on its content of carbon dioxide, nitrous oxide and once for methane. Nitrous oxide was produced during composting, with an average concentration of 5 ppm and a maximum of 40 ppm. The elevated concentrations were only registrated when the composting equipment was placed in 17°C. No obvious correlations with other parameters could be obtained. The potential of N2O emission from composting of organic waste is small. CH4 concentrations were low and in some cases even lower than the surrounding atmosphere level. Microbial populations in the composts were mapped out. The differences were rather small and can be related to the temperatures prevailing during the composting process.

In the bioreactors degradation studies were conducted with different additives and degrees of isolation. Temperature and pH was monitored as well as the microbial populations. Population dynamic during the first 14 days was measured daily in one treatment. Heat generation is related to the substrate and the isolation. pH development is generally related to the substrate and not to the isolation. The composition of microbial populations in different treatments reflects the temperatures. Population dynamics accompanies a typical growth curve.

Innehållsförteckning

Referat

I detta arbete har två olika kategorier av komposter varit föremål för undersökningar. De har framställts dels i behållare avsedda för hemkompostering, och dels i bioreaktorer avsedda för nedbrytningsförsök. Vid försöken med behållare avsedda för hemkompostering var avsikten att jämföra olika typer av komposteringsutrustning. Alla behållarna fylldes med likartat material och testades i två omgångar med 2°C respektive 17°C som omgivande temperaturer. Luften i komposteringsbehållarna analyserades på sitt innehåll av koldioxid, dikväveoxid och i ett fall metangas. Resultaten visar all det bildas dikväveoxid vid kompostering. Halterna var markant högre då behållarna stod vid 17°C med en genomsnittlig dikväveoxidhalt på 5 ppm och max värde på drygt 40 ppm. Något tydligt samband med andra registrerade parametrar kunde inte påvisas. Den potentiella emissionen av dikväveoxid från kompostering av organiskt avfall är liten i jämförelse med landets totala emission. Halterna av metangas var låga och i vissa fall till och med lägre än i omgivningen. I undersökningen studerades olika grupper av mikroorganismer och populationernas storlek. Mätningarna utfördes i samband med att behållarna tömdes. Den temperaturregim som varit rådande i en komposteringsutrustning påverkar mikroorganismerna men skillnaderna mellan olika behållare är relativt små. I försöken med bioreaktorer avsedda för nedbrytningsförsök studerades hur material sammansättningen respektive behållarens isoleringsgrad påverkar utvecklingen av temperatur och pH-värde. Mikroorganismpopulationernas sammansättning i fyra stadier av komposteringsprocessen jämfördes också. Dessutom studerades populationsdynamiken dag för dag under 14 dagar i en av komposterna. Temperaturutvecklingen beror både på behållarens isoleringsgrad och materialets sammansättning. pH-värdets förändringar verkar däremot mest vara knutet till materialets sammansättning. Skillnader i organism sammansättningen vid olika behandlingar verkar framförallt vara förknippat med temperaturutvecklingen. Populationsdynamiken följer den S-formade tillväxtkurvan som är typisk för nyexponerade habitat. Detta är förklaringen till att skillnaden blir liten då man jämför den stationära fasen i olika komposteringsbehållare.

Inledning

Kompostering kan lösa många olika problem

Sveriges miljöskuld är ca 260 mdr kr och ökar årligen med 6,6 miljarder kronor (Jernelöv 1992). Skulden grundas på kostnaden för att återställa miljön. En stor post är jordbruksmarkens sjunkande humushalt, sedan år 1950 beräknas 20 Mton kol ha försvunnit från jordbruksmarken d. v. s. 7 ton kol per ha. Om humushalten skulle återställas genom tillförsel av torv skulle kostnaden bli ca 90 mdr kronor, samt miljöproblem som uppstår till följd av torvbrytningen. Ett alternativ är att bruka ner hela skörden från 3-4 års produktion, något som beräknas kosta ca 25 mdr kronor.

En viktig orsak till mullhaltsutarmningen är övergången till kreaturslös drift med växtföljder utan vallar. Sjunkande mullhalter orsakar en rad negativa effekter. Risken för markförstöring genom bland annat erosion ökar. Markens struktur och genomsläpplighet försämras vilket medför att jorden blir mer kompakt, detta kräver större dragkraftsbehov (större och tyngre maskiner) och ger en sämre miljö för rötterna bland annat på grund av syrebrist. Tillförsel av organiskt material till marken har i det närmaste undergörande egenskaper. Den förbättrar strukturen och därmed genomluftningen, den vattenhållande förmågan ökar liksom katjonbyteskapaciteten (CEC) dvs jordens förmåga att hälla kvar näringsämnen (Brady 1984), för att bara nämna några positiva egenskaper.

Lösningen på problemet med utarmningen av mullhalten får vi, om vi samtidigt löser ett annat problem. Enligt Svenska renhållningsverksföreningen (1993) består hushållsavfallet (efter utsortering av tidningar, glas, vitvaror och miljöfarligt avfall) till 45-55% av köks- och trädgårdsavfall, eftersom 22-28% utgörs av papper blir den biologiskt nedbrytbara andelen så stor som 67-83%. I stället för att låta detta hamna på sopberget kan det användas som råvara för produktion av organiska jordförbättrings/gödselmedel. På detta sätt sparar vi pengar i båda ändarna eftersom vi minskar behovet av en allt mer kostnadskrävande avfallshantering samtidigt som vi kan höja mullhalten till en lägre kostnad än om säljbar skörd skulle brukas ner.

Om allt organiskt avfall (0,36 Mton ts per år enligt Kirchmann & Witter 1991) skulle tas tillvara så motsvarar detta endast ca 0,1 Mton kol efter humifiering. Detta täcker inte ens den årliga minskningen av markens humushalt.

Användning av kompostprodukten

Riskarknippade med kompostråvarans sammansättning

Det finns farhågor för att spridning av kompost ska resultera i förhöjda tungmetallhalter i odlingsjorden. Dessa problem beror på att råvaran (avfallet) inte är tillräckligt ren från början. Maskinella sorteringsanläggningar klarar inte att avskilja tungmetaller. Det har också visat sig att man i källsorteringsförsök får mer föroreningar och onödigt höga tungmetallhalter i de fall det organiska avfallet inte behandlas lokalt. I samband med lokal separering och kompostering är problemen med tungmetaller försumbara. Däremot kan köksavfall (på grund av våra matvanor) innehålla höga kloridhalter, något som vissa växtslag är känsliga för. Nackdelarna med en komposts tungmetallinnehåll måste vägas mot det organiska materialets positiva egenskaper och dess innehåll av växtnäringsämnen, dessutom kan oorganiska gödselmedel innehålla ansenliga mängder tungmetaller.

Odlingsproblem orsakade av dålig komposteringsprocess

Användning av ofärdig kompost dvs organiskt material som omsatts otillräckligt eller felaktigt kan resultera i överskott av låttnedbrytbar energi i jorden vilket kan leda till näringsbrist för växterna och till hög syreförbrukning i rotzonen. Ett annat problem är höga halter av ämnen som hämmar groning och rotutveckling (fytotoxiska substanser) exempelvis organiska syror. Dessa bildas genom fermentation i anaeroba zoner i början av den biologiska omsättningen men bryts ner under processens gång (Iglesias-Jiménez & Perez-Garcia 1989).

Kvävets omsättning i komposten

Metabolism

Mikroorganismer lever på att bryta ner energirika föreningar sk katabolism. Samtidigt med nedbrytningen sker det också nybildning och uppbyggnad av mikrobiell biomassa sk anabolism. I samband med energiutvinningen i katabolismen bildas koldioxid vatten och värme som restprodukter. Vid anabolismen används energin för att bygga upp ny cellbiomassa med hjälp av näringsämnen som tas in i cellen. Energi från katabolismen används också för rörelse och livsuppehållande funktioner.

Näringsupptagning

För att kunna passera membranet som omsluter cellen får de organiska molekylerna inte vara för stora. Kolhydrater måste exempelvis först spjälkas upp i monosackaridenheter och proteiner brytas ner till enskilda aminosyror innan de kan transporteras in i cellerna. Oorganiska ämnen tas huvudsakligen upp som joner (Brock & Madigan 1988).

Proteinnedbrytning

Kväve används av mikroorganismerna för uppbyggnad av biomassa, framförallt som beståndsdel i deras proteiner men också i nukleinsyrornas kvävebaser. Material som ska komposteras består huvudsakligen av döda växt- och djurceller vilka innehåller organiskt bundet kväve bland annat i form av proteiner. Kompostens mikroorganismer utsöndrar proteolytiska enzymer till sin omgivning för att bryta ner makromolekyler i form av proteiner till peptider och enskilda aminosyror (gäller också hydrolytiska enzym för att bryta ned kolhydrater

Proteolys

Proteolytiska enzymer från mikroorganismer:

Mikroorganismer som befinner sig i en tillväxtfas kommer att använda aminosyrorna i anabolismen dvs för uppbyggnad av nya mikrobproteiner.

Ammonifiering

Om tillgången på energi i form av kolydrater eller fetter är begränsad kan mikroorganismerna i stället använda aminosyror som energikällor. Restprodukten från proteinnedbrytningen är ammonium eller ammoniak beroende på pH-värde.

Oxidativ deaminering:

Denna ombildning av kväve från organisk till oorganisk form sk mineralisering innebär att kvävet blir mer lättrörligt och att risken för kväveförluster ökar. Mikroorganismen kan erhålla ytterligare energi då kolskelettet (R) bryts ned.

Ammoniakbildning

Största delen av det kväve som går förlorat från komposten avdunstar till atmosfären i form av ammoniak. Förutom att det sker en förlust av värdefull växtnäring medför det också miljöproblem i form av dålig lukt och en försurande och övergödande effekt på omgivningen. Ammoniak kan dessutom vara ett hälsoproblem eftersom det orsakar skador på slemhinnor. Hög temperatur och ett högt pH-värde ökar risken för förluster.

Vid proteinnedbrytningen frigörs kvävet i form av ammonium eller ammoniak. Hur mycket som förekommer i form av ammonium eller som ammoniak bestäms dels av pH-värdet och dels av temperaturen i materialet (tab. 1). Det så kallade pka-värdet är det pH-värde då det finns lika mycket ammonium som ammoniak i till exempel en kompost.

Tabell 1. Temperaturens effekt på pka-värdet för jämvikten mellan ammonium och ammoniak.

Temperatur (°C) pka-värde
59,9
259,4
508,5
608,3

Om pH-värdet i komposten är högre än pka-värdet, förskjuts jämvikten åt höger det vill säga att det finns mer ammoniak än ammonium. Som tabell I visar sjunker pka-värdet med stigande temperatur. I en kompost med ett pH-värde på 8,5 dominerar ammoniumformen vid utomhus- och rumstemperatur men då komposttemperaturen stiger till 50 grader och däröver kommer ammoniak-formen att dominera. I en kompost som är 60 grader varm och med ett pH-värde på 7,3 förekommer en tiondel som ammoniak, men om pH-värdet är 6,3 är det endast en hundradel.

Ytterligare en faktor är ammoniaks förmåga att lösa sig i vatten som minskar med ökande temperatur (tab. 2). I en kompost som är alkalisk avgör temperaturen hur mycket ammoniak som kan hållas kvar, löst i vattenfasen, och hur mycket som lämnar kompostsystemet i gasform.

NH3 (aq) (NH3 (g)

Tabell 2. Temperaturens inverkan på mängden ammoniak som kan lösas i vatten (Alward & Findlay 1974).

Temperatur (°C)gram ammoniak per kg vatten
0897
20529
25480
40316
60168
8065

Sammanfattningsvis är det alltså mängden mineraliserat ammonium i kombination med kompostens temperatur och framförallt pH-värde som avgör hur stora ammoniakförlusterna kan bli. Vid tillsats av kalk eller andra ämnen som höjer pH-värdet riskerar man att få stora kväveförluster i form av ammoniak. Endast om man har ett pH-värde i komposten kring 7 eller därunder kan man vara på den säkra sidan. Men med tanke på att pH-värdet som regel ökar under komposteringens gång bör man avstå från att kalka.

Mikrobiell tillgänglighet hos olika substrat

Tillgängligheten hos olika substrat är mycket varierande. Socker och vattenlösliga proteiner är lätt tillgängliga och bryts därför ned snabbt. Något långsammare går det att bryta ner de ämnen som en gång byggts upp för att vara bärande strukturer exempelvis hemicellulosa och icke vattenlösliga proteiner. Nedbrytningen av cellulosa är mer långvarig. Fetter och vaxliknande ämnen som ursprungligen tillverkats för att skydda bladytor mm kan vara svårnedbrytbara men allra längst tid tar nedbrytningen av lignin. I tabell 3 visas sammansättningen hos sådana skörderester som normalt brukas ner inom jordbruket, men värdena skulle även kunna gälla trädgårdsavfall. Äldre växter har större andel lignin och andra svårnedbrytbara strukturer medan örtartade anueller snabbt kan omsättas av mikroorganismerna. Alla ämnen börjar att brytas ner samtidigt men hastigheten är olika. Detta har stor betydelse eftersom det är viktigt med en kontinuerlig energitillgång för kompostens mikroorganismer.

