|
Fastsættelse af vilkår for lugt fra store åbne arealkilder 3 Biologiske processer3.1 Komposteringsanlæg3.1.1 Biologisk nedbrydning i kompostanlægKompost udgør generelt en kompliceret heterogen matrix[a] med en høj heterotrof aktivitet[b] (bakterier og svampe). Det organiske stof nedbrydes ved en række mineraliseringsprocesser, hvor det organiske stof fungerer som energikilde for bakterierne. Mineraliseringen kan foregå ved aerob eller anaerob respiration[c], hvorved det organiske materiale oxideres under forbrug af en række oxidanter, der fungerer som elektronacceptorer[d]. I det organiske stof findes de grundstoffer, som bakteriecellerne har brug for til vækst. Kulstof udgør den primære energikilde, mens de fem relativt lette grundstoffer H, N, O, P og S indgår i cellernes aminosyrer. En række essentielle sporelementer (ex. Zn, Cu, Co, Mn, Fe og Mo) er nødvendige for en lang række enzymers funktion[4],[5]. I mange kompostanlæg er den aerobe respiration den primære mineraliseringsproces, da kompost generelt indeholder et aerobt miljø. Processen er skitseret ved nedenstående reaktionsligning[4]. CpHqOrNs * aH2O + bO2 → CtHuOvNw * dH2O + eH2O + fCO2 De små bogstaver refererer til forskellige former for organisk stof. De store bogstaver referer til støkiometri. Det ses af ligningen, at det organiske stof nedbrydes under forbrug af O2. Udover CO2 dannes der også ammoniak (NH3) og andre flygtige forbindelser. Den præcise frigivelse af disse stoffer afhænger af sammensætningen af det organiske stof. I praksis kan ilttilførslen til processen optimeres ved at komposten vendes med jævne mellemrum eller ved at belufte materialet. Selvom de aerobe betingelser på denne måde begunstiges, vil en del af mineraliseringen af organisk stof foregå anaerobt. Dette skyldes, at kompost indeholder en lang række anoxiske mikrohabitater[e] på få millimeter i diameter5. Konkurrencen mellem den aerobe og anaerobe nedbrydning er styret af termodynamik[f]. De oxidanter, der giver det højeste energiudbytte for bakterierne bliver udnyttet først. Den aerobe respiration giver bakterierne det største energiudbytte, efterfulgt af en række anaerobe nedbrydningsveje – eksempelvis fermentation, denitrifikation og sulfatreduktion. De anaerobe nedbrydningsveje resulterer i dannelsen af en række reducerede uorganiske forbindelser, som er forbundet med væsentlige gener i form af lugt – eksempelvis reducerede svovlforbindelser; sulfider, mercaptaner m.fl. Ved iltmangel vil nedbrydningen af især organiske syrer forløbe meget langsomt, og de vil derfor begynde at ophobe sig i komposten. Disse syrer fordamper let, og kan give anledning til lugt i selv meget lave koncentrationer5. Alle biologiske respirationsprocesser er afhængige af temperaturen. Da processerne frigiver en del varme, er bakterierne selv i stand til at skabe et fordelagtigt mikroklima i komposten. Den aerobe respiration forløber optimalt ved 55 – 60 °C, hvor det er såkaldte thermophile bakterier, der varetager mineraliseringen. Thermophile bakterier er karakteriseret ved at kunne respirere ved høje temperaturer (> 45 °C). Såfremt temperaturen daler vil nedbrydningen blive varetaget af mesophile bakterier, der har vækstoptimum mellem 20 og 45 °C. I forsøg med kompost er der tidligere fundet en matematisk sammenhæng mellem bakteriers iltforbrug og temperaturen i intervallet mellem 20 og 70 °C. Forholdet kan udtrykkes ved ligningen[4,5,7]. Y = a*10KT Hvor a er en konstant = 0,1 K = 0,028 for temperaturer i intervallet 20 til 70 °C T er temperaturen i °C Y har enheden mg O2 / gram substrat / time Ovenstående formel viser, at en temperaturstigning