SZENT ISTVÁN EGYETEM

KÖRNYEZETTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA

TALAJTAN, AGROKÉMIA, KÖRNYEZETI KÉMIA

RÉSZTERÜLETI PROGRAM

A KOMPOSZTÁLÁS SORÁN BEKÖVETKEZ Ő SZERVES ANYAG ÁT-

ALAKULÁS VIZSGÁLATA FORRÓ VIZES KIVONATOK FELHASZNÁ -

LÁSÁVAL

Doktori értekezés

Készítette: Dér Sándor

Témavezető: Dr. Füleky György

Gödöllő

2003

A doktori iskola

megnevezése: Szent István Egyetem Környezettudományi Doktori Iskola

tudományága: Talajtan, Agrokémia, Környezeti kémia

vezetője: Dr. Menyhért Zoltán

egyetemi tanár

SZIE Mezőgazdaság-, és Környezettudományi Kar

Növénytermesztési Intézet

Témavezető: Dr. Füleky György

tanszékvezető egyetemi tanár

SZIE Mezőgazdaság-, és Környezettudományi Kar

Talajtan-, és Agrokémia Tanszék

Az iskolavezető jóváhagyása A témavezető jóváhagyása

3

TARTALOMJEGYZÉK

1. BEVEZETÉS ................................................................................................................................... 5

2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS ................................................................................................................. 7

2.1 A komposztálás fogalma, célja, jelentősége ........................................................................ 7

2.2 A komposztálás nyersanyagai .............................................................................................. 9

2.3 A kompossztálásban résztvevő szervezetek ....................................................................... 14

2.4 A komposztálás folyamata ................................................................................................. 16

2.5 A komposztálás modellezésére használt reaktorok ............................................................ 35

2.6 A forróvizes kivonatok alkalmazása .................................................................................. 37

2.7 Spektroszkópiai módszerek a komposztok vizsgálatában ................................................. 41

3. ANYAG ÉS MÓDSZER ................................................................................................................... 43

3.1 A vizsgálatokhoz használt anyagok ................................................................................... 43

3.2 Módszerek .......................................................................................................................... 44

4. EREDMÉNYEK ............................................................................................................................. 47

4.1 A komposztálás menete ..................................................................................................... 47

4.2 A vizes kivonatok............................................................................................................... 49

5. AZ EREDMÉNYEK ÉRTÉKELÉSE .................................................................................................... 65

5.1 A komposztálás során mért paraméterek értékelése .......................................................... 65

5.2 A forró vizes kivonás során kapott eredmények értékelése ............................................... 65

5.3 Új tudományos eredmények ............................................................................................... 70

6. ÖSSZEFOGLALÁS ......................................................................................................................... 71

MELLÉKLETEK………………………………………… …………………………………………..70

MI: Irodalom jegyzék……………………………………………………………………………….71

4

5

1. BEVEZETÉS

A komposztálás az emberiség egyik legősibb „recycling” eljárása, amelynek alkalmazása a kémiai

ipar fejlődésével párhuzamosan háttérbe szorult. Az olcsó fosszilis energiahordozókra épülő agro-

kémiai ipar által előállított műtrágyák háttérbe szorították a szerves trágyákat és a komposztokat.

Európa sok országában a szerves trágyák egyszerű hulladékká degradálódtak. Az utóbbi évtizedek-

ben kezdett bebizonyosodni, hogy az iparszerű mezőgazdaság hosszú távon a talajok termékenysé-

gének csökkenését, az élelmiszer minőségének romlását és a környezet fokozott terhelését okozza.

A rohamosan urbanizálódó fogyasztói társadalmak számára mind nagyobb környezeti és technoló-

giai kihívást jelent a keletkező hulladékok kezelése. A fejlett ipari társadalmak fokozódó környezet-

terhelése miatt egyre több környezeti probléma jelentkezik. A hatvanas-hetvenes években megje-

lent, és mára a hivatalos politika szintjére emelkedett a „fenntartható” fejlődés gazdasági stratégiája,

amelynek célja a természeti erőforrások fokozott védelme, a felhasznált anyagok és energiák kör-

forgásának lehető legtökéletesebb megvalósítása. Napjainkban az Európai Uniós és a hazai jogsza-

bályok is előírják a lerakásra kerülő hulladékok biológiailag bontható alkotóinak csökkentését.

1-1. ábra: Biohulladékok szelektív gyűjtése- kísérleti program emblémája

A hulladékok szervesanyag-tartalom csökkentésének egyik leggyakoribb módja a szerves hulladé-

kok szelektív gyűjtése, majd biológia kezelése. A biológiai eljárások között központi szerepe van a

komposztálásnak. A Hulladékgazdálkodási Törvény és az Országos Hulladékgazdálkodási Terv

előirányozza a komposztálás elterjesztését, és napjainkban hazai és EU előcsatlakozási források

6

segítségével egyre több komposztáló telep kezdi meg működését. A komposztálás hazai elterjedése

szükségessé teszi a komposztálással foglalkozó kutatások folytatását.