Tabell 3. Sammansättningen hos representativa gröna skörderester (Brady 1984).

Ämne% av torrsubstansen
Kolhydrater:60
Socker och stärkelse 1 - 5
Hemicellulosa 10 - 30
Cellulosa20 - 50
Lignin10 - -30
Proteiner1 - 15
Fetter, vaxer, tanniner 1 - 8

Kol/kväve-kvoten

En av faktorerna som påverkar ammoniakförlusterna är mängden nettomineraliserat kväve. Genom att under hela komposteringsprocessen hålla mikroorganismerna välförsedda med tillgänglig energi, undviker vi att det blir kväve över vid nedbrytningen av kväverika material. Detta har undersökts av Anna Hedlund (1993) som i sitt examensarbete visat på skillnader i kväveimmobiliserande förmåga hos olika substrat. Halm ger en snabbare immobilisering av kväve än vad cellulosa gör. Den totala mängden kväve som immobiliseras blir dock högre av cellulosa. En C/N-kvot kring 25-30 är optimal för nedbrytningen enligt Biddlestone et al. (1987), medan Anderson (1990) anger intervallet 25-35. Är kvoten högre kommer nedbrytningen att ta längre tid, men i gengäld blir kväveförlusten mindre. Om kvoten är lägre så riskeras stora förluster av kväve.

I Appendix finns en sammanställning över N-halter och kol/kväve-kvoter för olika material som är aktuella i komposteringssammanhang. Generellt kan man säga att hushållsavfall är ganska kväverikt, medan trädgårdsavfall (med undantag för gräsklipp) är relativt kolrikt. Har man således tillgång till både hushålls- och trädgårdsavfall samt blandar dessa väl, kan man få en balanserad nedbrytning. I våra tätorter är situationen ofta den att man bara har hushållsavfall att tillgå, för att få en bra komposteringsprocess, som inte luktar illa, krävs det då att man blandar in torrt och kolrikt material, strömedel, som i princip är allt med en C/N-kvot över 35. Kolets (energins) tillgänglighet måste beaktas; jämför färskt och multnat sågspån. Ju mer man blandar olika typer av avfall desto bättre komposteringsprocess får vi - kostcirkeln gäller även för mikroorganismer. Innehållsdeklarationen i matvarorna kan ge en uppfattning om C/N-kvoten i matavfall. Om proteinhalten är hög, är kvävehalten också hög.

Bildning av nitrat - nitrifikation

Vissa mikroorganismer använder oxidation av ammonium som energikälla. Oxidationen (nitrifikationen) sker i två steg med nitrit som mellanprodukt och nitrat som slutprodukt. Dessa litotrofa mikroorganismer som använder oorganiska ämnen som energikälla bygger alltså upp sin biomassa med hjälp av koldioxid från luften. Nitrifikationen är en helt aerob process och de nitrifierande mikroorganismerna är obligat aeroba dvs kräver syre för att kunna leva. Nitrifierarnas pH optimum är mellan 6,6 och 8,0. De kan växa i svagt sur miljö men vid pH-värde lägre än 4,5 är nitrifikationen försumbar (Paul & Clark 1989). De bakterier som omvandlar nitrit till nitrat i steg 2 (olika Nitrobacter-arter) är som regel effektivare än de som omvandlar ammonium till nitrit i steg 1 (huvudsakligen Nitrosomonas). Detta medför att halterna av nitrit blir mycket låga (Mengel & Kirkby 1987).

Nitrifierande mikroorganismer är mycket långsamma i sin omsättning. Dessutom är de känsliga för höga temperaturer och konkurrens från andra grupper av mikroorganismer. Nitrifierarna föredrar låga temperaturer. Den optimala temperaturen för nitrifikation är 30-35°C. Under 5°C och över 40°C är processen långsam (Paul & Clark 1989). Vid temperaturer över 50°C upphör den helt (Mengel & Kirkby 1987).

Bildning av dikväveoxid vid nitrifikation

I många undersökningar har man antagit att all dikväveoxid som bildats är ett resultat enbart av denitrifikation. Även om syretillgången inte varit begränsad menar man att denitrifikationen ändå kunnat pågå i den anaeroba miljö som alltid finns inuti de minsta och vattenfyllda porerna. Detta behöver inte vara hela sanningen. Dikväveoxid kan även bildas av nitrifierande bakterier (Blackmer et al. 1980) då de använder nitrit som slutlig elektronacceptor i samband med bristande tillgång på syrgas. Vid jämförelser mellan olika N-gödselmedels betydelse för emissioner av dikväveoxid från mark (Breitenbeck et al. 1980) har man funnit att dikväveoxidhalterna blir avsevärt mycket högre om kväve tillförs i form av ammoniumsulfat eller urea jämfört med kalciumnitrat. Goodroad & Keeney (1985) menar att dikväveoxid som bildas nära markytan härrör från nitrifikation medan avsevärda nitratmängder kan denitrifieras djupare i marken, i samband med höga vattenhalter.

Denitrifikation

I de fall det råder syrebrist i komposten kan många av kompostens vanliga nedbrytande bakterier använda nitrat och nitrit i stället för syre vid cellandningen. Processen gynnas av hög nitrathalt och rikligt med lättillgänglig energi. Vid denitrifikationen bildas dikväveoxid (lustgas) som en mellanprodukt om förhållandena inte är helt syrefria. I en totalt syrefri miljö bildas det i stället vanlig kvävgas. Dikväveoxid behöver inte komma från nitrat utan kan även bildas av nitrit från nitrifikationen.

Casella & Rutili (1990) har undersökt populationsdynamiken hos denitrifierare vid kompostering av tätortsavfall i fast form (fig. 1). Två olika MPN (most probable number) metoder jämfördes. D.A. test är en kolorimetrisk metod som bygger på antagandet att nitrat som försvinner från substratet har denitrifierats. Difenylamin (DA) används som reagens och blåfärgas av nitrat. I den andra metoden använder man sig av gaskromatograf (GC) för an mäta dikväveoxid. Tillsats av acetylen inhiberar det sista steget i denitrifikationen. Allt kväve som denitrifieras anrikas alltså som dikväveoxid. Största antalet denitrifierare hade man i starten, 107 - 108 /g ts. I samband med den termofila fasen sjönk antalet till 103 - 104 /g ts. Flertalet denitrifierande mikroorganismer är inte termofiler, de som identifierats vid termofila temperaturer tillhör släktena Pseudomonas och Bacillus. I samband med att komposteringen övergick i avsvalningsfasen började den denitrifierande populationen långsamt återhämta sig för att åter uppgå till 107 - 108 /g ts. Den långsamma takten beror på att den lättillgängliga energin tagit slut.

Figur 1. Antal denitrifierande bakterier under en komposteringsprocess (efter Casella & Rutili 1990).

Denitrifikationen innebär att kväve som annars skulle ha kommit växterna till godo via den färdiga komposten går förlorat. Bildning av dikväveoxid är dessutom inte önskvärd ur miljösynpunkt eftersom den bidrar till den s. k. växthuseffekten. Dikväveoxidmolekylen är långlivad vilket gör att den kan tränga upp till stratosfären och där likt s. k. CFC (klorerade och flourerade kolväten t. ex. freon eller halon) bryta ned ozonlagret. Dess verkningar är dock betydligt mindre än CFC-föreningarnas. Halterna av dikväveoxid ökar med 0,3% per år i atmosfären, framförallt beroende på människans aktiviteter exempelvis förbränning i kraftverk och utsläpp från fordon (Grennfelt et al. 1989).

Dikväveoxidemissioner i Sverige

Lika mycket dikväveoxid kommer från naturliga källor som till följd av mänskliga aktiviteter (tab. 4). Åtgärder som genomförs för att minska emissioner av andra ämnen, till exempel bilarnas katalysatorer eller reningsverkens N-reduktion, medför ökade emissioner av dikväveoxid.

Tabell 4. Uppskattade årliga utsläpp av dikväveoxid (Gg N2O-N) från naturliga och antropogena källor i Sverige (Robertson 1991).

Källa
Årlig emission (Gg N2O-N)
Naturliga källor
Skogs- och övrig mark
13,9
Jordbruksmark
3,7
Våtmarker
2,8
Limniska system
2,0
Marina vatten
3,4
Avdrag för emissioner orsakade av
atmosfärisk N-deposition
-5,3
Summa emissioner från naturliga källor
20,5
Antropogena källor
Dikväveoxidproduktion orsakad av
atmosfärisk N-deposition
5,3
Stationär förbränning
3,1
Sjukvård
0,2
Trafik:
Lastbilar
2,7
Diesel bilar
0,03
Bilar utan katalysator
0,1
Bilar med katalysator
0,7
(Alla bilar utrustade med katalysator medför en ökning med 1,3)
Växtnäringsrelaterade emissioner:
Handelsgödsel:
Produktion
1,5
Användning i jordbruket
2,3
Skogsgödsling
0,1
Stallgödsel
2,8
Slam
0,07
Eutrofiering
1,6
(av limniska system och marina vatten)
Avloppsrening
0
0,5 efter införandet av biologisk N-reduktion 1995
Summa antropogena emissioner
20,5

Potentiell dikväveoxidbildn ing vid kom postering av hushållsavfall

Emissioner av dikväveoxid är naturligtvis inte önskvärda oavsett ursprung. Följande räkneexempel visar hur mycket dikväveoxid som teoretiskt kan bildas i en kompost. Begränsande för mängden bildad dikväveoxid i en kompost är tillgången på nitrat och nitrit. I en kompost baserad på hushållsavfall är det rimligt att anta att torrsubstanshalten (ts) är 30% före tillsats av strömedel. I 100 kilo komposterbart hushållsavfall (30 kg ts med en totalkvävehalt på 1% av ts) finns det 300 g rent kväve. För varje mol dikväveoxid som bildas åtgår det två mol kväve, det kan alltså bildas maximalt 10,7 mol dikväveoxid. Eftersom en mol dikväveoxid väger 44 gram kan det maximalt bildas 471 gram dikväveoxid från 100 kg komposterbart avfall. Denna mängd baseras alltså på en teoretisk beräkning där allt det kväve som finns i avfallet omvandlas till dikväveoxid.

Kväve kan också lämna komposten genom utlakning av nitrat eller avdunstning av ammoniak. Kvarstår gör alltså endast en mindre mängd kväve som är tillgänglig för denitrifikation, som dessutom endast under vissa omständigheter leder till bildning av dikväveoxid. De 471 g dikväveoxid som teoretiskt kan bildas vid kompostering av 100 kg avfall, bör alltså ses mot bakgrund av dikväveoxidbildningens verkningsgrad. Anta att 3% av kvävet i kompostråvaran blir dikväveoxid, vilket motsvarar 20,25 g N2O-N eller 31,8 g dikväveoxid per 100 kg komposterbart hushållsavfall.

Kirchmann & Witter (1991) anger att den organiska fraktionen av hushållsavfallet är 36-54 kg ts per person och år, totalkvävehalten antas vara 1%. Kvävemängden blir då 0,45 kg/person och år, vilket ger totalt 3,6 kton per år i Sverige. Om 3% av kvävet blir dikväveoxid medför detta en emission av 0,11 Gg N2O-N per år. Robertson (1991) antar att 3% av kvävet som tillförs en åker i form av stallgödsel, går förlorat i form av dikväveoxid (tab. 4b). Resterande kvävemängd är bundet till mikroorganismernas biomassa eller humus och andra organiska föreningar.

Kirchmann (1985) fann inget samband mellan energiinnehållet (dvs C/N-kvoten) och kväveförluster genom denitrifikation. Vattenmättnadsgraden i kompostmaterialet är däremot en av de viktigaste faktorerna som skapar betingelser vilka är gynnsamma för denitrifikation. Vid nedbrytning av havrehalm och lusern förekom denitrifikation om vatteninnehållet översteg två tredjedelar av den vattenhållande förmågan (Jansson & Clark 1952). Vid vattenhalt mellan 40 och 60% kunde någon denitrifikation inte observeras. I Kirchmanns (1985) laboratorieundersökningar av denitrifikationsförluster hade materialet en vattenhalt på 50%. I hönsgödsel med olika inblandningar av havrehalm förlorades mellan 0-3,7% av kvävet och vid nedbrytning av grönmassa var denitifikationsförlusterna mellan 6,1 och 12,5%.

För att undersöka om denitrifikationen är ojämnt fördelad tillsatte Kirchmann (1985) 15N-märkt nitrat till olika lager i rör fyllda med stallgödsel. Av den tillsatta nitratmängden hade 90-95% denitrifierats efter 5 månader. Under inkuberingen vattenmättades stallgödseln fullständigt vid fyra tillfällen. Denitrifikationen skiljde sig mycket lite åt i de olika lagren. I ett annat försök tillsattes 15N-märkt nitrat till en 2 månader gammal stallgödselkompost i fält. Efter 2 månader kunde endast 2,8% av den tillsatta nitratmängden återfinnas.

