Driftsvilkår for komposteringsanlæg
4 Fuldskalaforsøg for vurdering af variation i lugtudbredelse over en mile
- 4.1 Design af fuldskalaforsøg med kompostering af spildevandsslam
- 4.2 Oplægning af mile og gennemførelse af forsøg med kompostering af spildevandsslam
- 4.3 Udtagning af lugtprøver samt monitering af mile
- 4.4 Analyse af lugtprøver
- 4.5 Resultater af termografi og lugtprøver
- 4.6 Variation i lugten over milen
Bestemmelse af lugtemissionen fra et komposteringsanlæg eller en enkelt kilde kan foretages ved udtagning af lugtprøver. Praksis er efterfølgende, at lugtprøverne koncentrationsbestemmes af et lugtpanel på et akkrediteret laboratorium. Ved at sammenholde koncentrationen af den enkelte prøve med den lufthastighed hvormed lugten er afgivet ved kilden, får man således en værdi for lugtemissionen over tiden. Ved hjælp af en spredningsmodel kan man efterfølgende få et tal for lugtens styrke i omgivelserne.
Med udgangspunkt i screening, litteraturstudie og erfaringsopsamling blev et fuldskalaforsøg med kompostering af spildevandsslam, neddelt have- og parkaffald og halm sat i gang. Formålet med forsøget var at belyse variationen i udbredelse af lugt over en kompostmile før og umiddelbart efter milevending, således at der efterfølgende kunne formuleres konkrete anbefalinger til, hvordan man opnår et repræsentativt udtryk for lugtemissionen fra en kompostmile.
Projektet forholder sig således ikke til metodevalg for udtagning af lugtprøver eller til usikkerheder forbundet med udtagning af prøver samt analyse af disse.
4.1 Design af fuldskalaforsøg med kompostering af spildevandsslam
Fuldskalaforsøget fandt sted på Odense Nord Miljøcenter. Komposteringsanlægget drives af Odense Renovationsselskab A/S, der stillede plads, maskiner og arbejdskraft til rådighed til den praktiske gennemførelse af forsøget.
Med udgangspunkt i erfaringsopsamling fra tidligere fuldskalaforsøg med milekompostering, samt litteraturstudiet for optimale driftsparametre, blev der udarbejdet en opskrift for sammensætningen af milen. Opskriften var resultatet af en beregning af indgangsmaterialernes forventede C/N forhold, tørstofprocent og den forventede nedbør i komposteringsperioden. Ligeledes blev der taget højde for, at der blev anvendt nok have- og parkaffald til opnåelse af en porøsitet, der kunne sikre et tilstrækkeligt iltindhold under komposteringen gennem passende luftporevolumen.
I de tilfælde, hvor der ikke eksisterede aktuelle analysedata, blev der anvendt erfaringsdata for tilsvarende indgangsmaterialer. Beregningen blev foretaget i Rambølls driftskontrolprogram for komposteringsanlæg (bilag C), der beregner mængden af de enkelte indgangsmaterialer ud fra oplysninger om driftsparametre og indgangsmaterialer.
Milen blev etableret den 15. juni 2005 med en sammensætning, som fremgår af nedenstående tabel 3
Tabel 3: Indgangsmaterialer til mile oplagt på Odense Nord Komposteringsanlæg. Der er regnet med omkring 10 mm nedbør for perioden.
4.2 Oplægning af mile og gennemførelse af forsøg med kompostering af spildevandsslam
For at opnå god porøsitet, tilstrækkelig blanding og en homogen mile blev indgangsmaterialerne oplagt af flere trin. Der blev opbygget to små miler, der efterfølgende blev lagt sammen til én mile. For hver af de små miler blev halmen først lagt ud (figur 8) og vendt med milevender (figur 9). Herefter blev først spildevandsslam fra rensningsanlæg (figur 10) og derefter neddelt have- og parkaffald (figur 11), lagt oven på hver af milerne, der blev gennemkørt med milevender 2 gange (figur 12) for at opnå en tilstrækkelig opblanding af indgangsmaterialerne. De to små miler blev lagt sammen med frontlæsser (figur 13), og den store mile blev gennemkørt 2 gange. Herved var der opnået en homogen opblanding af indgangsmaterialerne (figur 14).