A tudományos háttér megteremtése rendkívül fontos a korszerű ismeretek meghonosításában, elter-

jesztésében, a jogszabály-alkotás szakmai megalapozásában és egy nemzeti komposzt minőségbiz-

tosítási rendszer bevezetése, majd fejlesztése során.

A komposztálás során végbemenő szervesanyag átalakulási folyamatok kutatását az alábbiak teszik

indokolttá:

o a szerves anyagok átalakulása döntően befolyásolja több tápanyag átalakulását (pl. a

nitrogén transzformációs folyamatokat) a komposztálás során;

o a szerves anyagok átalakulása meghatározza a komposztok stabilitását;

o a szerves anyagok minősége befolyásolja a komposztok hatását a talajok fizikai, ké-

miai és mikrobiológiai tulajdonságaira.

A Ph.D. értekézésem elkészítése során az alábbi célokat határoztam meg:

o A kisűrméretű adiabatikus komposztáló reaktorban a komposztálás feltételeinek biz-

tosítása, és a fontosabb változások nyomon követése, a reaktor alkalmasságának iga-

zolása.

o A forró vizes kivonás alkalmazásának vizsgálata a komposztálási kísérlet különböző

időszakaiból vett minták segítségével.

o A forró vizes és a hideg vizes kivonási módszer összehasonlítása.

o A forró vizes kivonatok szén tartalmának meghatározásával a könnyen oldható szén

kivonó képesség meghatározása.

o A forró vizes kivonatok UV tartományban végzett fényelnyelési vizsgálatával szer-

ves anyag tartalom jellemzése, illetve a fontosabb kvalitatív változások nyomon kö-

vetése a komposztálás során.

7

2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS

2.1 A komposztálás fogalma, célja, jelentősége

2.1.1 A komposztálás meghatározása

A komposztálás egy olyan, ember által irányított folyamat, amely során a szervesanyagok a talaj-

mikroorganizmusok segítségével levegő jelenlétében lebomlanak, átalakulnak, majd belőlük az érés

során nagy molekulájú humin vegyületek épülnek fel (DUNST 1991). A komposztálás tehát a külön-

féle szerves hulladékok exoterm biológiai és kémiai oxidációja, amely a szerves anyagok természe-

tes bomlásának gyors formája. A szerves anyagok lebomlása és a mikrobiális metabolit termelés

legnagyobb mértékben a termofil szakaszban figyelhető meg. A komposztálás során a szerves

anyag stabilizálódása figyelhető meg, mineralizáció és a humifikáció során a mikrobiális

metabolitokból ártalmatlan, stabil homogén végtermék keletkezik (GRAY et al. 1971, VIEL et al.

1987). A komposztálás talaj-biológia szempontból a szerves anyagok korhadásával azonosítható,

így a kedvező talajban végbemenő folyamatok közé sorolható (SZABÓ 1986).

Európai Unió „Working dokument on biodegradable waste management” dokumentuma alapján

kidolgozott „Biológiailag lebomló hulladékok biológiai kezelése” című KöM rendelet tervezet a

komposztálással kapcsolatban a következőképpen határozza meg az alapfogalmakat (ALEKSZA et al.

2001):

„biológiai úton lebontható hulladék (biohulladék) – minden olyan hulladék, amely aerob vagy ana-

erob úton lebontható;

komposzt – stabil, higiénikus, magas szervesanyag-tartalmú, humuszszerű anyag, amely a szelektí-

ven gyűjtött biohulladékok komposztálása során keletkezik, nincs szagemissziója, és besorolható

valamelyik komposzt környezeti minősítési osztályba;

komposztálás – szelektíven gyűjtött biohulladékok ellenőrzött körülmények között oxigén jelenlét-

ében történő autotermikus és termofil biológiai lebontása, mikro- és makroorganizmusok segítségé-

vel, melynek célja a komposzt előállítása”.

8

2.1.2 A komposztálás célja

A komposztálás szerves hulladékok újrahasznosításának leggyakrabban alkalmazott módszere. A

komposztálással több cél egyidejű megvalósítását lehet elérni. A kommunális szektor számára a

legfontosabb cél a hulladék-lerakóba kerülő szerves hulladékok mennyiségének gazdaságos csök-

kentése. A környezetvédelem szempontjából a szerves hulladékok stabilizálása, környezeti kocká-

zatainak csökkentése, a bennük található káros szervezetek elpusztítása a legfontosabb cél. A mező-

gazdaság szempontjából a komposztálás során az egyik legfontosabb cél a komposztok talajtermé-

kenységet kedvezően befolyásoló tulajdonságai javítása.