Sammanfattningsvis är det alltså två faktorer som är avgörande för denitrifikationen. Vattenmättnadsgraden (egentligen syretillgången) och tillgången på nitrat.

Gasinnehåll i komposteringsbehållarna

Inledning

Under våren 1991 jämfördes olika komposteringsbehållare (fig. 2) avseende egenskaper för hemkompostering. Målet för provningen av komposteringsbehållarna var att utröna funktionen av sådana komposteringsbehållare som förekommer på den svenska marknaden till vägledning för presumtiva köpare. En undersökning av hanterbarheten hos olika behållare genomfördes parallellt på Institutionen för konsumentteknik vid Chalmers tekniska högskola. Målet med mitt examensarbete skiljer sig från provningarna i stort genom att det viktigaste inte är att bedöma själva behållarna utan att studera mikrobiella processer i dem.

Det finns olika sätt att studera den mikrobiella aktiviteten i en kompost. Ett sätt är att studera själva mikroorganismerna genom att låta dem bilda kolonier på ett artificiellt odlingsmedium. Man kan därigenom räkna hur många kolonibildande enheter (CFU efter Colony Forming Units) som finns i provet från komposteringsbehållaren. Ett annat sätt är att indirekt studera mikroorganismerna genom att mäta sådana ämnen som de bildar i komposten när de bryter ner materialet. I denna undersökning har jag studerat bildningen av tre olika gaser, nämligen koldioxid, dikväveoxid samt i några fall metan. I samband med att behållarna tömdes gjordes undersökningar av den mikrobiella sammansättningen i det komposterade materialet.

Mullmaja har idag en annorlunda konstruktion än då försöken genomfördes. VAM bytte i slutskedet av undersökningen namn till Rosenlew, det är därför båda namnen förekommer i denna skrift. I dag säljs behållaren något modifierad under namnet Gröna Johanna eller Gröna J. Soilsaver och Rosenlew kan idag komplettera med utvändig isolering men undersökningen genomfördes i oisolerat skick. Försäljningen av Hotter håller på att upphöra.

Figur 2. Gasprovtagningspunkter i komposteringsbehållarna. Referensbehållaren Compositum (teckning av Ylva Hanson, SLU) och övriga behållare (teckningar av Han Veltman, Hemträdgården) som försöken utfördes i.

Material och metoder

Råmaterial och uppläggning

Kompostblandningen bestod av 8,5% (ts) matavfall från köket på Uppsala akademiska sjukhus, 33% mellanlera och 58,5% torra höstlöv från Ultuna. C/N-kvoten skulle vara 30 och vattenhalten 55% i den färdiga blandningen. Komposteringsbehållarna placerades i två olika lokaler, ett växthus där medeltemperaturen var 17°C (15-23°C) och ett kylrum inställt på 2°C (0- 9°C). Komposteringsförsöken genomfördes i två omgångar med hälften av behållarna i respektive lokal. Upprepning finns alltså endast med referensbehållaren Compositum, övriga behållare har stått en gång i varje lokal. Komposteringsbehållarna fylldes med material i tre respektive fyra omgångar, med en veckas mellanrum.

Provtagning

Gasproverna togs från centrum av behållarna i varje påfyllt lager samt i luften ovanför materialet (fig. 2). Proven sögs ut genom ett rostfritt rör (3,20x2,40 mm SIS 2333) som hade en perforerad scintillationsburk (speciell plastburk) i öppningen, för att förhindra kompostmaterialet att sätta igen röret. I rörets andra ände utanför komposteringsbehållaren, satt en membranförsedd nippel (Swagelok SS-400-6-2) genom vilken gasproverna sögs ut med en 5 ml kanylförsedd spruta. Från varje nippel sögs alltid minst 3x5 ml ut innan proven togs. Vid varje mättillfälle togs som regel dubbelprov. Gasprovet injicerades i ett 26 ml gastätt provrör med butylgummipropp. Rören hade dessförinnan evakuerats och sköljts med argongas. Provrören hade ett övertryck av argon tills det tryckutjämnades strax innan provtagningen.

Analys av metan

Metan analyserades i några av provrören från första omgångens 20:e dag, vilka hade höga halter av koldioxid och dikväveoxid. Metananalyserna utfördes med gaskromatograf (Packard modell 428 med flamjoniserande detektor och kväve som bärgas, 30 ml/min). En Porapak T kolonn (2 m x 2 mm) arbetade vid 80°C. Injektor- och detektortemperaturerna var 150°C.

Analys av ammoniak

Ett nytt sätt att undersöka ammoniakbildning i komposteringsbehållarna provades i omgång 2. Metoden bygger på att en bägare (250 ml) med svavelsyra (100 ml) placeras ovanpå kompostmassan i varje behållare. Efter en vecka titreras innehållet i bägaren mot ekvivalent natriumhydroxid med metylrött som indikator. Principen är att ammoniak, som löser sig i svavelsyra, övergår till ammonium och därmed upptar en vätejon. Första två veckorna användes 0,5 M svavelsyra och följande vecka 0,05 M. Ett skydd för bägaren mot kondens ordnades genom att två trästavar placerades mellan bägaren och en glaspetriskål så att en spalt på ca 0,5 cm uppstod.

Analys av koldioxid och dikväveoxid

Gasproverna analyserades med en gaskromatograf av fabrikatet Chrompack modell CP 9000 försedd med mikrokapilärkolonn och TC-detektor (analys av koldioxid) och EC-detektor (analys av dikväveoxid).

Resultat och diskussion

Metan

Farhågor om att kompostering medför stora emissioner av metangas har ibland framförts. För att metangas ska kunna bildas krävs det en miljö som är helt fri från syrgas, vilket inte bör vara fallet i en kompost men det kan ändå vara ett faktum i de anaeroba fickor som förekommer i alla miljöer. Eftersom både metan och dikväveoxid bildas i samband med syrebrist mättes metanhalten vid ett tillfälle då dikväveoxidhalterna var höga. I figur 3 presenteras metanhalterna i relation till utomhusluftens halt. Atmosfärshalten är 1,2-1,5 ppm enligt Grenafelt et al. (1989).

Mindre känt är att metangas även kan konsumeras av mikroorganismerna i en kompost. Detta kan emellertid endast ske i närvaro av syrgas, Vilket är en trolig förklaring till varför metanhalterna generellt sett är lägre i de översta skikten i behållarna (Svensson 1991). Endast en av behållarna hade en metanhalt som översteg "bakgrundshalten" i atmosfären. Metangas som bildas i en komposts anaeroba fickor kan alltså användas som energikälla av metanoxiderande bakterier i närvaro av syrgas. Resultaten från dessa mätningar pekar på att komposter inte alls behöver vara metanproducenter av stora mått utan snarare tvärtom.

Figur 3. Metangas i procent av utomhusluftens innehåll. De undersökta behållarna stod vid 17°C i första omgången. Proverna togs 20 dagar efter det an komposteringen startat.

Ammoniak

Den presenterade metoden gav inga användbara resultat. Antingen kan det bero på att bildad ammoniak inte löser sig i svavelsyran på grund av att den inte exponerats för syran i tillräcklig grad eller att svavelsyrans koncentration har varit så låg att den absorberande effekten inte är tillräcklig. Koncentrationen kan också ha varit så hög att mängden löst ammoniak inte syns vid titreringen eftersom den kanske motsvarar en droppe 1 M NaOH. Därför användes allt lägre koncentration varje vecka. Att ingen ammoniak observerats kan även bero på att det inte bildats mätbara mängder. Detta är inte otänkbart eftersom materialets ingående C/N-kvot (25-31) inte bör ge upphov till någon större ammoniakbildning. Dessutom bör den höga inblandningen av lerjord (33% av ts) beaktas. Denna motiveras bl a med att ammoniak kan adsorberas till lermineralen.

Halter av koldioxid och dikväveoxid i omgivningen

Samband mellan koldioxid- och dikväveoxidhalter i de lokaler som komposteringsförsöken utfördes visas i Appendix figur 1. Koldioxidhalten var i genomsnitt 0,21% (tab. Sa). I atmosfären är den genomsnittliga koldioxidhalten 0,035%. Den genomsnittliga halten av dikväveoxid i luften var 0,68 ppm (tab. 5b), vilket kan jämföras med atmosfärens 0,25-0,6 ppm som Grennfelt et al. (1989) anger.

Tabell 5a. Sammanställning över dikväveoxidhalter i ppm

Behållare vid 17°C Behållare vid 2°C Växthusluft Kylrumsluft
Medelvärde5,0 0,930,67 0,68
Varians74 0,13 0,046 0,012
Minimum- 0,47 0,36 0,50
Maximum41 2,3 1,0 0,81

Tabell 5b. Sammanställning över koldioxidhalter i %.

Behållare vid 17°C Behållare vid 2°C Växthusluft Kylrumsluft
Medelvärde2,0 1,50,17 0.25
Varians5,8 3,1 0,0041 0,015
Minimum- 0,15 0,11 0,14
Maximum21 8,2 0,29 0,50

Skillnader avseende behållarnas placering

Då behållarna stod vid 2°C var dikväveoxidhalterna i genomsnitt 0,93 ppm (tab. 5a och Appendix fig. 2) vilket är mycket lägre än då behållarna stod vid 17°C då den genomsnittliga halten var 5,0 ppm (tab. 5a). Koldioxidhalterna var däremot i samma storleksordning oavsett om behållarna stod i växthuset eller kylrummet (tab. 5b).

Samband mellan halter av koldioxid och dikväveoxid

I figur 4a och b visas förhållandet mellan koldioxidhalt och dikväveoxidhalt då behållarna stod vid 17°C. De högsta halterna av dikväveoxid fanns i 18 prover från en och samma behållare (Soilsaver). Dessa hade en dikväveoxidhalt mellan 16 och 42 ppm, här var koldioxidhalterna samtidigt lägre än 2%. Den andra behållaren (Rosenlew) med höga dikväveoxidhalter uppvisar ett annorlunda mönster. I 6 prover var dikväveoxidhalterna mellan 14 och 25 ppm medan koldioxidhalterna var mellan 4 och 21%.

Figur 4a. Samband mellan halterna av koldioxid och dikväveoxid i alla behållare som placerats vid 17°C.

Figur 4b. Samband mellan koldioxid- och dikväveoxidhalter i alla behållare som placerats vid 17°C. Observera att skalan ändrats så att figuren endast visar halter lägre än 10% respektive ppm.

Faktorer som kan vara begränsande för dikväveoxidbildning

Denitrifierande mikroorganismer bör inte vara någon begränsande faktor i komposter baserade på varierat avfall.

Denitrifikationen gynnas av lättillgänglig energi i form av socker och organiska syror. Energiinnehållet är sannolikt inte någon begränsande faktor eftersom kompostens sjålvuppvärmning endast kan komma till stånd om det finns mikrobiellt tillgänglig energi. Hur stor omsättningen i en kompost har varit kan uttryckas i form av torrsubstansförlust dvs hur mycket av kompostens massa som försvunnit i form av koldioxid (fig. 5). Minskningen av mängden torrsubstans hänger samman med temperaturförhållandena i komposterna (fig. 6). Störst samband verkar maximitemperaturen ha medan medeltemperaturens inverkan är mindre. Minimitemperaturen har som väntat inte alls något samband med ts-förlusten. Ett annat mått på hur stor den biologiska aktiviteten varit är C/N-kvotens minskning (fig. 5). Denna beror dels på att kolet försvinner (ts-förlusten, fig. 5) dels på hur stora kväveförlusterna varit.

Figur 5. Kompostmaterialet före och efter kompostering. C/N-kvotens minskning samt den procentuella minskningen av mängden torrsubstans.

Figur 6. Samband mellan temperatur och torrsubstansminskning.

Nitrat- eller nitritförekomst i kompostmaterialet är naturligtvis nyckelfaktorer. Nitrat analyserades endast i samband med att komposteringen avbröts (fig. 7). Spurway analysen (extraktion med 0,01 M ättiksyra) bör motsvara det nitrat som är mikrobiellt tillgängligt för denitrifikation. Vid extraktion med 2 M KCl lösgörs nitrat som är hårdare bundet till positiva ytor (dock inte nitrat som är organiskt bundet). De uppmana nitrathalterna är mycket låga.

Figur 7. Nitrathalter i komposteringsbehållarna vid tömning (endast ett prov per behållare). Spurwayanalysen redovisas som mg nitratkväve/l kompost. Total-nitrat (oorganiskt) har extraherats med 2 M KCl och redovisas som mg nitratkväve/kg ts.

Nitratkoncentrationen kan påverka mängden kvävgas som bildas i förhållande till mängden dikväveoxid vid denitrifikationen. Vid höga nivåer av nitrat dominerar kvävgasen medan det vid låga nitratnivåer ofta är dikväveoxid som dominerar (Blackmer & Bremner 1978, Paul & Clark 1989).