på 10 °C i ovennævnte interval vil betyde omkring en fordobling af bakteriernes iltoptagelse. Indsættes værdier i formlen fås, at en temperaturstigning fra 55 °C til 65 °C i 1 tons kompost vil betyde, at iltoptagelsen øges fra 3,5 kg pr. time til 6,6 kg pr. time. Den del af nedbrydningen, der varetages af svampe, vil ophøre såfremt temperaturen overstiger 55 – 60 °C. Svampe varetager blandt andet nedbrydningen af mere komplekse aromatiske forbindelser såsom lignin. Ved højere temperaturer er kulstoffet i disse plantepolymerer dermed utilgængeligt. Fugtighed er en anden vigtig parameter for de bakterielle mineraliseringsprocesser. Fugt er nødvendig for bakteriers optagelse af det organiske stof, idet bakterier kun kan optage opløste forbindelser over cellemembranen[6]. Bakterierne har optimale betingelser, hvis vandindholdet i komposten ligger på 50 – 60 %. Et højere vandindhold vil mindske den frie mængde poreluft i komposten. Dette har betydning for de aerobe bakteriers iltoptagelse, da diffusionshastigheden i vand er 10.000 gange mindre end i luft. Under disse betingelser vil den aerobe respiration blive kraftigt hæmmet, og de anaerobe nedbrydningsveje blive fremherskende[7]. Et øget vandindhold vil også afkøle komposten i kraft af vands store specifikke varmekapacitet. Dermed reduceres den bakterielle nedbrydning. Kompostens porøsitet har naturligvis også betydning for den frie mængde poreluft og for overfladearealet. Da bakterierne er adsorberet til overfladen af det organiske materiale i form af en biofilm[g], vil findelte partikler med et stort overflade/volu-men-forhold blive nedbrudt hurtigst. Derimod mindskes mængden af poreluft når porøsiteten falder, hvilket fremmer de anaerobe respirationsveje[4,5]. Det er således en balancegang at finde den rette findeling. Det er vigtigt, at bakterierne regelmæssigt får adgang til organiske materiale, som endnu ikke er nedbrudt, dvs. materialet skal blandes. Det sker ved regelmæssig vending af materialet, hvilket også sikrer, at der ikke er permanente kanaler i materialet, som hindrer en effektiv beluftning. Beluftning, der sikrer et optimalt iltindhold, kan således ikke fuldstændigt erstatte vendinger af materialet. Generelt er nedbrydningshastigheden omvendt proportional med forholdet mellem kulstof og nitrogen (C/N forholdet) og alderen af det organiske stof. Derfor anvendes C/N forholdet ofte som en indikator på kvaliteten af det organiske stof. I tilfælde af et højt C:N forhold vil bakteriecellerne være begrænset af N tilgængeligheden5. I kompostanlæg er et lavt C/N forhold alligevel ikke umiddelbart at foretrække, da det vil medføre afdampning af NH3 især under basiske forhold i komposten[8]. Et lavt C/N forhold vil desuden resultere i hurtig mineralisering og dermed mindsket gødningsværdi i det færdige kompostmateriale. For at sikre optimal bakteriel vækst og omsætning bør C/N forholdet i det organiske materiale som udgangspunkt ligge i intervallet 30/1 til 35/17. Bakterielle nedbrydningsprocesser er også afhængige af surhedsgraden, pH. Den maksimale nedbrydning hos thermophile bakterier foregår mellem pH 7,5 og 8,5. I starten af en biologisk nedbrydningsproces vil pH typisk ligge på 5,5 – 6,0 på grund af dannelsen af organiske syrer. Denne periode, der benævnes syrefasen, er ofte ansvarlig for frigivelsen af ildelugtende organiske forbindelser. I kompost strækker syrefasen sig over 10 – 14 dage[9],[10]. Den færdige kompost har ofte et pH mellem 7,0 og 8,0. Dette er dog betinget af en balance mellem de forskellige terminale processer. Således resulterer den aerobe omdannelse af ammonium til nitrat (nitrifikationen) i et pH fald, mens deaminering resulterer i dannelse af ammoniak og en stigning i pH[9]. 