A fenti célokat összhangba kell hozni, hogy a különféle célok egy mindenki által elfogadható szin-

ten megvalósíthatók legyenek.

9

2.2 A komposztálás nyersanyagai

2.2.1 A komposztálható hulladékok

Magyarországon évente 7-8 millió tonna komposztálható szerves hulladék keletkezik. Ezek jelentős

része nem kerül újrahasznosításra, legfeljebb ártalmatlanításra. A mezőgazdaságban és az élelmi-

szeriparban évi 35 millió tonna szerves hulladék keletkezik, amelyek újrahasznosítása közel 90%.

Az újrahasznosított hulladékok nagy részét a mezőgazdaságban, erdészetekben a talajba visszajuta-

tott növényi maradványok, és szerves trágyák teszik ki. Az élelmiszergazdaságban tehát közel 3,5

millió tonna szerves hulladék keletkezik, amelyek kezelése legalábbis nem kielégítően megoldott. A

kommunális területen legjelentősebb a települési szilárd hulladékok szerves frakciója, amelyből évi

5,5-6 millió köbméter (1,8-2,4 millió tonna), és a kommunális szennyvíziszapok, amelyekből min-

tegy 1 millió tonna keletkezik évente.

Az ipari termelés során közel évi 250 ezer tonna veszélyes hulladéknak minősülő növényi illetve

állati eredetű termelési hulladék és 350 ezer tonna nem veszélyes termelési biohulladék keletkezik

(ALEKSZA et al. 2000).

2-1. táblázat: Évente keletkező komposztálható szerves hulladékok mennyisége

Hulladék csoport Mennyiség (tonna/év)

Települési szilárd hulladék szerves frakciója 1,8-2,4 millió

Kommunális szennyvíziszap 1 millió

Termelési hulladékok (veszélyes hulladékok) 250 ezer

Termelési hulladékok (nem veszélyes hulladékok) 350 ezer

Mezőgazdasági hulladékok 3,5 millió

Összesen: 7-8 millió

10

A különböző komposztálható nyersanyagok tulajdonságait meghatározza azok eredete. A háztartá-

sokban keletkező biohulladékok kémiai összetétele BIDLINGMAIER (1983) szerint a következő:

hamu: 41,0 % cukrok: 2,3 %

nitrogén: 1,0 % hemicellulóz: 13,0 %

szerves szén: 36,0 % cellulóz: 29,0 %

zsírok: 0,9 % lignin: 9,7 %

viasz: 0,8 % fehérjék: 2,3 %

A komposztálható szerves hulladékok eredetűktől függetlenül a következő szerves vegyületeket

tartalmazzák:

o szénhidrátok (mono-, di- és poliszacharidok);

o lignin;

o fehérjék, proteidek;

o zsírok, viaszok, olajok.

2.2.2 A szénhidrátok

A szénhidrátok és származékaik az élővilágban széles körben elterjedt vegyületek. A növények a

fotoszintézis során - annak a sötét szakaszában - elsődlegesen szénhidrátokat szintetizálnak. A

szénhidrátok lebontása energiát szolgáltat, a képződő közti termékeik pedig más szerves molekulák

perkurzorául szolgálnak A monoszacharidokból glikozidos kötésekkel összekapcsolódó

poliszacharidk egy része a növény és állatvilág fontos tartaléktápanyagai (keményítő, glikogén),

más részük szerkezetalkotók, egyes szervezetek szilárd vázának felépítésében vesz részt.

Monoszacharidok vagy más néven egyszerű cukrok aldehid vagy ketocsoportot tartalmazó kismére-

tű molekulák, amelyekben minden szénatomhoz hidroxi csoport kapcsolódik. E vegyületek tehát

poli-hidroxi-oxo szénvegyületek. Összegképletük CnH2nOn vagy másképpen írva Cn(H2O)n (BOROSS

és SAJGÓ 1993).

A komposztálás során a kiindulási anyagok között a legnagyobb tömegben előforduló poliszacharid

a cellulóz és a hemicellulóz.

11

2.2.2.1 A cellulóz és hemicellulóz

A Földön évente a fotoszintézis során 3 x 1010 tonna szervetlen szén (széndioxid) alakul át szerves

anyaggá és ennek megközelítően egy harmada cellulóz (SZABÓ 1986).

A cellulóz ß - 1 � 4 glikozidos kötéssel kapcsolódó elágazás nélküli glükóz - polimer (BOROSS és

SAJGÓ 1993). Ezek a molekula láncok úgy helyezkednek el, hogy közöttük H-híd kötések alakulnak

ki. A natív cellulóz nem egyszerűen glükóz-anhidrid lánc (amelynek különben még nagyon rövid

láncok esetében is vízoldhatatlanság a jellemző tulajdonsága), hanem szupra-molekuláris struktú-

rákba rendeződött polimer, amely a sejtekben és szövetekben a hemicellulózzal és ligninnel alkotott

mátrixokban található.