Samme homogene opblanding kan opnås ved at oplægge indgangsmaterialerne trinvis i én mile, såfremt man har milevender med kapacitet til at opblande indgangsmaterialerne tilstrækkeligt.
Det blev kontrolleret, at milen var tilstrækkeligt homogen. Biofilter blev slutteligt etableret på den færdige mile (figur 15). Biofilteret bestod af minimum 20 cm neddelt sigterest (15 mm-40 mm) fra tilsvarende kompostering.
Alle indgåede mængder blev vejet i forbindelse med oplægning, og mængderne registreret i driftskontrolprogrammet.
Figur 8: Der oplægges 1 halmballe pr. 6 m i to rækker
Figur 9: Halmen køres igennem af milevender så der bliver to ”små” halmmiler
Figur 10: 1,5 m3 spildevandsslam fra rensningsanlæg lægges i halmmilerne pr 2 m mile
Figur 11: 4 m³ neddelt have-/parkaffald lægges over pr. 2 m
Figur 12: Milerne køres 2 gange igennem med milevender
Figur 13: De to ”små miler” lægges sammen
Figur 14: Den oplagte mile
Figur 15: Toppen af milen dækkes med 1 m³ sigterest pr 2 m
Milen blev oplagt over 70 meter. Den var ca. 4,5 m bred og ca. 2 m høj. Der er således oplagt 4,2 m3 per løbende meter, hvilket erfaringsmæssigt er i underkanten af, hvad der normalt dimensioneres med på komposteringsanlæg. Dette skyldes, at den milevender, der blev anvendt til homogenisering og opblanding, ikke var monteret med en ”skæreklinge”, således at det forholdsvis friske halm kunne deles under blandingen. Massen blev derfor ”sej” og måtte oplægges over 70 meter i stedet for de planlagte 50 meter. Under normal drift på anlægget anvendes en anden milevender, der kan håndtere gennemkørsel af 4,5 – 5 m³ per løbende meter.
Anvendelse af den pågældende milevender forsagede, at milen var mere kompakt end ønsket.
I løbet af komposteringsforløbet blev der kontinuerligt registreret temperatur i milen. Temperaturerne blev registret i anlæggets driftskontrolprogram, hvor dataene anvendes til en løbende overvågning af komposteringsforløbet.
Efter 1 uges kompostering blev milen vendt ved hjælp af milevender, og et nyt biofilter blev etableret på toppen af milen. Biofilteret indgår som en del af indgangsmaterialerne og medregnes som sådan i driftskontrolprogrammet.
Efter 2 ugers kompostering har milen overstået syrefasen, som giver anledning til frigivelse og omdannelse af de organiske kulstofforbindelser. Milen forventes på det tidspunkt stadig at være meget aktiv og lugtemissionen høj. Samtidig forventes milen at blive mere og mere homogen efterhånden, som komposteringsprocessen forløber, og milen bliver vendt.
For at belyse udbredelsen af lugt over milen blev der derfor efter 2 ugers kompostering udtaget en række lugtprøver og termografiske bestemmelser af overfladetemperaturerne.
4.3 Udtagning af lugtprøver samt monitering af mile
Den 29. juni 2005 (2 uger efter at milen var blevet oplagt) blev der udtaget 10 lugtprøver fra situationen ”før milevending” (F-situation) og 10 lugtprøver fra situationen ”under milevending” (U-situation), fra milen etableret på Odense Nord Miljøcenter. Milens dimensioner var på pågældende tidspunkt væsentlig mindsket som resultat af komposteringsprocessen.