Syrgashalten är en annan nyckelfaktor i komposteringsprocessen. Det gjordes inte några analyser av syrgashalterna i behållarna. Vattenhalterna (tab. 9, sid. 53) ger en fingervisning om vattenmättnadsgraden och därmed möjligheten till syretillförsel via de luftfyllda porerna. Linn & Doran (1984) menar att 60% vattenfylld porvolym ger den högsta aeroba mikrobiella aktiviteten. En vattenfylld porvolym som överstiger 80% leder till denitrifikation. Syrets betydelse för dikväveoxidbildningen är inte entydig. Syrebrist leder till ökad denitrifikation. Men i likhet med nitrat och nitrit kan även syrgas i små mängder medföra att andelen dikväveoxid i förhållande till kvävgas ökar (Firestone et al. 1979).

Man skulle kunna tänka sig att höga koldioxidhalter tyder på stor syreförbrukning och därmed gynnsamma betingelser för denitrifikation. Men koldioxidhalterna verkar inte vara korrelerade till dikväveoxidhalterna (fig. 4) vilket kan bero på att mätningarna inte inkluderar den denitrifikation som har kvävgas som slutprodukt.

De denitrifierande organismernas övriga krav på livsmiljö måste naturligtvis också tillgodoses. Flertalet denitrifierare föredrar neutral miljö (pH 6-8). Minimitemperaturen för denitrifikation är ca 5°C och maximitemperaturen ca 75°C (Paul & Clark 1989).

Utmärkande för behållarna med olika dikväveoxidhalter

Observera att denna undersökning endast omfattar mätningar av halterna av dikväveoxid och koldioxid. Eftersom flödena i behållarna är okända går det inte att uttala sig om vilken mängd av gaserna som producerats eller lämnat behållarna. Följaktligen behöver behållarna med höga halter inte orsaka de största emissionerna av dikväveoxid. En hög halt kan ha sin orsak i hög produktion, men även låg omsättning av luften i behållaren. På motsvarande sätt kan låga halter antingen bero på låg dikväveoxidproduktion eller hög produktion och stor omsättning av luften.

Komposteringsbehållarna kan delas in i tre kategorier med avseende på dikväveoxidhalt. Höga halter (över 10 ppm) uppmättes i två av behållarna. I nästa kategori är halterna mellan 5 och 10 ppm vilket uppmättes i tre behållare. Låga halter, dvs under 5 ppm, uppmättes i samtliga behållare som stod i kylrurnmet samt i tre av behållarna i växthuset. På grund av ett missöde där provrörens märkning försvann börjar mätningarna inte förrän dag 15 i omgång

Soilsaver hade de allra högsta dikväveoxidhalterna (fig. 8). Högsta koldioxidhalterna uppmättes under den termofila fasen medan dikväveoxidhalten sköt i höjden först sedan temperaturen sjunkit till den i omgivningen. 1 Rosenlew uppmättes de högsta dikväveoxidhalterna i samband med den tredje och sista temperaturtoppen på 40-50°C. Den biologiska aktiviteten var stor i Soilsaver som hade den största torrsubstansförlusten av alla behållarna. Varken max- medel- eller minimitemperaturerna i Soilsaver och Rosenlew skiljer sig från de andra behållarnas. Vattenhalten i behållarna mitt var inte heller olik de andra behållarnas, däremot var vattenhalterna i kanterna höga i både Soilsaver och Rosenlew (tab. 9, sid. 53). Konstruktionsmässigt är de båda behållarna lika varandra genom att väggen består av ogenomtränglig och obetydligt isolerande plast. Dessutom finns det ingen luftspalt mellan kompostmassan och väggen. Utmärkande för Soilsaver är även den höga totalnitrathalten, troligen orsakad av omfattande nitrifikation. I båda behållarna var dikväveoxidhalterna genomgående högre i de undre lagren.

Figur 8. Koldioxid- och dikväveoxidhalter uppmätta i atmosfären i Soilsaver och VAM (Rosenlew) då de placerats vid 17°C.

Normstahl, Mullmaja och Hotter hade dikväveoxidhalter mellan 5 och 10 ppm då de stod i växthuset (Appendix fig. 3). Koldioxidhalterna följer samma mönster i alla tre behållarna, halterna av var högst i samband med att nytt material lagts i behållaren och temperaturen höjs. Det färskaste skiktet (överst) hade de högsta koldioxidhalterna. Dikväveoxidhalten i Normstahl steg (i likhet med Soilsaver) först sedan temperaturen sjunkit till omgivningens. Halterna var högre i de äldre skikten (underst). I Hotter uppmättes de högsta dikväveoxidhalterna i samband med den sista termofila fasen, 65°C uppmättes i centrum av det översta skiktet. Mullmaja påminner om Hotter men med undantaget att dikväveoxidhalten fortsatte att öka i det översta skiktet. I Mullmaja. och Hotter var dikväveoxidhalterna lägst i de understa lagren.

Bland de behållare som placerats i 17°C hade Rolate och referensbehållarna Compositum de lägsta dikväveoxidhalterna (Appendix fig. 4). Rolate utmärker sig genom att ha de högsta temperaturerna (både medel och max) och då behållaren tömdes var det fortfarande över 30 grader varmt i centrum av behållaren (tab. 9, sid. 53). I likhet med de behållare som hade de högsta dikväveoxidhalterna var vattenhalten i massan närmast kanten hög i Rolate. Compositum hade mycket låg vattenhalt i kanten. Då behållarna stod placerade i 2°C var dikväveoxidhalterna mycket låga (Appendix fig. 5).

Temperaturens betydelse

Medeltemperaturerna i behållarna var 12-20° högre i växthuset vid 17°C än då samma behållare stod i kylrummet vid 2°C (tab. 9, sid. 53), i genomsnitt var medeltemperaturen 15°C högre. Denna skillnad kan vara en del av förklaringen till varför dikväveoxidhalterna generellt var högre då behållarna stod i växthuset. I likhet med andra gaser minskar nämligen dikväveoxidens löslighet i vatten med ökande temperatur (fig. 9). Mer dikväveoxid kommer då att återfinnas i gasform utan att den totala mängden i behållaren behöver vara högre.

Figur 9. Löslighet för dikväveoxid i vatten vid olika temperaturer. Efter data från Weiss & Price (1980).

Det kan lösas 64% mer dikväveoxid i vatten vid 12°C än vid 28°C (Weiss & Price 1980), vilket motsvarar medeltemperaturerna i behållarna placerade i kylrummet respektive växthuset. Gasens löslighet i vatten är inte ensam tillräcklig som förklaring till varför det fanns mer än fem gånger mer dikväveoxid då behållarna stod i växthuset. Det är dessutom värt att notera att båda behållarna med de högsta dikväveoxidhalterna (Soilsaver och VAM/Rosenlew) inte skiljer sig alls från övriga behållare i växthuset beträffande max- eller medeltemperaturer.

Dikväveoxidemission

Den genomsnittliga dikväveoxidhalten i komposteringsbehållarna som placerats vid 17°C var 5 ppm (1 ppm N2O = 2 mg/m3). För att beräkna vilka emissioner detta leder till måste luftflödet i komposteringsutmstningen vara känt. Det finns ingen metod för att mäta detta, därför antas att flödet är 6 liter luft/kg ts och timme de första 10 dagarna och 3 liter/timme under de följande 20 dagarna. Detta ger en sammanlagd luftvolym på 2880 liter luft per kg ts som komposteras. Om denna luft i genomsnitt innehåller 10 mg N2O per m3 (5 ppm) blir det 2,88 mg dikväveoxid per kg ts vilket motsvarar 1,4 mg N2O-N.

I Sverige produceras ca 360000 ton organiskt avfall årligen (Kirchmann & Witter 1991). Om allt detta komposteras och den genomsnittliga dikväveoxidhalten är 5 ppm blir det 0,5 ton N2O-N per år. Om 1 kg (ts) organiskt avfall innehåller 10 g (1%) kväve blir det 3600 ton N per år. Om 0,5 ton av detta kväve försvinner som dikväveoxid blir förlusten 0,02%.

Slutsatser - gasinnehåll

Oväntat höga halter av dikväveoxid har observerats i flera av behållarna. Halterna var däremot genomgående låga i behållarna som var placerade i kylrum (2°C). Dikväveoxid bildas i miljöer med bristande syretillgång. Kompostering är per definition är en aerob process, det är ju tack vare syrgasens närvaro som tillräckligt mycket energi kan frigöras i form av värme så att vi far den typiskt självvärmande process som kompostering är. Förklaringen är att det sannolikt finns anaeroba fickor inuti komposten, något som inte kan undvikas ens i den mest genomluftade av komposteringsprocesser (Lopez-Real 1990).

För att kunna ge en mer uttömmande förklaring till vad som orsakat de stora skillnaderna mellan behållarna borde prover för kemiska analyser ha tagits fortlöpande under komposteringens gång. Även om ambitionen varit att alla behållarna skulle behandlats lika i undersökningen kan det inte uteslutas att vissa faktorer varierat dem emellan. De kemiska analyser som gjordes vid start och avslutning visar tämligen stora skillnader i näringsinnehåll mellan de båda omgångarna (Brink et al. 1992). Som exempel kan nämnas att den ingående C/N-kvoten i omgång i var 25 i växthuset och 28 i kylrummet. I omgång 2 var C/N-kvoten 31 vilket har sin förklaring i att det matavfall som ingick i kompostblandningen är uppsamlat vid olika tillfällen. Packningsgraden bör ha stor betydelse för syretillgången i behållarna. Denna är inte så lätt att mäta men bör tas i beaktande vid fortsatta undersökningar av motsvarande slag. Om syrgashalten analyserats i behållarna hade den förmodligen varit en faktor som skulle kunnat korreleras med dikväveoxidhalten.

Dikväveoxidhalterna i komposteringsbehållarna ligger i nivå med halter uppmätta i marken. Burton & Beauchamp (1994) uppmätte genomsnittliga dikväveoxidhalter lägre än 10 ppm i marken, men det förekom observationer på 100 ppm. De refererar även till andra undersökningar där koncentrationer kring 2500 ppm observerats på större djup i markprofiler. Dowdell & Smith (1974) uppmätte i genomsnitt 20-50 ppm under vintern i två lerjordar. I maj var medelvärdet 50-170 ppm, vissa prover innehöll 1500-6500 ppm dikväveoxid.

Det är inte tillfredsställande att kompostering ger upphov till emissioner av dikväveoxid. Men de uppmätta halterna är inte alarmerande höga. Då den genomsnittliga dikväveoxidhalten (5 ppm) via antagna luftflödesmängder omräknats till sammanlagd mängd, skulle kompostering av allt organiskt hushållsavfall i Sverige bidra med 0,5 ton dikväveoxid, vilket motsvarar 0,1 promille av Sveriges totala dikväveoxid emissioner under ett år. Om man antar att 3% av kvävet i den organiska delen av hushållsavfallet omvandlas till dikväveoxid motsvarar det 2,7 promille av landets emissioner. Detta kan jämföras med att enbart tillverkningen av handelsgödsel bidrar med 3,7% av Sveriges totala dikväveoxid emissioner.

Ett flertal faktorer talar för att kompostering är ett bra sätt att återvinna växtnäring och recirkulera organiskt material till odlad mark. Det är inte självklart att andra behandlingsalternativ såsom förbränning eller deponering leder till lägre emissioner av dikväveoxid. Den som komposterar bör vidta vissa åtgärder för att minimera utsläppen av dikväveoxid, i första hand genom att se till att bakterierna i komposten får tillräckligt med syre. I komposter utan omrörning bör minst en tredjedel av massan vara luftfyllda porer.

Komposteringens mikrobiologi

Mikroorganismer

Ett gram kompost kan innehålla flera miljarder mikroorganismer. Eftersom konkurrensen om näring är stor i komposten är inte alla mikroorganismer aktiva samtidigt utan endast i de skeden av komposteringen som passar deras möjligheter att göra sig gällande.

Bakterier

Största delen av populationen i en kompost utgörs av bakterier. Storlek och form varierar mellan i och 8 mikrometer. De växer snabbast av kompostens mikroorganismer men kan endast leva i den vattenfilm som omger partiklarna. Av kompostens mikroorganismer behöver därför bakterierna mest fukt. De flesta lever framförallt av lättillgängliga organiska föreningar, exempelvis socker, proteiner och organiska syror. En stor andel av kompostens bakterier (105- 107 per g) har förmåga att bilda vilsporer (endosporer), en egenskap som ger förmåga att överleva upphettning eller uttorkning, dock utan att vara aktiv under tiden.