A cellulóz tartalmú sejtképletek biológiai szintézise közben elsőnek a cellulózból álló

mikrofibrillumok jönnek létre, ezt követi a fibrillumok különleges térbeli elrendeződése, kötegekké

aggregálódása, gyűrűs és más alakzatok képződése, végül az így kialakult szerkezetek további cso-

portosulása vezet a sejt vagy sejtrendszerek struktúrájának kialakulásához.

A cellulóz molekulák magas polimerizáltságúak lehetnek, a fa cellulózban levő monomerek száma

8-10 ezerre becsülhető. A natív cellulóz meghatározhatatlan hosszúságú részben kristályos

mikrofibrillumok aggregátuma. A cellulóz a szövetekben leggyakrabban ligninnel együtt fordul elő,

és mindkettőnek mechanikai támaszték és szilárdítás a legfontosabb élettani funkciója. (SZABÓ

1986).

A hemicellulóz a növényi sejtekben, mint vázanyag (cellulózzal, és ligninnel alkotott mátrixokban)

és mint alkalmi tartalék tápanyag szerepel. DIELS és RUSKE (1966) különböző poliszacharidok defi-

niálatlan keverékeként jellemzi a hemicellulózt, melynek a molekula tömege és az összetétele vál-

tozó. A hemicellulóz glükozidos kötésekkel összekapcsolt pentózokból és hexózokból álló moleku-

la, amelyhez gyakran uronsav is kapcsolódik (JAKUBKE és JESCHKEIT 1975), a felépítésében részt-

vevő monorek a xilán, fruktán, arabán, galaktán és glukán. A hemicellulózhoz hasonló

poliszacharidok gyakran kimutathatók gomba és baktérium sejtekből is (SCHLEGEL 1972).

2.2.3 A lignin

A lignin a Föld második leggyakoribb szerves vegyülete. Lebontása az élő szervezetek egyik leg-

fontosabb katabolitikus folyamata. (SZABÓ 1986).

A lignin kémiailag nem egységes, komplex molekula, mely a növényi szövetekben cellulózzal vagy

más vegyületekkel összekapcsolódva mátrixokat alkot. A lignin különböző aromás monomerek -

fenilpropán származékok- polimerizációjából keletkezik. (GRABBE 1993, GOTTSCHALL 1990).

12

A benzol gyűrűn található protonokra egy-egy metoxil és hidroxi csoport szubsztituálódhat. A kü-

lönböző szubsztituenseket tartalmazó monomerek polimerizációja során alakul ki a lignin moleku-

lák változatos szerkezete. A lignin molekula monomereinek száma 1-10 ezer között változik.

2.2.4 A fehérjék

Az élő szervezet felépítésében és működésében a legelterjedtebbek a fehérjék. A biológiai folyama-

tokat katalizáló enzimek mind tartalmaznak fehérje komponenseket. Az a tény, hogy felépítésükben

húszféle aminosav vesz részt, a szerkezeti változások igen nagy számát teszi lehetővé. Az építőele-

mek száma adta variációs lehetőségeken felül további variációs lehetőséget biztosít a makromoleku-

lán belüli másodlagos és harmadlagos kémiai kölcsönhatások következtében kialakuló változatos

térszerkezet. BOROSS és SAJGÓ (1993) szerint a fehérjéket csoportosítani lehet biológiai aktivitásuk,

a nemfehérje-rész jellege és az oldhatóságuk alapján. A komposztálás során biológiai átalakulásukat

alapvetően az oldhatósági tulajdonságaik határozzák meg.

2-2. táblázat: A fehérjék csoportosítása oldhatóságuk alapján (BOROSS és SAJGÓ 1993)

CSOPORT OLDÓSZER

Albuminok híg sóoldat, esetleg desztillált víz

Globulinok híg sóoldat, desztillált víz nem oldja

Prolaminok 70%-os alkohol

Glutelinek híg sav vagy lúg

Hisztonok híg sav

Vázfehérjék erős detergens vagy csak lebontás után

Oldhatóságuk alapján a következő csoportokat lehet megkülönböztetni. Az albuminok vízben és híg

sóoldatokban oldódnak. A globulinok vízben nehezebben oldhatók, de híg sóoldatokban

oldékonyságuk jó.

A növényi tartalékfehérjéket alkotó glutelinek híg savakban vagy lúgban oldódnak, az ugyancsak

növényi tartalékfehérjék sorába tartozó prolaminok 70 %-os alkoholban oldhatók. Az erősen bázi-

kus - nagy lizin és arginin tartalmú - hisztonok híg savakban a különféle vázfehérjék pedig csak a

vázszerkezet megbontása után, ionos detergensekkel vihetők oldatba. (BOROSS és SAJGÓ 1993).