3.1.2 Komposteringsprocessen i praksisI Danmark findes 142 kompostanlæg. Disse fik i 2000 tilført i alt 1.046.000 tons organisk affald (organisk dagrenovation, have- og parkaffald og slam fra rensningsanlæg), som blev omdannet til 450.000 tons kompost[11]. Ved kompostanlæg forstås anlæg, der modtager og komposterer organisk affald. Dette kan foregå ved flere forskellige komposteringsmetoder, hvoraf nogle er åbne til omgivelserne, mens andre er lukkede. Milekompostering (åben). Det indkomne organiske affald lægges direkte op i miler (lange, trapezformede bunker) – dette kan ske efter neddeling og frasortering af urenheder. Der benyttes ikke andre komposteringsmetoder end milekompostering. Madraskompostering (åben). Det indkomne organiske affald lægges direkte op i madras (bred, flad bunke) efter eventuel neddeling / frasortering. Eftermodning sker i miler. Tromlekompostering (lukket). Det indkomne organiske affald forkomposteres i tromle. Efterkompostering foregår ofte i miler. Kammerkompostering (lukket). Forkompostering i kammer, boks eller container. Efterkompostering foregår oftest i miler. Såfremt nedbrydningsprocessen ikke begrænses af hverken vand eller ilt vil temperaturen i kompostmilen stige til 70 – 75 °C i løbet af et par dage. Herefter vil temperaturen langsomt falde. Som et led i respirationsprocesserne vil der afdampe vand fra komposten, hvorfor en kontinuerlig tilførsel af vand er nødvendig for at sikre en optimal nedbrydning. Såfremt komposten vendes vil temperaturen stige igen. Dette skyldes tilførsel af ilt og, at den fysiske påvirkning har givet bakterierne adgang til nye overflader[5,9,7]. En for kraftig varmeudvikling kan være et problem for de thermophile bakterier, der sikrer den mest optimale nedbrydning ved omkring 55 °C. Derimod er varmeudviklingen vigtig i forbindelse med reduktion af mængden af sygdomsfremkaldende bakterier. Disse dør ved temperaturer over 60 °C. Denne proces kaldes hygiejnisering5. Sygdomsfremkaldende bakterier udgør dog normalt ikke et problem, såfremt der kun anvendes planteaffald i komposten. I mange anlæg har komposten en sammenpresset struktur. Hermed er der stor risiko for iltmangel – især hvis komposten indeholder mange letnedbrydelige forbindelser. Hvis komposten samtidig er våd, skal luftudskiftningen ske gennem en film af vand, hvilket favoriserer de anaerobe respirationsprocesser. Strukturgivende og langsomt nedbrydelige stoffer såsom cellulose og lignin kan sikre, at ilttilførslen bevares gennem det meste af komposteringsprocessen. I praksis tilsættes eksempelvis træflis eller høvlspåner for at bibeholde en let struktur under komposteringen[9,8,7]. Kompostanlæg kan tillige være forsynet med et beluftningssystem, der tilfører milen atmosfærisk luft nedefra via et rørsystem. Dette sikrer også, at processerne ikke forløber anaerobt[10]. 3.1.3 Hvilke stoffer dannes i processerne?Der dannes specifikke lugtstoffer i de forskellige processer under kompostering[12], og dannelsen afhænger også af, hvilket materiale der komposteres. En evt. anvendelse af viden om enkeltstoffer kræver derfor undersøgelser for de aktuelle komposteringer. De følgende betragtninger er generelle erfaringer fra litteraturen. Den indledende syrefase giver de højeste lugtkoncentrationer, som det fremgår af nedenstående tabel 1[13]. Det fremgår ikke af referencen, hvor koncentrationerne er målt, hvorfor de kun kan bruges som indikation af de enkelte fasers relative betydning. Tabel 1 Oversigt over stoffer i tre faser i komposteringen.