Aktinomyceter

Denna organismgrupp är egentligen bakterier men på grund av att de växer i form av mycel och på så vis liknar svampar kallas de ibland också för strålsvampar. Mycelets diameter är 2-5 mikrometer. Många har säkert sett aktinomyceter i komposten utan att veta om det. Ofta framstår de som en gråvit beläggning på materialet, som om man hade strött över ett tunt lager av aska. Den typiska jordlukten är en annan egenskap som är karaktäristisk för aktinomyceter orsakas av geosmin. Typiska habitat (livsmiljöer) för aktinomyceter är förutom kompost även jord och gödsel. Aktinomyceter kan växa i torrare material än andra bakterier, men tillväxthastigheten är då lägre. Spridningen sker genom att mycelet växer och breder ut sig samt med hjälp av sporer som sprids via luften.

Svampar

Svampar är den grupp av mikroorganism er som är svårast att räkna. Eftersom de växer i form av mycel är det inte möjligt att urskilja individer (gäller också aktinomyceter). En hyf (myceltråd) har en diameter på cirka 3-50 mikrometer men kan bli flera meter lång och växa både på ytor och fritt i luften. Svamparna är kompostens mest torktåliga organismer. Då mycelet växer, flyttas cellinnehållet framåt i hyferna, kvar lämnas endast ett tomt rör. Detta gör att svamparna kan förflytta sig ekonomiskt genom att växa till exempel från ytterkanten in till mitten av komposten. Svampar kan inte vara aktiva vid temperaturer högre än ca 55-60°C men kan överleva i sporform. Tre helt olika kategorier av svampar förekommer i komposten. På ytan av en kompost kan man ibland se vanliga mögelsvampar. Dessa gynnas då det finns rikligt med lättillgänglig energi, därför kallas de ibland för sockersvampar. Jästsvampar kan också trivas i komposten men deras roll i nedbrytningen är oklar. Den sista gruppen av svampar är den som man oftast tänker på när man hör ordet svamp nämligen storsvampar (basidiemyceter). Typiskt för dem är att de specialiserat sig på svårnedbrytbara föreningar såsom lignin, och därför är mycket långsamma i sin nedbrytning.

Mikrobiell succession

Lagfas

Under det första dygnet då avfallet fortfarande är färskt är mikroorganismernas tillväxt låg, vilket beror på att de under en lagfas måste anpassa sin metabolism till det material (substrat) som de har att leva av. Dessutom måste de växa i antal och storlek för att deras aktivitet skall märkas.

Mesofil fas

Under de följande 2-3 dygnen dominerar mesofila bakterier och sk sockersvampar. Tillväxten sker exponentiellt, materialet är som regel rikt på lättillgänglig energi och protein. Syreförbrukningen är därför högst under denna fas. Detta medför ofta att syret inte räcker till och att det i anaeroba miljöer kan bildas organiska syror med sjunkande pH-värde och dålig lukt som följd. Temperaturen stiger snabbt till omkring 40-45°C, den högsta temperatur som de mesofila organismerna klarar av. Det följande dygnet är temperaturen konstant eller sjunker något.

Termofil fas

De termofila organismerna har under den mesofila periodens slutskede aktiverats och anpassat sig på samma sätt som mesofilerna gjorde under det första dygnets lag fas. Därefter ökar även antalet termofila organismer exponentiellt. Temperaturen stiger raskt till maximitemperaturen, ofta 55-75°C beroende på behållarens isoleringsgrad och volym/fyllnadsgrad. Vid de högsta temperaturerna är det framförallt sporbildande bakterier, och i ett senare skede även aktinomyceter, som dominerar nedbrytningsarenan. Vid temperaturer högre än ca 70°C är det endast 3-4 bakteriearter som är aktiva. De flesta tillhör släktet Bacillus och kan därmed bilda värmetåliga endosporer.

Avsvalningsperiod

Den exponentiella tillväxten i tidigare faser kan endast pågå tills någon faktor blir begränsande. Mikrobpopulationen kommer då att övergå i en stationär fas, vilket innebär att det inte sker någon ökning eller minskning av antalet organismer. Efterhand som den lättillgängliga energin och näringen tar slut i komposten börjar temperaturen sakta att sjunka. Svampar som varit hänvisade till de svalare ytterkanterna under den termofila fasen kan nu åter växa i mitten på komposten. Att temperaturen sjunker kan också bero på att nedbrytningen avstannar av andra skäl än energibrist, till exempel vid syrebrist eller då komposten varit varm och torkat ut i mitten, ofta samtidigt som den är blöt av kondens i kanterna.

Efterkompostering

Vid efterkomposteringen återstår endast svårnedbrytbara föreningar i komposten. Den aktiva mikrofloran domineras av ligninnedbrytande svampar, exempelvis bläcksvamp. Omsättningen är mycket långsam jämfört med komposteringens tidigare faser. Stora delar av mikrobpopulationen har inte längre något substrat att leva av, dödsfasen inträder och många organismer lyserar (går sönder så att innehållet läcker ut till omgivningen). Humussyror bildas av nedbrytningsprodukter från lignin och döda mikroorganismer. Sedan temperaturen sjunkit till omgivningens nivå är det inte längre nödvändigt att förvara komposten i en isolerad behållare, däremot är det viktigt att det inte regnar på komposten så att nitrat-kväve urlakas. Mängden kväve i den färdiga komposten minskar med lagringstiden, varför man bör använda den så snart den är färdig.

Temperaturspecialisering

Mikroorganismernas enzym system är som regel anpassade för att arbeta inom ett visst temperaturintervall (fig. 15). Detta är av stor betydelse eftersom temperaturerna kan variera med 75°C under komposteringen. Varje organism täcker ett temperaturintervall på ca 30-40°C. Inom detta område kan man urskilja tre kardinaltemperaturer: minimitemperaturen anger lägsta temperatur för tillväxt, vid optimumtemperaturen är tillväxthastigheten som högst, maximitemperaturen är den högsta temperatur som en organism kan växa vid (tab. 6). Dessa temperaturer är inte helt fixerade utan kan påverkas av omgivningen. Minimitemperatur beror troligen på att cellmembranet stelnar vilket får till följd att transporter in och ut ur cellen förhindras. Tillväxten stiger med ökande temperatur eftersom biokemiska reaktioner är temperaturberoende. Den optimala temperaturen ligger alltid närmare maximitemperaturen än minimitemperaturen. Maximitemperaturen innebär att cellernas enzym system förstörs irreversibelt. Mikroorganismernas enzym er koagulerar vid allt för höga temperaturer, därav den branta nedgången i tillväxt (Brock & Madigan 1988).

Tabell 6. Maximala temperaturer för tillväxt (Brock & Madigan 1988).

OrganismgruppÖvre temperaturgräns för tillväxt Antal arter
Svampar60 - 62
Gramnegativa aerober50 - 75 7
Gramnegativa anaerober50 - 75 4
Grampositiva bakterier:
Bacillus 50 - 70 15
Clostridium 50 - 75 11
Mjölksyrabakterier50 - 65 5
Aktinomyceter55 - 75 23

Mikroorganismerna indelas i olika grupper beroende på temperaturspecialisering. Eftersom de har kardinaltemperaturer i en glidande skala kan indelningen variera beroende på författare och syfte.

Psykrofila organismer är verksamma från fryspunkten upp till ca 25-30°C. I vårt klimat är de vanliga i marken, men de är av liten betydelse i en kompost bland annat beroende på att tillväxt- och nedbrytningshastigheten är låg vid låga temperaturer.

Mesofila mikroorganismer är verksamma mellan ca 15 och 45C och är den vanligaste gruppen av kompostorganismer. Bakterierna på och i vår kropp tillhör denna kategori.

Termofila organismer kräver hög temperatur för att växa, från drygt 35 upp till ca 75°C.

Termotoleranta mikroorganismer kan vara verksamma inom ett brett temperaturområde vid höga temperaturer utan att vara beroende av dem - de varken gynnas eller missgynnas. Det finns även extrerna termofiler (med temperaturoptimum på exempelvis 105°C), dessa förekommer uteslutande i heta källor.

Figur 15. Indelning av mikroorganismer efter temperaturspecialisering.

Populationsstudier i komposteringsbehållarna

Material och metoder

Provtagning

Fyra veckor efter sista påfyllningen tömdes komposteringsbehållarna. Allt uttömt kompostmaterial blandades noggrant och prover som representerar ett genomsnitt för hela behållaren användes vid analyserna.

Provbehandling

Av de uttagna proven av kompostmaterial suspenderades 50 g i en så kallad stomacher-påse (egentligen en vanlig plastpåse som passar i en viss apparat) tillsammans med 500 ml sterilt spädningsvatten (substratbeskrivning i Appendix). Stomachern (en apparat som "skvalpar runt" provet med en rörelse som kan liknas vid matsmältningens) kördes under två 30 sekunders intervall med 30 sekunders uppehåll. Koncentrationen av mikroorganismer i påsen är en tiondel av provets. Påsens innehåll späddes därefter i en serie till 10-8 i förhållande till ursprungsprovets koncentration. Från lämplig spädningsgrad ingjöts 1 ml prov i odlingsmedium i en 90 mm petriskål. För varje substrat- och temperaturkombination fanns det två plattor.

Substrat

Fyra olika odlingsmedier användes för att selektera olika organismgrupper. Bakterier växte ut på plattor i petriskålar med nutrientagar (Oxoid), medan svamparna växte på maltextraktagar (Oxoid). För aktinomyceter användes kaseinatagar (FAO 1967; substratbeskrivning i Appendix). Vid liknande undersökningar har jästkolonier iakttagits på maltextraktagar (Robertsson & Sundqvist 1991). För att ytterligare öka selektiviteten för jäst provades ett jästselekterande substrat utarbetat av Jonsson (1984; substratbeskrivning i Appendix).

Inkubering

För att undersöka vilka temperaturer mikroorganismerna specialiserat sig på att leva vid, inkuberades plattorna i tre olika temperaturer (tab. 7). I första omgångens termofila inkuberingar gjordes ett försök med tvåstegsinkubering. Syftet var att organismerna skulle ges bättre möjligheter att etablera sig i odlingsmediet genom att först inkuberas vid 28°C under ca 12 timmar för att därefter flyttas till 55 respektive 60°C under resten av tiden.

Tabell 7. Inkuberingstemperaturer för respektive organismgrupp.

Inkuberings
temperatur,°C
Organism grupp
Mesofil 28°bakterier aktinomycetersvampar jäst
Termofil 55°bakterier aktinomycetersvampar
Termofil 60°bakterier aktinomyceter

Resultat och diskussion

Vid denna typ av undersökningar bör man räkna med att resultaten kan variera från gång till gång, även om tillvägagångssätten och behållarna är de samma. Mot bakgrund av detta bör man alltså inte lägga alltför stor vikt vid de små skillnaderna, framförallt inte mellan de två omgångarna, utan i stället utläsa de stora dragen.

Bakterier

Totalt fanns det ca 108 till 109 bakterier per gram kompost, i de behållare som i första omgången stod placerade i växthuset vid 17°C (Appendix fig. 6). Det uppmätta maximala antalet var högre i de behållare som placerats i 2°C och tangerar 1011 CFU (colony forming units). Bakteriepopulationerna uppvisade ett mer förväntat mönster i andra omgången. Högsta andelen bakterier var mesofila och med ökad inkuberingstemperatur minskade antalet organismer. Antalet mesofila bakterier varierade kring 108 CFU. De termofila bakterierna var ungefär en tiondel så många.

Att tvåstegsinkubering inte användes i omgång två beror bland annat på det visade sig vara svårt att skilja de kolonier som vuxit ut vid 28°C och som sedan inaktiverats, från de kolonier som verkligen vuxit vid de termofila temperaturerna. Detta är en av orsakerna till att andelen bakteriekolonier som växte vid termofila temperaturer är högre än förväntat från omgång ett, särskilt från de behållare som stått i kylrummet vid 2°C där andelen termofila bakterier kunde väntas vara avsevärt lägre (Appendix fig. 6).

Det använda substratet är mycket näringsrikt. En uppenbar nackdel med ett så rikt medium som nutrientagar är att bakteriekolonierna snabbt växer ut till stora blaffor som täcker andra mera långsamväxande kolonier. Detta medför stora problem då kolonierna på plattorna ska räknas. Det är en fördel om de artificiella substraten näringsmässigt påminner om de material som ska undersökas. I detta fall kan komposten antas vara mindre näringsrik, dels beroende på de ingående råvarornas sammansättning och dels på grund av att den mest intensiva fasen av nedbrytningen passerat då proverna togs.

Aktinomyceter

Det substrat som användes för aktinomyceter (kaseinatagar) utesluter inte att andra bakterier som inte är aktinomyceter kan bilda kolonier. På plattorna räknades det totala antalet kolonier, ingen renodling eller artbestämning genomfördes. Därför är det sannolikt att den egentliga aktinomycetpopulationen är mindre än vad staplarna visar (Appendix fig. 7). Generellt sett verkar det som om skillnaden mellan antalet mesofila och termofila aktinomyceter blir mindre om behållaren stått varmt placerad jämfört med de behållare som varit i kylrummet. Skillnaderna mellan omgångarna är ganska stora, antalet i omgång ett är ungefär tio gånger högre.