13

2.2.5 A lipidek

A szerves molekulák különleges csoportját alkotják a lipidek. E vegyületek szerkezetileg nem olyan

egységesek, mint a fehérjék, a szénhidrátok vagy a nukleinsavak, melyek építő molekulái rokon

vegyületek. A különféle lipidek egyetlen közös vonása, hogy vízben rosszul, apoláros oldószerek-

ben jól oldódnak.

Szerkezetük alapján a lipidek csoportjába tartozó anyagokat két nagy alcsoportra oszthatjuk: egy-

szerű vagy nem-elszappanosítható lipidekre, valamint összetett vagy elszappanosítható lipidekre.

Az egyszerű lipidek legegyszerűbb képlettel leírható tagjai az alkánok valamint a hosszú szénláncú

alkoholok és oxovegyületek, amelyek a növények felületi lipidje között fordulnak elő, továbbá a

hosszú szénláncú zsírsavak. Az alkánok a zsírsavak dekarboxilezésével keletkeznek a hosszú szén-

láncú alkoholok és oxovegyületek ezek oxidációjából.

Az összetett lipidek leggyakoribb képviselői a viaszok, amelyek valamely hosszúszénláncú zsírsa-

vak egy hosszú szénláncú alkohollal képzett észterei. Vízben oldhatatlanok, védő felületi anyagként

fordulnak elő bőrben, tollban, növényi levelek, gyümölcsök felületén és számos rovar szilárd külső

vázanyagán. Az összetett lipidek fontos csoportját alkotják a zsírok és olajok, vagyis a trigliceridek,

melyek a háromértékű alkohol, a glicerol (glicerin) három zsírsavval képzett észterei. A zsírokat és

az olajokat egymástól csak a bennük lévő zsírsavak lánchossza és kettős kötéseik száma különböz-

teti meg. Minél több bennük a kettős kötés annál alacsonyabb hőmérsékleten dermednek meg. A

trigliceridek az állat- és növényvilág fontos anyag és energia tároló vegyületei. (BOROSS és SAJGÓ

1993).

14

2.3 A kompossztálásban résztvevő szervezetek

A komposztálás során a szerves anyagot lebontó, átalakító és felépítő folyamatokban a nyersanyag-

októl, a környezeti feltétektől és az érési foktól függően különböző élőlények vesznek részt.

A különböző állatok, mint például a giliszták, rovarok, pókok a komposztot csak az érés vége felé

népesítik be. Aprító, kiválasztó és keverő tevékenységük elsősorban az érett komposzt fizikai jel-

lemzőit határozzák meg. (VOGTMANN 1981, GOTTSCHALL 1990).

A komposztálás szempontjából a mikroorganizmusok különösen jelentősek, a nyersanyagok lebom-

lási sebességét, a mineralizációban résztvevő mikroorganizmusok anyagcsere tevékenysége hatá-

rozza meg (KRÁSZ és SZIGETI 1988). Besorolásuk, eltérően az állat- és növényvilágtól meglehető-

sen nehéz. Sokan az élővilág harmadik birodalmához sorolják őket, vagy más néven elsőknek eset-

leg ősszervezeteknek nevezik. (SCHLEGEL, 1972). Az érésben résztvevő mikroorganizmusokat

BILITEWSKI et al. (1990) a következő csoportokba sorolják be:

o aerob és fakultatív anaerob baktériumok (mindenekelőtt pálcikák és endospóra kép-

zők)

o sugárgombák

o gombák

o algák és protozonok (egysejtűek)

A baktériumok a komposztálás minden szakaszában jelentős szerepet játszanak. Egysejtű prokarióta

élőlények, átmérőjük 10-30 µm. Az evolúció korábbi szakaszából származnak. Legfeltűnőbb sajá-

tosságuk, hogy nincs membránnal körülhatárolt sejtmagjuk. A DNS szabadon, a plazmában egyet-

len kromoszómában helyezkedik el. Nem rendelkeznek sejtszervekkel nincsenek mitokondriumaik

és kloroplasztiszaik (BENEDEK 1990). Formájuk kevéssé változatos, görbül henger (vibrio) és pálci-

kákat (bacilusok) különböztetünk meg. (NIESE 1985). A sűrűségük1,07 g/cm3. Kis méretüknél fog-

va rendkívül nagy a sejtjük fajlagos felülete, amely magas anyagcsere intenzitást tesz lehetővé. Bi-

zonyos törzsek megfelelő körülmények között az egyetlen óra alatt a biomasszájuk tömegénél 100-

100.000-szer nagyobb mennyiségű glükózt képesek lebontani (GLATHE, et al. 1985). A baktérium

sejt 80 %-ban vízből és 20 %-ban szárazanyagból áll, amelynek 90 %-a szerves anyag

(BIDLINGMAIER , 1985), sejtjeik C/N aránya 5:1 (SZABÓ, 1986). Sejtosztódással gyors szaporodásra

képesek, generációs idejük - optimális esetben - nem több mint 20 perc (SCHLEGEL 1992).