Anaerobe forhold fører som tidligere nævnt til dannelse af svovlforbindelser, mens ufuldstændig aerob nedbrydning af grønt affald resulterer i alkoholer, ketoner, estere og organiske syrer (sur lugt). Der er rapporteret dannelse af 740 g VOC, ammoniak og svovlbrinte per ton affald12. En forkert næringsbalance med f.eks. for meget græs kan føre til voldsom emission af kulbrinter og ammoniak[14]. For et anlæg, der komposterer slam fra rensningsanlæg, er der observeret tilsvarende sammenhænge, om end disse ikke er lige så godt dokumenteret[15]. Dimethylsulfid, dimethyldisulfid og limonen nævnes som de væsentligste komponenter[16], [17], hvor sidstnævnte frigøres fra strukturmaterialet. En sammenhæng mellem lugt og specifikke komponenter illustreres tydeligt i en undersøgelse fra Flandern[25]. Kompostering af grønt og have- og parkaffald foregår i lukkede bygninger. Afkastet fra bygningerne ledes gennem et biofilter, hvor mængden af de indgående stoffer reduceres. Prøver af afkastluften efter biofilteret er opsamlet og analyseret for både lugt og en række stoffer. Nogle er rester af de stoffer, der er dannet ved komposteringen (evt. nogle, der slet ikke kan nedbrydes i biofilteret). Andre er evt. dannet ved biofilterets omsætning af stofferne fra komposteringen. Udvalgte værdier er vist i tabel 2. Tabel 2 Eksempler på målinger af lugt og enkeltstoffer
Terpenerne frigives typisk fra træstykker, som bruges som strukturmateriale, og de frigives tidligt i komposteringsprocessen. Limonen er én af de mængdemæssigt vigtigste terpener. En statistisk analyse af 19 resultater viser en god sammenhæng mellem lugt og total VOC og desuden en god sammenhæng mellem lugt og kombinationen af estere og ketoner. Disse to stofgrupper vurderes derfor at være de bedste indikatorstoffer for lugt fra biofiltre efter kompostering. Den samme sammenhæng gælder ikke nødvendigvis for indgangen til biofiltret, da sammensætningen ændres væsentligt ved passage af biofilteret. 3.2 Rensningsanlæg3.2.1 GenereltDen mest almindelige måde at behandle spildevand på i Danmark er at sende det igennem et rensningsanlæg, inden det ledes ud i recipienten. Selvom der kan være fællestræk, vil renseanlæggene i tilknytning til de særskilte industrivirksomheder ofte være opbygget efter vidt forskellige principper, idet de er konstrueret efter de enkelte delvandsstrømmes indhold af forurenende stoffer. Et hovedprincip i industriel spildevandsrensning er, at delstrømme fra enkeltprocesser skal renses, inden de enkelte delstrømme ledes sammen og renses for de stoffer, der er fælles for delstrømmene. På et fuldt udbygget renseanlæg foregår typisk en mekanisk, en biologisk og en kemisk rensning af spildevandet. Den mekaniske rensning fjerner større partikler, sand og fedt fra spildevandet. Ved biologisk rensning nedbrydes det organiske stof – og i nogle tilfælde omsættes kvælstof og fosfor i biologiske processer. Rensningen afsluttes med en kemisk rensning, hvor forskellige kemikalier tilsættes spildevandet, så indholdet af forurenende stoffer bundfældes. Dette kan være relevant for kvælstof og fosfor, hvis dette ikke fjernes under den biologiske rensning. Behandlingen på renseanlæg reducerer mængden af organiske iltforbrugende stoffer, næringsstoffer og miljøfremmede stoffer. Spildevandsrensning resulterer i produktion af affald i form af sand, ristestof og slam. I Danmark findes 1.558 renseanlæg, hvoraf 1.229 anlæg er kommunale[18]. 3.2.2 Biologiske processer i rensningsanlægDe biologiske nedbrydningsprocesser findes primært i det biologiske rensningstrin. Tidligere blev spildevandet behandlet i en stor cylinder, der var fyldt med sten. Herigennem løb vandet fra et roterende overrislingssystem. I cylinderen er bakterierne adsorberet til stenenes overflader i form af en biofilm, hvorved vandets indhold af organisk stof bliver nedbrudt ved hjælp af både aerobe og anaerobe nedbrydningsveje. I dag bruges hovedsagligt et aktivt slamanlæg i det biologiske rensningstrin. Her pumpes slam indeholdende mikroorganismer op gennem spildevandet. Den biologiske rensning afsluttes efterfølgende