I forbindelse med udtagning af lugtprøverne blev der ligeledes foretaget monitering af PID (måling af ioniserbare stoffer), O2, NH3, CO2, H2S og CH3 i såvel milen som i den emitterede luft fra milen. Dette blev gjort ved at forbinde måleinstrumenterne (henholdsvis fotoioniseringsdetektor, gasmåler og gas-tech rør) til studs, hvorfra lugtprøver også blev udtaget (figur 19).
Dette blev gjort for overordnet at kunne vurdere lugtemissionen i forhold til komposteringsprocessen. Ligeledes blev der for hver af situationerne udtaget termografiske målinger for at få et billede af milens varmeemission. De termografiske målinger blev gennemført af FORCE Technology. Forud for termograferingen blev der udlagt en metalramme på 1x1 meter. Rammen dækkede arealet for udtagning af lugtprøve, sådan at den gennemsnitlige temperatur for emissionsarealet var direkte sammenlignelig med lugtemissionen fra det pågældende areal.
Arbejdsgangen ved prøvetagning var som følgende:
- 10 prøvesteder afmærkes i milen med 4 meters mellemrum (figur 16)
Figur 16: Afmærkning til udtagning af lugtprøver
Termografibilleder tages for hver afmærkning for situationen før milevending (figur 17)
Figur 17: Termografiske billeder udtages af FORCE Technology
- Der udtages lugtprøver i samme punkter, som der er taget termografibilleder for situationen før milevending. Der foretages gas-måling i afstrømningsluften og i milen (figur 18)
Figur 18: Udtagning af lugtprøver samt monitering af milen
- Milen vendes med portal milevender
- Termografibilleder tages for hver afmærkning for situationen under-milevending umiddelbart, før der udtages lugtprøve
- Der udtages lugtprøver i samme punkter, som der er taget termografibilleder for situationen under-milevending. Der foretages gas-måling i afstrømningsluften og i milen. Prøvetagningen finder sted over 2 timer, fra milen er vendt.
Alle lugtprøverne blev udtaget ved hjælp af Rambølls vindhætte. Metoden har adskillige gange været anvendt til udtagning af lugtprøver fra åbne arealkilder. Vindhætten slutter tæt til komposten ved hjælp af påhæftet dug. Anordningen sikrer, at al luft fra måleområdet bortledes gennem skorstenen. En teflonslange forbindelse via et hul i den fungerende skorsten til en Tedlarpose, der er indeholdt i en hermetisk lukket beholder tilknyttet en pumpe. Det er således muligt at opsamle en lugtprøve fra milen ved at lave undertryk i beholderen (figur 19).
Figur 19. Udtagning af lugtprøve ved hjælp af vindhætte.
For at kunne beregne lugtemissionen fra det enkelte prøvepunkt indsamles luftstrømsmålinger ved anvendelse af et anemometer med en nedre detektionsgrænse på 0,05 m/sek. Anemometret blev holdt ved prøveudtagningspunktet, og målingen blev derefter aflæst direkte på apparatet. Lugtprøverne blev sendt til analyse i tedlarposerne (figur 19).
4.4 Analyse af lugtprøver
De 20 lugtprøver blev testet dagen efter udtagelse hos FORCE Technology. Alle lugtprøverne blev analyseret med et lugtsensorsystem DOSS, (Danish Odour Sensor System). Systemet kaldes populært for ”den elektroniske næse”. Seks af prøverne blev efterfølgende analyseret ved akkrediteret metode ved hjælp af olfaktometri (bilag E), henholdsvis 3 af prøverne fra F-situationen og 3 fra U-situationen.
Princippet i anvendelsen af et elektronisk lugtsensorsystem er, at signalet fra systemets sensorer sammenstilles med den faktiske lugtværdi bestemt ved et lugtpanel. Sammenhængen mellem DOSS’en og lugtpanelbestemmelsen udtrykkes så i en kalibreringsfunktion, der anvendes til at omregne nye signaler fra det elektroniske lugtsensorsystem til lugtenheder per kubikmeter.
Sammenhængen mellem de faktiske og beregnede værdier afbilledes i en kurve (figur 20).