Anyagcsere szempontjából megkülönböztetünk autotrófokat amelyek szénforrásként a levegő szén-

dioxidját képesek megkötni, hasonlóan a magasabb rendű növényi szervezetek (AHLHEIM 1989), és

15

heterotrófokat, melyek szénforrásul szerves vegyületeket használnak. Azokat, amelyekben a H-

donor szerepét a szerves vegyületek töltik be kemo-organotróf szervezeteknek nevezzük, és a kom-

posztálás során ezek a legjelentősebbek (NIESE 1985).

Sugárgombák vagy Actinomycetesek, a komposztálás során különösen a ligno-cellulóz mátrixok

bontásában játszanak jelentős szerepet. Rendszertani besorolásuk a mikrobiológia vitatott kérdési

közé tartozik. Egyesek inkább a baktériumok közé sorolják nem pedig a gombák közé (TOPP 1981),

mások pedig önálló csoportként a baktériumok és a gombák közé (CHROMETZKA 1985).

A sugárgombák hifákat és micéliumokat képző talajlakó mikroorganizmusok. Kevés kivétellel ae-

rob légzők (SCHLEGEL 1992). Anyagcseréjüket nem jellemzi szubsztrát specifikusság, a lignin-

bontásra képes enzim rendszereik fontosak humuszanyagok képzésében, illetve azok mineralizáció-

jában. Anyagcseréjük során antibiotikumokat és vitaminokat termelnek, ezzel az érett komposzt

biokémiai higiénizálásában, és a növénynövekedést serkentő hatás kialakításában jelentős szerepet

töltenek be (CHROMETZKA 1985). Az érett komposztok erdei földre emlékeztető szagukat a bennük

elő sugárgombáknak köszönhetik (TOPP 1981, SCHLEGEL 1992).

A gombák az eukariotákhoz tartoznak, hasonlóan a magasabb rendű növényekhez határozott sejtfal-

lal és vakuólummal rendelkeznek. (SCHLEGEL 1992)

A gombák aerob körülmények között energiaigényüket szerves anyagok oxidációja útján elégítik ki.

Képesek a magas cellulóz és lignin tartalmú fás növényi részek lebontására, képesek tartalék táp-

anyagok pl. zsírok, poliszacharidok, szerves savak, vitaminok és antibiotikumok szintézisére

(GLATHE et al. 1985).

Különösen jelentősek a penészgombák, amelyek a komposztálás során 60 oC felett a cellulóz bon-

tásban játszanak szerepet (JÖRGENSEN et al.1988). A komposztálás során akkor válnak láthatóvá

amikor fehér micéliumaik a komposzt külső száraz régióját átszövi. (GLATHE et al. 1985).

Algák és protozonok (egysejtűek) is a megtalálhatók a komposzt érés során azonban szerepük nem

jelentős az érés során. Általában nagy számban az érett komposzt tárolása során figyelhetők meg

(GLATHE et al. 1985).

16

2.4 A komposztálás folyamata

2.4.1 A komposztálás szakaszai

A komposztálás során különböző mikro és makroorganizmusok közreműködésével a szerves anya-

gok egyszerű alapvegyületekre, mint széndioxid, szulfát, nitrát és víz bomlanak le (GLATHE et al.,

1985).

A komposztérés exoterm folyamat (JÄGER 1989), az intenzív mikrobiológiai folyamatok során

keletkező energia hő formájában válik szabaddá, amely a komposztálódó anyagok jelentős felmele-

gedését eredményezik (KROGMANN 1988, LAHL 1991, KOCH és SEEBERGER 1984, MARTINS és

KOWALD 1990).

Az érés folyamán a végbemenő hőmérséklet-változás alapján három illetve, négy szakaszt különít-

hetünk el:

o bevezető (iniciális) szakasz;

o lebomlási (termofil) szakasz;

o átalakulási (mezofil) szakasz;

o érési (poikiloterm) szakasz.

Az első, rövid, bevezető szakaszban az optimális körülmények közé kerülő mikroorganizmusok

nagy sebességgel szaporodni kezdenek. A hőmérséklet az intenzív anyagcsere hatására gyorsan

termofil tartományba emelkedik. A bevezető szakasz hossza általában néhány esetleg 24-36 óra óra

lehet (GOTTSCHALL 1990).

0

10

20

30

40

50

60

70

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

Hőm

érs

ékle

t (C

o)

áta laku lás éréslebom lás

termofil mezofil poik iloterm

inic

iális

2-1. ábra: A hőmérséklet változása a komposztálás során (GOTTSCHALL 1985, CHROMETZKA 1985)

17

Meg kell azonban jegyezni, hogy a bevezető szakasz jelentősége a gyakorlat és az elmélet szem-

pontjából elhanyagolható, ezért a legtöbb szerző külön nem is említi.