Svampar

Svamparna som inkuberats vid 28°C uppvisar en ganska regelbundet mönster med mycket små skillnader (Appendix fig. 8). De mest isolerade behållarna (Rolate och Hotter) uppvisar ett något lägre antal mesofila svampar. Detta har troligen sin förklaring i att dessa behållare har de högsta medel- och maximitemperaturerna. De termofila svamparna uppvisar ett mer oregelbundet mönster men skillnaderna är även här förhållandevis små.

Några slutsatser om svamparnas betydelse för nedbrytningen i komposteringsbehållarna går inte att dra eftersom den använda metoden i första hand kvantifierar mängden sporer, och då i första hand i form av konidier. Minskningen av antalet mesofila CFU behöver alltså inte innebära att nedbrytningen påverkas negativt.

De svampar som identifierats från de olika behållarna redovisas i tabell 8. Trichoderma är en mycket vanlig marklevande svamp med global utbredning (Samson & van Reenen-Hoekstra 1988) och som ofta förknippas med kompost, vilket denna undersökning bekräftar. Många Trichoderma-arter är cellulosanedbrytare. Dessutom är de kända för att vara antagonistiska och hävdar sig därför väl i konkurrensen med andra svampar. Aspergillus förekommer i alla komposterna, inom släktet finns arter som är ökända som lagerskadesvampar och som kan bilda potenta toxiner. Liksom Aspergillus klarar Penicillium av att växa i torrare miljöer. Zygomyceterna Rhizopus och Mucor är vanligt förekommande i jord och som lagerskadesvampar på fuktigare substrat t ex frukt och grönsaker, vissa förekommer även i gödsel (Samson & van Reenen-Hoekstra 1988). Den miljö som finns i en kompost i början av nedbrytningen dvs mesofil temperatur, hög vattenhalt och rikligt med lättillgänglig energi, passar zygomyceter mycket bra.

Tabell 8. Släkten av svampar som identifierats på de plattor där antalet CFU av svamp avräknats (maltextraktagar inkuberad vid 28°C).

Behållare från omgång 1 Svampar
Placerade i 17°C
CompositumTrichoderma, Aspergillus.
MullmajaTrichoderma, Aspergillus, Monillella, Mucor,
Rosenlew (VAM)Trichoderma, Aspergillus, Rhizopus,
HotterTrichoderma, Aspergillus, Rhizopus, Penicillium,
Placerade i 2°C
CompositumTrichoderma, Aspergillus. Mucor,
SoilsaverTrichoderma, Aspergillus, Mucor, Penicillium,
NormstahlTrichoderma, Aspergillus, Penicillium,
RolateTrichoderma, Aspergillus (flera arter).

Jäst

Vilken betydelse jästen har i komposten är inte klarlagt. Denna undersökning visar att jästsvampar förekommer i en inte oansenlig mängd. Det förefaller som om antalet är högre då behållarna stått svalt (Appendix fig. 9). Skillnaden mellan omgångarna blev mycket stor och det är vanskligt att uttala sig om skillnader mellan de olika behållarna. Den använda metoden för att kvantifiera mängden jäst kan ändå rekommenderas. Värt att notera är också den doft som spreds på laboratoriet då exsickatorn med petriskålarna öppnades. Lukten var fruktig och aromatisk, något påminnande om vitt vin.

Temperaturens och vattenhaltens inverkan på populationerna

Den temperaturregim som råder i komposteringsutrustningen påverkar organism sammansättningen. Låga temperaturer gynnar mesofila organismer medan långvarigt höga temperaturer ökar andelen organismer som växer på plattor som inkuberats vid 55 respektive 60°C. Detta återspeglas i skillnaden mellan behållare som stått placerade i rum med 2 respektive 17°C.

I tidigare delar av detta arbete beskrivs hur olika organismgrupper gynnas eller missgynnas av olika miljöfaktorer såsom temperatur och vattenhalt. Jag har undersökt om medel- och maximitemperaturerna påverkat populationerna, och har därvid kunnat finna att antalet mesofila svampar kan vara ett resultat av temperaturregimen inuti behållarna. Mängden jäst är högre i de behållare som stått i kylrum vid 2°C. Det verkar däremot inte finnas något samband mellan temperaturen inuti behållaren och mängden jäst. Temperaturen inuti behållarna verkar heller inte ha något tydligt samband med bakterie- och aktinomycetpopulationerna.

I de fall vattenhalten understiger ca 40% kan man förvänta sig att mikrobpopulationerna påverkas. Då behållarna stod i kylrummet hade Rolate den lägsta vattenhalten i mitten (36%) samtidigt som kanten tangerar den högsta vattenhalten (61%, tab. 9). Övriga behållare hade vattenhalter mellan 43 och 56% i mitten och 43-61% i kanten. Då behållarna stod i växthuset vid 17°C var mitten av behållarna mycket torr, endast två hade vattenhalter över 40%. I kanten var referensbehållaren Compositum mycket torr med vattenhalter på 21 och 16% i respektive omgång. Vid denna låga vattenhalt har nedbrytningen nästan av stannat helt. Ytterkanterna hade torkat ut i olika omfattning, vattenhalterna varierade mellan 32 och 63%. Trots att skillnaderna i vattenhalt var så stora, finns inget direkt samband mellan vattenhalt och mikrobpopulationernas storlek. Det är troligt att mikroorganismer överlever de låga vattenhalterna och att de åter kan växa i samband med inkuberingen vid gynnsam vattentillgång. Två förklaringar till att varken temperatur eller vattenhalt ger något genomslag på de uppmätta mikrobpopulationerna är dels att metoden inte ger en representativ bild av mikrobpopulationerna, dels att temperatur och vattenhalt håller sig inom ramen för vad mikroorganismerna tål, och att de därmed inte blir utslagsgivande.

Tabell 9. Temperaturer och vattenhalter i komposteringsbehållarna (Sammanställning efter Brink et al, 1992).

Behållare
Temperatur °C
Vattenhalt %
MedelMaxim Vid tömning
(högsta temp)
KantMitt
Växthus 17°C
Omgång 1
Compositum25 62 18 1635
Mullmaja26 47 18 5046
VAM27 58 21 6141
Hotter29 70 25 3737
Omgång 2
Compositum24 65 18 2139
Soilsaver29 64 23 6338
Normstahl24 60 22 3239
Rolate39 71 32 5739
Kylrum 2°C
Omgång 1
Compositum13 63 4 4548
Soilsaver10 39 3 6144
Normstahl10 48 3 5745
Rolate19 65 5 6136
Omgång 2
Compositum12 51 4 4347
Mullmaja12 24 7 5556
VAM9 29 5 6143
Hotter16 69 4 4448

Kontrollerade nedbrytningsförsök med populationsstudier

Inledning

Undersökningarna utfördes på Alnarp vid Institutionen för trädgårdsvetenskap och omfattar studier av hur populationerna av mikroorganismer varierar vid nedbrytning av växtmaterial, under den mest aktiva fasen av komposteringsprocessen mellan 0 och 14 dagar. Avsikten var att studera hur stor variation olika behandlingar kan resultera i. Komposteringskärl med olika isoleringsgrad jämfördes liksom effekter av tillsatser av glukos och kompostmedel. Påverkan på nedbrytningsförloppet i form av temperatur och pH-förändringar registrerades.

Material och metoder

Försöken genomfördes i tre olika omgångar (tab. 10). Mikroorganismerna studerades i omgång 1 och 3 medan temperatur och pH-värde registrerades i omgång 1 och 2.

Tabell 10. Uppläggning av nedbrytningsförsöken och populationsundersökningarna.

InnehållBehållare
Omgång 1
Standardblandning (referens) Isolerad
Standardblandning + 0,25% kompostmedel Isolerad
StandardblandningOisolerad
Omgång 2
Standardblandning (referens) Isolerad
Standardblandning + 2% glukos Isolerad
StandardblandningOisolerad
Omgång 3
Standardblandning (mikrobiella populationsstudier) Isolerad

Det finns ett flertal olika kompostmedel på marknaden, vissa består av handelsgödsel (urea). Det undersökta kompostmedlet såldes av Weibulls. Förpackningen saknar innehållsdeklaration, enligt Weibulls är kompostmedlet tillverkat av Mg-kalk samt upphettat organiskt material från djurriket. Rekommenderad användning är 1 kg till 1 m3 kompost baserad på trädgårdsavfall.

Nedbrytningsförsök

En standardiserad blandning (Gajdos 1992) av potatis, vitkål, morot, furusågspån och kornhalm i proportionerna (viktsandelar) 5:3:3:2:1 användes, sammansättningen visas i tabell 11. Den stora andelen sågspån (ts) medför att C/N-kvoten blir hög och N-halten låg i den färdiga blandningen. Allt material var finmalt (sållstorlek max 3 mm) och väl homogeniserat. Efter nedmalning förvarades potatis, vitkål och morot i frys vid -18°C. Nedbrytningsförsöken genomfördes i slutna bioreaktorer. Varje behållare laddades med 800 g kompostråvara. Som isolerade behållare användes termosar avsedda för kalorimetriska experiment med en volym av 3 l. De oisolerade behållarna bestod av ett plexiglasrör med 15 cm diameter och ett 10 mm papprör utvändigt. Luftning skedde genom att 10 l luft per behållare och timme tillfördes med akvariepump. Luftslangen mynnade underst i behållaren, luften fördelades över hela bottenarean genom en skumgummidyna. Temperaturen mättes kontinuerligt på flera ställen i varje behållare, var sjätte minut lagrades ett värde på datalogger (Intab AAC-2). Som temperaturgivare användes termoelement typ T. pH mättes dagligen i ofiltrerat extrakt från 5 g kompost som skakats med 45 ml dubbeldestilerat vatten under 30 minuter.

Tabell 11. Sammansättning hos standardblandningen för komposteringsförsök, kvävehalt i % av torrsubstansen samt C/N-kvot.

MaterialKväve % C/N-kvotAndel av färdig blandning i %
FärskviktTorrsubstans
Potatis2,0 23 35,7 22
Vitkål2,3 21 21,4 7
Morot1,9 24 21,4 7
Furusågspån0,21 248 14,342
Kornhalm0,69 69 7,2 21
Standardblandning0,79 63100 100

Populationsundersökningar

Populationerna av bakterier och svampar undersöktes först i tre olika behandlingar (omgång 1 i tab. 10). Proverna togs dag 0, 2, 7 och 13. Även om populationsdynamiken i stora drag kunde skönjas var det otillfredsställande att endast göra mätningar vid fyra tillfällen. Därför valde jag att göra en intensivstudie där mikrobpopulationen skulle studeras dag för dag. Undersökningen gjordes på den sk standardblandningen utan tillsatser, i en välisolerad behållare (omgång 3 i tab. 10). Förutom det korta provtagningsintervallet utvidgades undersökningen med att utöver bakterier och svampar kartlägga populationsdynamiken hos aktinomyceter. Dagarna 5-7 inföll på en helg. Därför togs proverna från dag 4-7 från en annan kompost (som var identisk med den första) vid ett senare tillfälle. I figurerna redovisas detta genom att första omgångens siffror slutar vid dag 3,5 och omgång två fortsätter dag 4,5 till och med dag 7.

Ett gram färsk kompost skakades i en 250 ml Duran-flaska tillsammans med 100 ml spädningsmedium (detta tillverkades av dubbeldestillerat vatten med 0,2% natriumhexametafosfat för att minska ytspänningen och 0,1% pepton för att det osmotiska trycket inte skulle bli för stort, före användning autoklaverades spädningsmediet vid 120°C under 20 minuter). Mikroorganismerna späddes ytterligare genom att 5 ml från den första flaskan blandades med 45 ml spädvatten i en 100 ml Duranflaska. Proceduren upprepades tills dess att provet spätts 108 gånger. Från de spädningar där man kunde förvänta sig att mellan en och 100 kolonier skulle växa ut överfördes 1 ml till vardera två st sterila 8 cm plastpetriskålar per inkuberingstemperatur och ingjöts i tre olika odlingsmedier (substratbeskrivning i Appendix). Bakterier räknades på tryptonsoja agar (TSA) med en tiondels styrka, svampar på maltextrakt agar med penicillin och streptomycin, aktinomyceter på kaseinat agar. Plattorna inkuberades vid de temperaturer som anges i tabell 12. Efter ungefär tre dagar räknades antalet kolonier på tryptonsoja agar och maltextrakt agar medan det i allmätthet tog något längre tid för kolonierna att växa ut på kaseinat agar.

Tabell 12. Inkuberingstemperaturer för respektive organismgrupp.

Inkuberings
temperatur (°C)
Organism grupp
25°bakterier svampar aktinomyceter
45°bakterier svampar aktinomyceter
55°svampar
60°bakterier aktinomyceter

Resultat och diskussion

Temperatur- och pH-utveckling

Utvecklingen av temperatur och pH följer ett förutsägbart mönster. Gemensamt för alla behandlingarna är lag fasen och de mesofila temperaturmaxima. Lag fasen varar normalt i dygn, variationer kan bland annat bero på hur länge kompostråvaran varit upptinad.