Figur 20. Sammenhængen mellem olfaktometri og beregnede DOSS-resultater, i LE/m³ (FORCE, 2005. Bilag e)
Anvendeligheden af systemet på aktuelle prøver udtrykkes i korrelationskoefficienten, R der ved fuld korrelation har værdien 1. I dette tilfælde er R tæt på 0,97, hvorfor anvendeligheden af DOSS’en er særdeles god på de undersøgte prøver.
DOSS’en er væsentlig billigere og hurtigere at anvende til koncentrations-bestemmelse end et lugtpanel. Ved anvendelse af et lugtpanel kan der maksimalt bedømmes 8-10 prøver pr. formiddags eller eftermiddagspanel, mens der ikke er den tilsvarende begrænsning ved den elektroniske næse Det er derfor muligt at udtage og analysere flere prøver end ved olfaktometrimetoden.
Ved at bruge DOSS’en sammen med den traditionelle olfactometriske bestemmelse ved anvendelse af lugtpanel har det således været muligt at få et bredere billede af variationen af lugten over milen.
Anvendelse af et elektronisk lugtsensorsystem forudsætter dog, at prøverne alle har nogenlunde samme sammensætning. Systemet kan f.eks. ikke bruge en kalibreringsfunktion fra chokoladelugt til at måle lugt fra kompost. I det aktuelle tilfælde er alle prøverne taget fra samme kompostmile henholdsvis før og efter vending. Det må således forventes, at alle prøverne indeholder samme stoftyper, evt. i varierende kombinationer. Lugtpanelernes karakterisering af lugten støtter også den antagelse, at der er tale om samme lugttype (bilag e).
4.5 Resultater af termografi og lugtprøver
Tabel 3 angiver resultater fra lugtprøverne udtaget for situationen før og umiddelbart efter (0-2 timer) milevending. I alle tilfælde er resultaterne for LE/m³ anvendt korrigeret med en følsomhedsfaktor i henhold til vejledning nr. 4, 1985 (Miljøstyrelsen, 1985).
Tabel 4: Lugtemission fra lugtprøver udtaget for situationen før milevending (1F – 10F) og umiddelbart efter milevending (1U – 10U) for en 2 uger gammel mile oplagt med indgangsmaterialer af neddelt have/park, spildevandsslam fra rensningsanlæg og halm.
Emissionsresultaterne er fremkommet ved at sammenholde lugtkoncentrationen bestemt i laboratoriet for de enkelte prøver (LE/m³) med luftstrømsmålingerne (m/s) foretaget på milen samtidig med udtagning af de enkelte lugtprøver.
Prøverne for situationen før milevending (1F – 10F) repræsenterer basissituationen for en 2 uger gammel mile. Situationen under-milevending repræsenterer situationen under/efter milevending dog med et tidsmæssigt aspekt, da prøverne blev taget med ca. 15 minutters mellemrum over en periode på ca. 2 timer. Prøve 1U repræsenterer således situationen under[1]/lige efter milevending, hvor de efterfølgende prøver angiver situationen i de efterfølgende timer efter milevending.
Gas- og temperaturmålingerne foretaget omkring ½ meter inde i milen viser en høj koncentration af ilt for både situationen før og umiddelbart efter milevending. Den gennemsnitlige iltkoncentration er for F-situationen 20,8 % O2, hvor der for U-situationen er et gennemsnitlige iltindhold på 20,9%.
Ved måling af gasser i milen samt i emissionsluften, blev der ikke registreret tilstedeværelse af H2S, CH3 og PID (ioniserbare stoffer f.eks. merkaptaner) samt CO2 bortset fra tre prøver for F-situationen, hvor der var CO2 i emissionsluften. Der er på baggrund af registreringerne af de nævnte gasser således ikke forhold, der giver anledning til at forvente anaerobe forhold.