med en bundfældningstank, hvor det aktive slam bundfældes[5]. Oxidationen af organisk stof i rensningsanlæg er kompleks og foregår gennem talrige mikrobielle processer. I spildevand vil både aerobe og anaerobe bakterier danne aggregater, hvor udvekslingen af metabolitter vil foregå mellem de forskellige heterotrofe bakterier. I modsætning til kompostanlæg udgør de anaerobe bakterier en større andel af den samlede bakteriepopulation i et rensningsanlæg. Dette skyldes, at tilgængeligheden af ilt er mindre – på trods af beluftning / ilttilførsel til anlægget. Ilten bruges dels til aerob respiration, dels til kemisk reoxidation af uorganiske metabolitter fra den anaerobe respiration (eks. NH4+ og HS-). Derudover betyder den lave diffusionshastighed i vand, at der opstår talrige anoxiske mikrohabitater, hvor den anaerobe respiration kan forløbe[5]. Fermentationen (forgæring) foregår kun under anaerobe forhold. Denne proces er kendetegnet ved, at det organiske stof fungerer både som elektrondonor og elektronacceptor. Processen spalter det organiske stof til forskellige makromolekyler (eksempelvis lavmolekylære fedtsyrer, alkoholer og dicarboxylsyrer). Fermentationen danner hermed substrater til den terminale anaerobe mineralisering, hvoraf to af de vigtigste omsætningsveje i rensningsanlæg er skitseret nedenfor5. 4 NO3- + 5 CH2O → 2 N2 + 4 HCO3- + CO2 + 3 H2O Denitrifikationen som ses ovenfor er en af de mest betydningsfulde processer i rensningsanlæg, idet næringsstoffet nitrat omdannes til uskadeligt elementært kvælstof. Nitraten stammer primært fra nitrifikationen, som er den aerobe omdannelse af ammonium. En anden anaerob omsætningsvej er sulfatrespirationen[5]. SO42- + 2 CH2O → H2S + 2 HCO3- Det ses, at processen resulterer i dannelse af sulfid, som er forbundet med kraftige lugtgener. Sulfid har en meget lav lugttærskel på 0,001 mg/l og bruges ofte som indikator for lugtgener fra spildevand. Sulfatrespirationen giver ikke meget energi til bakterierne, og den vil først træde i kraft, når andre oxidationsmidler er opbrugt – eksempelvis ilt og nitrat. Dette er grunden til, at man har haft succes med reduktion af lugtgener fra sulfid ved kontrolleret dosering af nitrat til spildevandet[19]. Den mindst energirige mikrobielle nedbrydningsvej er methanogenesen, der ikke kræver nogen ekstern oxidant, idet halvdelen af det organiske kulstof oxideres til kuldioxid på bekostning af den anden halvdel, som reduceres til methan. Processen, der kun forløber i ekstremt reaktivt spildevand, kan skitseres ved følgende reaktionsligning[5]. 2 CH2O → CH4 + CO2 Methanogenesen har et energiudbytte for bakterierne på omkring 1/10 af energiudbyttet under den aerobe respiration. Det er generelt de samme fysiske og kemiske parametre, der har indflydelse på de mikrobielle processer i rensningsanlæg og komposteringsanlæg. De mikrobielle processer bliver primært varetaget af mesophile bakterier. Temperaturen i rensningsanlæg kommer sjældent over 30 °C[5]. Vandets pH-værdi skal helst ligge omkring 7,0. En for høj pH-værdi kan føre til massiv ammoniak fordampning, mens en lav pH-værdi øger biotilgængeligheden af eventuelle tungmetaller i spildevandet. Langvarig tilbageholdelse af spildevand i såvel afløbssystemet som selve rensningsanlægget vil øge omsætningen af det organiske stof og dermed risikoen for anaerobe forhold. Under disse forhold vil sulfatrespirationen ofte blive den mest favorable nedbrydningsvej, hvilket vil føre til massiv afdampning af sulfid[5]. Fodnoter[a] Ved matrix forstås et afgrænset volumen med en kompliceret strukur [b] Heterotrof proces: bakterier der anvender organisk stof til energi- og kulstofkilde [c] Aerob respiration: O2 er oxidationsmiddel; Anaerob respiration: NO3, SO42-; CO2 m.fl. fungerer som oxidationsmidler [d] Et andet ord for oxidationsmiddel [e] Anoxisk betyder uden ilt – i praksis et redoxpotentiale under 200 mV [f] Termodynamik i denne sammenhæng refererer til de enkelte processers energiudbytte [g] Biofilm er en sammenhængende måtte af bakterier
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||