Största skillnaden mellan temperaturutecklingen i komposten med 2% (av färskvikten) glukos och kontroll komposten är den termofila fasens längd (fig. 10). Ett större innehåll av mikrobiellt tillgänglig energi är det samma som att bränslet räcker längre i den termofila fasen. Utmärkande för den sockerrika komposten är att pH-värdets sänkning i samband med den mesofila fasen är större och mer långvarig än i de komposter där socker inte tillsätts. Orsaken är att de aeroba bakteriernas syrekonsumtion är större än tillförseln och att delar av den mesofila mikrobpopulationen (bl a mjölksyrabakterier) fermenterar sockret till organiska syror.

I de oisolerade behållarna var temperatur och pH mycket lika i båda omgångarna (fig. 10 och 11). De maximala temperaturerna i de oisolerade behållarna uppmättes samtidigt som den mesofila florans temperaturmaximum uppnåddes i de välisolerade behållarna. pH-värdets minskning under de första dygnen var lika i den välisolerade kontrollen och i den oisolerade behållaren. Däremot återhämtade sig pH-värdet snabbare i de oisolerade behållarna.

Figur 10. pH och temperatur i komposter. Kontrollen består av den standardiserade kompostblandningen i en välisolerad behållare. I en annan välisolerad behållare undersöktes effekten av 2% glukos i standardblandningen. Den oisolerade behållaren har samma innehåll som den välisolerade kontrollen. Understa kurvan visar rumstemperaturen.

Figur 11. pH och temperatur i de komposter där mikrobpopulationerna undersöktes. Kontrollen utgörs av den standardiserade kompostblandningen i en välisolerad behållare. Effekten av kompostmedel (0,25%) undersöktes i en välisolerad behållare. Den oisolerade behållaren har samma innehåll som den välisolerade kontrollen. Understa kurvan visar rumstemperaturen.

Vid tillsats av kompostmedel (0,25% av färskvikten) blev temperaturutvecklingen mera oregelbunden (fig. 11). Nedbrytningen kom igång snabbast men vid platåfasen mellan den mesofila och termofila fasen sjönk temperaturen markant. pH sjönk inte lika mycket som i kontrollen men varade ett dygn längre.

Mikroorganismer i komposter med och utan isolering

Eftersom det är samma innehåll i behållarna med och utan isolering är utgångsläget lika dag 0. Förvånande nog föredrog lika många bakterier att växa i 45°C som i 60°C (fig. 12a). Dag 2 hade bakterierna redan inträtt i den stationära fasen. Mätvärde saknas för termofilerna eftersom inkuberingsskåpet blev så varmt att inga bakterier kunde växa. Bakterieantalet återspeglar på ett tydligt sätt temperaturutvecklingen i behållarna. Precis som dag 0 fanns det i båda behållarna fler bakterier som växte vid 25°C än vid 45°C. Behållarna skiljde sig åt genom att det var flest 25°-bakterier i den oisolerade medan det fanns flest 45°-bakterier i den isolerade behållaren. De följande mätningarna visade inte några stora skillnader. Antalet 25°-bakterier är konstant i den oisolerade behållaren medan antalet sjunker i den isolerade. Mängden 45°-bakterier fortsätter att öka under de följande mätningarna och skillnaden mellan behållarna minskar. Värt att notera är att antalet termofiler inte ökat i den oisolerade behållaren.

Figur 12a. Bakteriers populationsdynamik vid 25°, 45° respektive 60°C inkuberings temperaturer. I välisolerade komposter (termos) och i sparsamt isolerade behållare (kall).

Svamparna följer samma mönster som bakterierna dvs flest 25°-svampar i den oisolerade behållaren och tvärtom i den isolerade (fig. 12b). Plattor avsedda för svampar inkuberades även vid 55°C, men med negativt resultat.

Figur 12b. Svampars populationsdynamik vid 25° och 45°C inkuberings temperaturer. I välisolerade komposter (termos) och i sparsamt isolerade behållare (kall).

Organismpopulationer med och utan tillsats av kompostmedel

Mängden bakterier som växte vid 25°C är mycket lika oberoende av om kompostmedel varit tillsatt eller inte (fig. 13a). För bakterierna som växt vid 45° och 60°C blev skillnaderna något större.

Figur 13a. Bakteriers populationsdynamik vid 25°, 45° respektive 60°C inkuberingstemperatur i välisolerade komposter med (+) och utan (-) kompostmaterial

Skillnaderna i svamppopulationerna var som störst dag 2 men minskade med tiden (fig. 13b).

Figur 13b. Svampars populationsdynamik vid 25° respektive 45°C inkuberinstemperatur i isolerade komposter med (+) och utan (-) kompostmedel.

Intensivstudie av mikroorganism populationer

Bakterier

Den mikrobiella successionens olika faser kan urskiljas i figur 14. Gemensamt för hela bakteriepopulationen är den S-formade tillväxtkurvan.

Dag 0 var termofila bakterier som mest sällsynta, med ca 100 CFU per gram färsk kompostråvara. Tio gånger fler bakterier växte ut vid 45°C. Vanligast (ungefär tio gånger fler) var de bakterier som växte vid 25°C.

Under lagfasen i detta fall mellan dag 0 och 1, sker endast små förändringar.

Dag 2 är 25°-bakterierna mitt i den exponentiella tillväxtfasen, Antalet termofiler och 45°-bakterier är i stort sätt oförändrade.

Dag 3, 45°-bakterierna har haft en mycket snabb exponentiell tillväxt och är nu fler än 25°-gruppen, antalet termofiler är fortfarande i stort sätt oförändrat.

Under det följande dygnet närmade sig temperaturen 60°C, samtidigt som termofilerna kommit in i den exponentiella tillväxtfasen. Att kurvan med termofila bakterier går nedåt dag fyra beror på bytet av kompost för att få mätvärden över helgen. En liten förskjutning i tid under den exponentiella tillväxtfasen får ett stort genom slag vilket är förklaringen till hacket i termofilernas kurva.

Under den stationära fasen sker det endast små förändringar i bakteriepopulationerna, vilket är kännetecknande för denna fas,

Figur 14. Bakteriernas populationsdynamik vid 25°, 45° respektive 60°C inkuberingstemperatur.

Från början fanns det flest 25°-bakterier (fig. 14). Dessa hade den kortaste lag-fasen. 45°-bakterierna hade visserligen en längre lag-fas men de hade den snabbaste exponentiella tillväxten och redan dag 3 då temperaturen var 50°C var de fler än 25°-bakterierna. Långsammast i starten och lägst till antalet under hela perioden var de termofila bakterierna. Däremot var termofilernas tillväxthastighet i den exponentiella fasen lika hög som 45°-bakterierna.

Aktinomyceter

Populationen av aktinomyceter uppvisar i stora drag samma S-formade tillväxtkurva som bakterierna (fig. 15). Skillnaden mellan 25°- och 45°aktinomyceterna är mindre än för bakterierna, lag fasen är lika lång som för termofilerna. Den exponentiella tillväxten är helt samlad mellan dag 3 och 3,5. Den stora nedgången i antal mellan dag 7 och 8 sammanfaller med återgången till den första provtagnings komposten. Kaseinatagarns selektivitet för aktinomyceter var inte total. Bedömningen om en koloni bestod av aktinomyceter eller "vanliga" bakterier utfördes okulärt. Kolonier som hade en "torr" yta bedömdes som aktinomyceter. Det hade naturligtvis varit mer tillfredsställande om kolonierna identifierats med mer tillförlitliga metoder men tiden medgav inte detta,

Figur 15. Populationsutvecklingen hos aktinomyceter vid 25°, 45° respektive 60°C inkuberingstemperatur.

Svampar

Den S-formade tillväxtkurvan är inte lika uttalad för svamparna som för bakterier och aktinomyceter (fig. 16a). En grundläggande skillnad gentemot bakterierna är att svamparna inte ökar i antal genom att cellerna delar sig utan att tillväxt och spridning istället sker på två andra sätt. Dels genom att mycelet tillväxer på längden vilket innebär att svampbiomassan ökar utan att antalet individer blir större, och dels genom att bilda sporer ofta i form av konidier. En svampkoloni på agarplattan kan följaktligen komma antingen från en konidie som grott och sedan vuxit ut till en hel koloni eller från en mycelbit som brutits loss och fortsatt att växa. Svampen prioriterar myceltillväxt så länge det finns tillräckligt med näring. Då näringen tar slut eller om svampens livsmiljö försämras på något annat sätt, t ex genom att temperaturen blir för hög, kommer den att prioritera sin överlevnad genom att sporulera. Detta medför att populationsdynamiken för svampar inte följer samma mönster som för bakterier där tillväxt och spridning sker genom att cellerna delar sig efter ett regelbundet mönster. Populationskurvorna (fig. 16a och b) blir därför inte lika tydligt S-formade som bakteriernas. Både 25°- och 45°-svamppopulationerna har dock en lag fas under första dygnet. Därefter har svamparna en exponentiell tillväxt som dock inte är lika snabb som bakteriernas.

Antalet kolonibildande enheter av svampar vid inkubering i 25°C (fig. 16a) ökar ända tills dag 3,5 trots att temperaturen då uppgår till 58°C. Detta kan bero på att svamparna sporulerat i samband med att temperaturen i komposten närmat sig svamparnas maximitemperatur. Under resten av den termofila fasen minskar antalet svamp CFU vilket kan bero på att de inaktiveras av de höga temperaturerna. I samband med att komposten svalnar och temperaturen sjunker under ca 45°C börjar antalet svamp CFU åter att öka.

Figur 16a. Antal kolonibildande enheter av svamp vid inkubering i 25°C samt temperaturen i komposten vid provtagningstillfället.

Svamparna som inkuberats vid 45°C (fig. 16b) ökar tills temperaturen uppgår till 50°C. Under den termofila fasen minskar antalet svamp CFU till dess att temperaturen i komposten sjunkit till under 50°C då antalet åter ökar långsamt. Enligt den okulära bedömningen var alla svampkolonier som växt ut vid 45°C morfologiskt lika (troligen Penicillium). Plattor med maltextraktagar inkuberades även vid 55°C. Denna temperatur var tydligen för hög för svamparna eftersom det inte bildades några kolonier ens vid så låg spädning som 10-2.

Figur 16b. Antal svampkolonibildande enheter vid inkubering i 45°C samt temperaturen vid provtagningstillfället.

Jäst

Jästkolonier kunde iakttas på maltextraktagarn som var avsedd för svampar. Dessa skiljde sig markant från svampkolonierna genom att de helt saknade mycel och snarare påminde om bakteriekolonier. Jästsvamparna hade dessutom en mycket karaktäristisk och behaglig doft (som vitt vin ungefär). Jästen förekom på plattor som inkuberats vid 25°C följande dagar: 4, 8, 10 och 11, dag 10 fanns det mer jäst än svamp på plattorna.

Slutsatser - populationsundersökningar

Det är större skillnad mellan populationernas storlek i samma kompost vid olika tillfällen, än mellan olika komposter i samma skede av nedbrytningen.

För det mesta utförs mikrobiella undersökningar på material från komposter där nedbrytningen redan kommit igång. Ofta beror detta på att råvarorna till komposten utgörs av avfall som redan legat en tid, det är ju många gånger därför det kasserats. Mikrobiellt innebär det att populationerna befinner sig i den stationära fasen. Man kan i sådana fall inte förvänta sig att det är stora skillnader i populationsstorlek mellan olika komposter. De skillnader som registrerats kan i viss mån sättas i samband med den temperaturutveckling som varit rådande i komposten. I de kontrollerade nedbrytningsförsöken baseras kompostråvaran på färskt material. Detta är förklaringen till att populationernas utveckling kunde registreras redan från lagfasen.

Det bör nämnas att den använda metoden inte talar om vilken ekologisk nisch de olika organismerna har. Den ger heller inget besked om de olika organismernas aktiviteter, endast om antalet. För att klarlägga dessa frågor krävs det mycket omfattande undersökningar, där detta arbete kan användas som ett första steg.

Tack

Jag vill rikta ett stort tack till min handledare professor Hans Ljunggren vid Institutionen för mikrobiologi, som tålmodigt har väntat på mitt färdigställande av detta arbete.

Samtidigt vill jag även tacka professor Paul Jensén vid Institutionen för trädgårdsvetenskap som gjorde det möjligt för mig att utföra min specialpraktik vid Avdelningen för rot- och substratforskning i Alnarp. Jag vill också rikta ett stort tack till doktorand Ruzena Gajdos som har utarbetat metoderna för de kontrollerade nedbrytningsförsöken och även varit en mycket engagerad diskussionspartner. Sist men inte minst ett stort tack till alla på institutionerna som hjälpt mig med analyser m. m.

Referenser

Alm, G., Eriksson, G., Ljunggren, H., Palmstierna, I. & Tiberg, N. 1991. Kompostboken. LTs förlag, Stockholm.

Anderson, J.G. 1990. Treatment of waste by composting. In: Senior, E. (ed) Microbiology of Landfill Sites. Boca Raton. USA. pp. 60-79.