Ammoniakemissionen var for F-situationen på gennemsnitlig 0,009 ml NH3/s/m² og 0,006 ml NH3/s/m² for U-situationen. Emission af ammoniak er uhensigtsmæssig både i forhold til tab af næringsstoffer og i forhold til lugt. Det forekommer dog ofte i begyndelsen af komposteringsperioden (1-3 uger). En koncentration som registreret i nærværende forsøg vurderes ikke at være af væsentlig betydning for lugten fra milen.
Moniteringsresultaterne på gasserne indikerer, at den initielle syrefase med emission af lugtende gasser, er overstået. I syrefasen omsættes de lettest fordøjelige dele af indgangsmaterialet med resulterende frigivelse af ofte ildelugtende organiske syrer.
Temperaturen i milen er registreret kontinuerligt ved hjælp af 4 temperaturloggere indsat i milen. Figur 21 viser temperaturforløbet for milen over et 8 ugers komposteringsforløb.
Figur 21. Temperaturforløbet fra 4 temperaturloggere indsat 0,75 m i forsøgsmile under de 8 ugers kompostering af mile oplagt på Odense Nord Miljøcenter den 15. juni 2005. De voldsomme temperaturfald angiver, at loggerne er fjernet fra milen i forbindelse med milevending.
Ved færdig kompostering er det opgjort, at temperaturen i milen for hele perioden har været > 70°C i 118 timer, > 65°C i 361 timer og > 55°C i 1016 timer. Den færdige kompost kan således klassificeres, som kontrolleret komposteret.
Temperaturforløbet viser, at milens temperatur i lang tid har ligget højt i hele komposteringsforløbet. Det var forventet, at milen efter omkring 4 ugers kompostering ville aftage i temperatur (jf. afsnit 4). Milen er ikke fulgt nøjere fra forsøgets side, da der udelukkende blev udtaget lugt- og gasprøver efter 2 ugers kompostering. Man har fra anlæggets side ikke nogen umiddelbar forklaring på, hvorfor temperaturen ligger så forholdsvist højt igennem forløbet. Det tyder dog på, at der har været ”klumper” af organisk stof, der ved vendingerne er blevet blotlagt til omsætning.
Temperaturforløbet for uge 2 (figur 21) vidner om, at milen endnu ikke er homogen.
4.6 Variation i lugten over milen
Figur 22 og 23 angiver resultaterne som bestemt ved DOSS for begge driftssituationer. For situationen før milevending er resultaterne afbilledet, således at punkterne indgår i den rækkefølge, de er taget i, fra den ene ende af milen til den anden (figur 22). Resultaterne fra situationen umiddelbart efter milevending er tidsafhængige og indgår i grafen som sådan (figur 23). Det er således muligt at få et billede af, hvorledes lugtemissionen aftager over tid efter milevending.
Figur 22: Resultater for lugtemissionen for situationen før milevending (F-situationen) vist i den rækkefølge de er udtaget i, hen over milen.
Figur 23: Resultater for lugtemissionen for situationen umiddelbart efter milevending (U-situationen) som funktion af tiden fra milevending.
Emissionsresultaterne fra situationen umiddelbart efter milevending ligger generelt højere end resultaterne fra situationen før milevending.
Det er som ventet og i overensstemmelse med driftserfaringer, da der ved vending frigives lugtende stoffer til omgivelserne. Eventuelle anaerobe zoner i milen vil ved vending blive eksponeret til luften, hvilket kan give anledning til frigivelse af lugtende stoffer. Resultaterne viser dog, at denne ”peak” emission (spidsværdi), som man typisk får ved milevending, ikke er langvarig. Allerede 30 minutter efter vending er emissionen faldet til omtrent niveau, som forekommer for milen før milevending (figur 22 og 23). Efter to timer viser resultaterne, at lugtemissionen er faldet til værdi som før milevending (F10 » U10). Dette svarer også til det, der er observeret på andre komposteringsanlæg, hvor man oplever høje lugtemissioner i forbindelse med milevending, der forholdsvis hurtigt aftager efterfølgende (afsnit 4).