A lebomlási vagy termofil szakasz kezdetén a szerves anyag lebontásáért a mezofil mikroorganiz-

musok felelősek, melyeknek a hőmérsékleti optimuma 25-30ºC. Intenzív anyagcseréjüknek kö-

szönhetően a hőmérséklet folyamatosan emelkedik (JÄGER 1989, GLATHE et al. 1985, BILITEWSKI

et al. 1990, JÖRGENSEN et al. 1988). A mezofil mikroszervezetek száma 45 ºC-ig eléréséig növek-

szik, 50 ºC felett már nagy számban pusztulnak el, és 55 ºC felett csak hőmérsékletre rezisztens

tartós formáik maradnak fenn. (NIESE 1985). Mindez gyorsan, 12-24 óra alatt végbemegy. A

mezofil mikroflóra pusztulásával egy időben gyorsan szaporodni kezdenek a termofil mikroorga-

nizmusok, amelyek hőmérsékleti optimuma 50-55 ºC között található, azonban egyes fajok azonban

még 75ºC -on is aktívak maradnak (MÜLLER-WEGENER 1965).

2-3. táblázat: A komposztálásban résztvevő mikroorganizmusok hőmérsékleti optimuma

Név Résztvevő mikroorga-

nizmusok

Hőmérsékleti tartomány (ºC)

Minimum 1) Optimum 2) Maximum 3)

Psychrofil (Baktériumok, penész-

gombák) 0-10 15-20 25-30

Mezofil (Baktériumok, sugár-

gombák ) 10-15 25-35 35-45

Termofil (Baktériumok, sugár-

gombák, mezofil spórák) 25-45 50-55 75-80

(Extrém

termofil) Kb. 100-ig

1)Minimum tartomány: az az alsó hőmérsékleti tartomány, amelyen az összes biológiai folya-

mat végbemegy, és a szaporodás még lehetséges. 2)Optimális tartomány: az a középső hőmérsékleti tartomány, ahol az anyagcsere-folyamatok a

leggyorsabban zajlanak le. 3)Maximum tartomány: az a felső hőmérsékleti tartomány, amelyet a mikroorganizmusok még

tolerálnak, még nem válnak inaktívvá.

75 ºC felett a mikrobiológiai folyamatok intenzitása jelentősen csökken, és az elpusztult sejtekből

kiszabaduló enzimek által katalizált ellenőrizetlen biokémiai -autooxidatív és pirolitikus- folyama-

tok jellemzőek (BILITEWSKI et al. 1990, SATTLER és EMBERGER 1990, EMBERGER 1993).

18

NIESE (1985) szerint a mezofil és termofil mikroorganizmusok között metabiózis van. A mezofilek

anyagcseréje által termelt hő biztosítja a termofil flóra igényeinek megfelelő hőmérsékletet. Ezen

kívül a szerves anyag átalakító tevékenységük során a tápanyagok jobb hozzáférhetőségét biztosít-

ják a termofil mikroorganizmusok számára.

Az átalakulási szakasz (mezofil fázis) akár több hétig is eltarthat (JÄGER 1989). Ebben az érési sza-

kaszban a hőmérséklet jelentősen csökken. A mikroorganizmusok elkezdik a nehezen bontható lig-

nin bontását, mely során mono-, di-, és trifenol vegyületek keletkeznek. Ezek kondenzációjából

épülnek fel a humuszanyagok (SCHUTTIG 1990). Az utolsó szakasza a komposztálásnak az érési

szakasz, ezt a szerves anyag humifikálódása jellemzi, amely SCHUTTIG (1990) szerint a komposzt

sötét színét eredményezi. Ekkor a komposzt hőmérsékletének további csökkenése észlelhető.

(JÄGER 1989). Az érésben elsősorban pszikrofil baktériumok és penészgombák működnek közre,

melyek hőmérsékleti optimuma 15-20oC. Ezen kívül jelentősen nő a sugárgombák száma, ami

BILITEWSKI és munkatársai (1990) szerint a komposztérettség indikátora is lehet.

Az érés kezdeti szakaszában a könnyen bontható szerves anyagok intenzív bontása miatt a megnö-

vekedő szervessav-tartalom miatt a pH-érték csökken. A termofil szakasz során a kémhatás elsősor-

ban a nagy mennyiségű ammónia-képződés, a szabaddá váló alkáli-, és alkáliföldfém- ionok miatt

emelkedik, értéke a legtöbb esetben lúgos tartományba csap át (GOTTSCHALL 1990). A mezofil sza-

kaszban a pH fokozatosan csökken, amelynek oka az ammónia képződés csökkenése, illetve a nitri-

fikációs folyamatok felerősödése (ALEKSZA és DÉR 1995).