Aylward, G.H. & Findlay, T.J.V. 1974. SI Chemical data. 2nd ed. ISBN 047103851 2.

Biddlestone, A.J., Gray, K.R. & Day, C.A. 1987. Composting and straw decomposition. Environmental Biotechnology, pp. 135-175.

Biospectron AB. PI 1180. 260 22 Tågarp.

Blackmer, A.M., Bremner, J.M. & Schmidt, E.L. 1980. Production of nitrous oxide by ammonia-oxidizing chemoautotrophic microorganisms in soil. Applied and Environmental Microbiology 40:1060-1066.

Blackmer, A.M. & Bremner, J.M. 1978. Inhibitory effect of nitrate on reduction of N2O to N2 by soil microorganisms. Soil Biol. Biochem. 10:187-191.

Brady, N.C. 1984. The Nature and Proporties of Soils. 9th ed. London. 750 pp. ISBN 0-02-313340-6.

Breitenbeck, G.A., Blackmer, A.M. & Bremner, J.M. 1980. Effects of different nitrogen fertilizers on emission of nitrous oxide from soil. Geophysical Research Letters 7:85-88.

Brink, N., Gäredal, L., Hanson, Y. & Robertsson, M. 1992. Provning av kompostbehållare. REFORSK FoU nr 65. 61 pp.

Brock, T.D. & Madigan, M.T. 1988. Biology of Microorganisms. 5th ed. 835 pp. Englewood Cliffs N.J., ISBN 0-13-077561-4.

Burton, D.L. & Beauchamp, E.G. 1994. Profile nitrous oxide and carbon dioxid concentrations in a soil subject to freezing. Soil Sci. Soc. Am. J. 58:115-122.

Casella, S. & Rutili, A. 1990. Denitrifying population dynamic and evolution of nitrogen gas during a composting process. FEMS Microbiology Letters 68:53-60.

Dowdell, R.J. & Smith, K.A. 1974. Field studies of the soil atmosphere II. Occurrence of nitrous oxide. Journal of Soil Science 25:231-238

Ekenroth, L. 1994. Ogräsfröns grobarhet efter kompostering. Examensarbete. Inst. f. trädgårdsvetenskap. SLU. Alnarp. FAO. 1967. Practical Manual of Soil Microbiology Laboratory Methods. Soils Bulletin 7. p 25.

Firestone, M.K., Smith, M.S., Firestone, R.B. & Triedje, J.M. 1979. The influence of nitrate, nitrite, and oxygen on the composition of gaseous products of denitrification in soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 43:1140-1144.

Gajdos, R. 1992. Organic material for energy production and plant nutrients recycling. Part 1: Composting on a laboratory scale. International Conference on Industrial Waste Minimization. June 2-4 1992. Taipei, Taiwan, R.O.C.

Gajdos, R. & Robertsson, M. Avd. f. rot- och substratforskning, SLU, Alnarp (analyserna är utförda av Biospectron AB). Manuskript

Goodroad, L.L. & Keeney, D.R. 1985. Site of nitrous oxide production in field soils. Biol. Fert. Soils 1:3-7.

Gray, K.R., Sherman, K. & Biddlestone, A.J. 1971. Review of Composting Part 2-The Practical Process. Process Biochemestry. Oktober. pp 22-28.

Grennfelt, P., Holmer, B., Leksell, I., Lindahl, B., Lindskog, A., Persson, B., Steen, B., Wallin, G., Värmby, G. & Ågren, C. 1989. Luftvård. 4:e upplagan. 214 sidor. ISBN 91 7776 046 8.

Haga, K. 1990. Kompostering og kompost av fast husdyrgjödsel: Ei oversikt. Norsk Landbruksforsking 4:245-258.

Hedlund, A. 1993. Kväveimmobiliserande förmåga hos halm, cellulosa, betfor och potatispulpa, samt ammoniakadsorberande förmåga hos halm. Examensarbete nr 86. Institutionen för markvetenskap, Avd. f växtnäringslära, SLU.

Iglesias-Jiménes, E. & Perez-Garcia, V. 1989. Evaluation of city refuse compost maturity: A Review. Biological Wastes 27:115-142.

Jernelöv, A. 1992. Miljöskulden. En rapport om hur miljöskulden utvecklas om vi ingenting gör. Miljövårdsberedningen. SOU 1992:58.

Jonsson, A. 1984. Jästsvamp i fodermedel, handledning för isolering och bestämning. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för mikrobiologi. Rapport 26, sid. 22-23.

Kirchmann, H. 1985. Losses, plant uptake and utilisation of manure nitrogen during a production cycle. Acta Agriculturae Scandinavica - Supplementum 24.

Kirchmann, H. & Witter, E. 1991. Växtnäringsmängder i husdjursgödsel och tätortsavfall - potentiell recirkulation. Lantbrukskonferensen 1991, Global resurshushållning - konsekvenser för svenskt jordbruk. SLU-Info Rapporter Allmänt 176, sid. 103-109.

Linn, D.M. & Doran J.W. Effect of water-filled pore space on carbon dioxide and nitrous oxide production in tilled and nontilled soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 48:1267-1272.

Lopez-Real, J. 1990. Agro-industrial waste composting and its agricultural significance. Proceedings of the Fertiliser Society No 293. 26 pp.

Mengel, K. & Kirkby, A.E. 1987. Principles of Plant Nutrition. 4th ed. Bern.

Paul, E.A. & Clark, F.E. 1989. Soil Microbiology and Biochemestry. London: Academic press.

Poincelot, R.P. 1974. A scientific examination of the principles and practice of composting. Compost Science. 15 (3):24-31.

Robertson, K. 1991. Emissions of N2O in Sweden - natural and anthropogenic sources. AMBIO. 20:151-155.

Robertsson, M. & Sundqvist, U. 1991. Mikroorganismer i kompost. Projektarbete Mi 3. SLU, Inst. f. mikrobiologi. Stencil.

Samson, R.A. & van Reenen-Hoekstra, E.S. 1988. Introduktion to foodborne fungi. 3rd ed. Centraalbureau voor Schimmelcultures. BAARN. the Netherlands.

Svenska renhållningsverks-föreningen. 1993. Källsorterat hushållsavfall - kompostering och förbränning. RVF rapport 1993:2/SNV rapport 4185.

Svensson, B. 1991. SLU, Inst. f. mikrobiologi. Muntligt meddelande.

Weiss, R.F. & Price, B.A. 1980. Nitrous oxide solubility in water and seawater. Marine Chemistry 8:347-359.

Appendix

Koldioxid- och dikväveoxidhalter

Figur 1. Samband mellan koldioxid- och dikväveoxidhalter i växthus (17°C) och i kylrum (2°C).

Figur 2. Samband mellan koldioxid- och dikväveoxidhalterna i behållare som placerats vid 2°C

Figur 3. Koldioxid- och dikväveoxidhalter i Normstahl, Hotter och Mullmaja då de placerats vid 17°C.

Figur 4. Koldioxid- och dikväveoxidhalter i Rolate och Compositum då de placerats vid 17°C.

Figur 5. Koldioxid- och dikväveoxidhalt i behållarna som placerats vid 2°C.

Antal mikroorganismer i komposteringsbehållarna

Antal mikroorganismer i komposeringsbehållarna

Figur 6. Antalet bakterier i de olika kompostermgsbehållarna, efter inkubering på nutrient agar vid 28°, 55° respektive 60°C.

Figur 7. Antal aktinomyceter i komposter då behållarna tömdes efter sex veckors kompostering.

Figur 8. Antal kolonibildande enheter av svamp.

Figur 9. Antalet kolonibildande enheter av jäst. Observera att skalan i omgång 2 vid 17°C börjar vid 102 CFU.

Optimala förhållanden för nedbrytning av biomassa

Denna lista omfattar några av de viktigaste parametrarna för kompostens mikroorganismer. Uppräkningen kan användas som en checklista för optimal nedbrytning av organiskt material, eller som ett felsökningsschema om det uppstår problem vid komposteringen.

N-halter och C/N-Kvoter

MaterialKväve % C/N-kvotKälla
Kväverika Material (C/N-kvot under 25)
Animaliska produkter
Slakteriavfall7 - 10 21, 4
Blod10 - 14 3 1, 3
Blodplasma2,0 23 8
Benmjöl8 3
Köttmjöl9,3 57
Urin och fekalier
Urin15 - 18 0,8 1, 3
15 - 170,8 4
6,10,9 8
Fekalier4,7 12 8
6 - 10 6
Latrin5,5 - 6,5 6 - 10 1
5 - 66 - 10 4
Night soil, Dung, Sewage sludge 83
Aktivt slam6,0 - 6,0 61
5,66 2
Omsatt slam1,9 16 2
Grönsaker
Vitkål3,6 12 1
Vitkål* 2,3 20 7
Morot* 1,5 - 1,9 24 - 297
Potatis* 1,2 - 2,0 23 - 387
Sallat3,7 12 4
Isbergssallat13 8
Gräsklipp
Gräsklipp15 - 20 6
- från golfbana 138
Gräsklipp blandat2,4 191
Ungt gräsklipp4,0 121
Gräsklipp2,2 20 2, 6
Gödsel
Stallgödsel2,15 141, 3, 4
(genomsnitt)
Kogödsel1,7 4
Fårgödsel3,75 4
Hönssödsel6 - 7 4
Kycklinggödsel 5,35
Matavfall
Matavfall2,0 - 3,0 152
-från Draco & Ideon i Lund 157
Köksavfall23 6
Bryggeriavfall15 3
Växtbiomassa
Alger (tång)1,9 191,4
Gräs o örter 203
Örter2,0 19 2
Vattenhyacinter16 3
Lusern3 16 - -20 4
Grönmassa7 6
Höstvetekärna2,4 20 8
Vårkorn skott1,9 258
Mikroorganismer mm
Mikrober7 - 10 6
Waste Mycelia6,4 5
Humus10 6
Balanserade material (C/N-kvot 25 till 35)
Avfall
Avfall totalt0,5 - 1,4 30 - 802
Blandat avfall1,05 341
Avfall35 3
Tätortsavfall34 5
Sopor2,15 25 4
Växtrester
Potatisblast1,5 25 1
Frukt30 6
Fruktrester1,5 35 2
Kolrika material (C/N-kvot över 35)
Halm
Havrehalm1,05 48 1
1,0046 4
50 6
0,5290 7
Vetehalm0,3 128 1
0,46105 7
80 3,5
125 6
Kornhalm0,69 69 7
0,5192 7
Råghalm65 6
Rapshalm0,56 84 7
Rishalm100 3
Sågspån
Sågspån0,25 2084
Sågspån färskt 0,11 511 1
500 3,6
Sågspån multnat 2006
Furuspån färskt0,21 248 7
Poppelsågspån 3865
Papper
Papper0,2 170 2, 3
>500 5
Tidningspapper0 oändlig 1, 2, 4
Bark och trä
Trä0,07 700 2
Bark (beroende på träslag) 70 - 100 6
Granbark130 5
Poppelbark74 5
Löv och barr
Granbarr1,4 38 8
Löv0,5 - 1,0 40 - 80 2
33 5
50 6
60 3
Torv
Torv (beroende på humifieringsgrad) 30 - 506

*Analyserna är utförda på två representativa prover från 1991 respektive 1993.

Referenser

1) Gray et al. (1971)

2) Poincelot (1974)

3) Biddlestone et al. (1987)

4) Lopez-Real (1990)

5) Anderson (1990)

6) Alm et al. (1991)

7) Gajdos & Robertsson

8) Biospectron AB

Substratbeskrivning

Spädningsmedium

Dubbeldestillerat avjoniserat vatten
Natriumhexametafosfat0,2%
Pepton0,1%
För bakterier
Trypton soja agar (1/10 styrka) 1 liter
Trypton1,5 g
Soja pepton0,5 g
NaCl0,5 g
Agar15 g
För svampar
Maltextrakt agar 1 liter
Maltextrakt30 g
Pepton5g
Agar15 g

Efter autoklavering tillsättes penicillin 30 ppm och streptomycin 30 ppm för att förhindra bakterietillväxt

Jästselekterande substrat efter Jonsson 1984

Maltextraktagar surgörs med 1 M HCl till pH 3,7 efter autoklavering. För att förhindra tillväxt av mögelsvamp tillsätts 2 ppm dikloran. Mot bakterier används penicillin och streptomycin 50+50 ppm. För att ytterligare stärka selektiviteten inkuberas jästplattorna i en så kallad candel-jar som exempelvis kan bestå av en exikator där det tillsammans med petriskålarna ställts ner några värmeljus som slocknar vid en syrgashalt kring 5-6%.

För aktinomyceter
Kaseinat agar enligt FAO 19671 liter
Natrium kaseinat0,2 g
K2HPO40,5 g
MgSO4 x 7H2O0,2 g
FeCl30,01 g
Agar15 g

Samtliga medier autoklaveras vid 120°C under 15 minuter