4.6.1 Usikkerheder
Den usikkerhed, der er tilknyttet emissionstallene, som repræsentative for milens emission stammer fra usikkerheden på luftstrømsmålingerne, valg af udtagningssted, metode for udtagning af lugtprøve og koncentrationsbestemmelsen i laboratoriet ved lugtpanel. I dette tilfælde er der ligeledes usikkerheden ved at DOSS’en er kalibreret i forhold til lugtpaneletsbestemmelser. De 10 resultater, der således er angivet ved DOSS’en er således en funktion af kalibreringen, som igen er usikker, idet man kun har de tre målinger fra henholdsvis før-situationen og under-situationen.
Resultaterne fra forsøget viser en forholdsvis stor spredning på resultaterne. Da der for resultaterne fra situationen umiddelbart efter milevending er en tidsmæssig variation, siger spredningen af resultaterne ikke umiddelbart noget om variationen hen over milen for denne situation.
Da lugtprøverne er indsamlet fra en 2 uger gammel mile er forventningerne, at milen endnu ikke er homogen, og det vil således heller ikke være forventet, at emissionen over milen er ensartet. Det kan dog give et problem i forhold til den konkrete vurdering af lugtemissionen fra milen. Problemet har længe været erkendt, og tommelfingerreglen har været, at der ved bestemmelse af lugtemission fra arealkilder skal udtages prøver svarende til 1% af kildens areal.
Resultaterne af nærværende undersøgelse kan ikke bekræfte denne ”tommelfingerregel” som værende nok til at give et reelt billede af milens emission, hvis den er så uhomogen som den pågældende mile.
Skal man have repræsentative prøver fra en mile, som i forsøget, er et prøveantal på 10 alt andet lige, være mere repræsentativt end et prøveantal på 3 (se på henholdsvis DOSS og panelresultaterne). For de fleste anlæg vil det ud fra en praktisk og økonomisk vinkel ikke være realistisk at udtage så mange prøver, da milerne kun vil udgøre en del af de uhomogene kilder, der forefindes på et komposteringsanlæg.
På baggrund af ovenstående resultater er det ikke muligt at udtale sig om, hvor stor usikkerhed, der vil blive begået ved en kortlægning af lugtemissionen fra aktive kompostmiler, såfremt der kun udtages få prøver.
Lugtemissionerne fra milen er dog i alle tilfælde meget lave og viser, at den pågældende mile efter 2 uger komposterer uden en lugtafgivelse, som må forventes at give anledning til lugtgener.
Oplag af have- og parkaffald og neddelt have- og parkaffald bidrager væsentligt til den samlede emission på slamkomposteringsanlæg (afsnit med erfaringsopsamling). Lugtbidraget fra de uhomogene kilder, så som 1-3 uger gamle miler, er således kun en del af anlæggets samlede lugtbidrag, og en variation over milen med en lugtemission som i det pågældende forsøg vil ikke formodes at have væsentlig betydning for anlæggets samlede emission. Såfremt emissionsværdien fra milen havde været meget større, vil dette naturligvis kunne påvirke det samlede emissionsbidrag væsentligt.
Det har ikke været inden for denne opgaves rammer at undersøge variationen i lugtkoncentrationen på andre tidspunkter i komposteringsprocessen eller fra andre kilder på komposteringsanlæg. Det må som allerede nævnt formodes, at i takt med at komposten antager en mere homogen form, vil også lugtemissionen være mere ensartet hen over milen.
4.6.2 Fastsættelse af punkt for udtagning af lugtprøver
Vejledning om begrænsning af lugtgener fra virksomheder nr. 4, 1985 anbefaler ikke udtagning af lugtprøver fra arealkilder. Flere virksomheder har dog konkret krav til dokumentation for overholdelse af specifikke lugtgrænser (jf. afsnit 3). For flere komposteringsanlæg er det således nødvendigt at få udtaget og bestemt lugtprøver fra arealkilder for at beregne anlæggets samlede emission samt foretage en beregning af lugtens spredning i omgivelserne. I de fleste tilfælde vil der være begrænsede økonomiske midler til at få udtaget lugtprøver. Det vil således være væsentligt at udvælge udtagningspunkterne, så man får så repræsentativt et billede som muligt fra de enkelte kilder, på trods af at der kun tages få prøver.
Termografisk bestemmelse af udtagningspunkter har tidligere været anvendt i forbindelse med udtagning af lugtprøver. Ved hjælp af termografi kan områder med høj varmeafgivelse bestemmes. Dette har, i tidligere undersøgelser gennemført for Odense Renovationsselskab i 2004, vist sammenhæng mellem høj temperatur og høj lugtemission. I nærværende forsøg har det ikke været muligt at finde denne sammenhæng mellem middeltemperatur som bestemt ved termografi af 1 m² og lugtkoncentration eller lugtemission (bestemt som lugtkoncentrationen sammenholdt med emissionshastigheden).
For temperaturen bestemt i 10 punkter ned over milen for F-situationen findes der ved hjælp af termografi en gennemsnitstemperatur på 23,5 med SD 2,2 (standard variation). Temperaturen varierer således i dette tilfælde ikke så meget som emissionen.
En mere simpel måde at bestemme udtagningspunkter fra en uhomogen kilde er ved visuel inspektion af kilden. Det vil oftest være forholdsvis nemt at bestemme områder med megen aktivitet og områder med begrænset aktivitet, ved rent visuel inspektion. For en uhomogen kilde med områder med aktive og mindre aktive områder, vil det således være nødvendigt at vurdere, hvor mange prøver, der skal udtages, således at begge emissionsområder er repræsenteret i det, der afslutningsvist vil blive anvendt som en ”gennemsnitlig mileemission”.
Dette visuelle princip har været anvendt i flere tilfælde ved udtagning af lugtprøver fra aktive arealkilder og vurderes at give et godt billede af milens samlede emission. Dette er vurderet på baggrund af flere forsøg med udtagning af lugt fra ensartede kilder, hvor emissionen fra disse ligger i samme størrelsesorden ved de forskellige forsøg.
På baggrund af ovenstående forsøg og betragtninger kan det således antages, at lugtvariationen over en 2 uger gammel mile er forholdsvis stor, og at det derfor kan være vanskeligt at udtage en repræsentativ prøve. Lugtemissionen fra en mile tilsvarende den, der er oplagt i nærværende forsøg med hensyntagen til C/N forhold, luftporevolumen, iltindhold og tørstofindhold, er dog forholdsvis begrænset og vurderes ikke at give anledning til lugtgener efter 2 ugers kompostering.
Der bør dog i hvert enkelt tilfælde ved udtagning af lugtprøver foretages en konkret vurdering af, hvorvidt den pågældende kilde er homogen eller af mere uhomogen karakter. Fra homogene prøver bør der som minimum udtages prøver dækkende 1 % af emissionsarealet, hvor man fra mere uhomogene kilder bør udtage flere prøver. Udtagning af repræsentative prøver bedømmes visuelt, og antallet af prøver fastsættes på baggrund af denne bedømmelse.
Anvendelse af termografi kan ikke umiddelbart anvendes til udvælgelse af udtagningspunkter med henholdsvis høj og lav emission for en mile med lave emissionhastigheder som i nærværende forsøg. Andre forsøg har dog vist, at for kilder med høj emissionshastighed kan termografi være et nyttigt instrument til fastsættelse af udtagningspunkter.
Temperaturen er et udtryk for den mikrobielle aktivitet, idet der ved nedbrydning af organisk materiale frigives energi. Termografi kan derfor anvendes til udpegning af repræsentative områder for den aktuelle biologiske aktivitet.
Fodnoter
[1] Af sikkerhedsmæssige grunde blev der ikke udtaget lugtprøver medens milevenderen kørte. Prøve 1U blev udtaget lige efter, at milevenderen stoppede.
Version 1.0 December 2007, © Miljøstyrelsen.