0 2 4 6 8

7.0

7.5

8.0

8.5

9.0

pH

Idõ [hét]

2-2. ábra: A kémhatás változás a komposztálás során (ALEKSZA és DÉR 1995)

19

A hőmérséklet mellett a komposztálás során kialakuló kémhatás is befolyásolja mikroorganizmus

szaporodását. A komposztálásban közreműködő mikroorganizmusok pH optimuma eltér egymástól.

A legtöbb baktérium semleges kémhatású, míg a gombák gyengén savas közegben szaporodnak a

leggyorsabban (DE BERTOLDI et al. 1984).

2-4. táblázat: A szubsztrátok kémhatása és a komposztálásban résztvevő mikroorganizmusok növe-

kedése (DE BERTOLDI et al. 1984)

Növekedés Gombák Baktériumok

pH-érték

A legtöbb faj jól növekszik 4,5-6,4 6,1-8,1

Csak néhány faj képes növekedni 3,4-7,5 4,5-8,9

2.4.2 A komposztálás során lezajló főbb lebontó folyamatok

2.4.2.1 A biológiai oxidáció jelentőssége a komposztálás során

Minden a természetben lezajló folyamatot, így az élő szervezetek folyamatait is az energia áramlása

irányítja, és tartja fenn. Tömören összefoglalva a szerves anyagok körforgása azonos a szén körfor-

gásával, ami a fotoszintézissel indul, és a mineralizáció során CO2 képződésével ér véget

(BIDLINGMAIER 1963).

A fotoszintézis termékei a mineralizáció során lebomlási és átalakulási folyamatokkal biztosítják a

folyamatban résztvevő aerob organotróf mikroorganizmusok energiai és tápanyag szükségletét. A

komposzt érés fő energiatermelő folyamata a légzés, vagyis a tápanyagok molekuláris oxigénnel

való enzimes oxidációja. Anaerob viszonyok között a glükóz tejsavvá bomlik le, mely során a glü-

kózból 197 kJ/mol energia szabadul fel. Aerob viszonyok esetén folytatódik lebomlás a széndioxi-

dig, így mólonként 2872 kJ energiai szabadul fel.

A sejtek fő tápanyagainak, különösen a poliszacharidoknak, a lipideknek és a proteineknek a lebon-

tása számos egymást követő enzimreakció során megy végbe. A biológiai bomlás a poliszacharidok

hexózokká és pentózokká alakulnak, a lipidek zsírsavakká, glicerinné és más komponensekké, a

proteinek a felépítésükben résztvevő aminosavakká bomlanak. A különböző termékek kevés számú,

még egyszerűbb közbenső termékké alakulnak, majd ezeken keresztül végül acetil-CoA, α-

ketoglutársav és oxálecetsav képződik. A keletkezett termékek bekerülnek a citrát ciklusba, amely

20

az aerob légzők esetén valamennyi tápanyag molekula oxidációjához vezető közös végső lebontási

utat jelenti.

2-3. ábra: Szerves anyagok lebontása aerob légzés során (Benedek, 1990)

A citrát ciklusban ciklusonként két CO2 molekula szabadul fel, a keletkező hidrogén atomok a

NAD+ koenzim segítségével terminális oxidációba kerülnek, ahol több lépésben ATP keletkezik,

illetve a hidrogén atomok az oxigénnel vízzé egyesülnek (BENEDEK 1990).

2.4.2.2 A szénhidrátok lebontása

A szénhidrátok között az energiát szolgáltató glükóz főként a keményítőből, a hemicellulózból és a

cellulózból származik.

A keményítő kémiailag nem egységes vegyület kb. 20-30% amilózból és 70-80% amilopektinből

áll. Mikrobiológiai lebomlását amiláz és glükozidáz enzimek katalizálják. Ezen enzimek nem

fajspecifikusak, szinte minden gombánál megtalálhatók, a baktériumok amiláz enzime viszont erő-

sen szubsztrát specifikus (BECK 1968).

HEXÓZOK, GLICERIN

aminosavak: alanin,

cisztein, szerin

aminosavak:

glutaminsav,

arginin,hisztidin

Aminosavak:

aszparaginsav,

tirozin

Acetil-CoA

citrát -ciklus

α-Ketoglutársav Oxálecetsav

oxidáció

oxidatív foszforiláció

zsírsavak, aminosa-

vak: tirozin,

fenilalanin stb.

piroszőlősav

21

Elméleti és technikai szempontból is a legfontosabb szénhidrát a cellulóz. A cellulóz bontását szá-

mos ökológiai faktor befolyásolja. Ezek közül az egyik legfontosabb a rendelkezésre álló nitrogén

mennyisége (SZEGI 1986). A cellulózt a gombák aerob körülmények között gyorsan, míg a baktéri-

umok lassan bontják. Bizonyos baktérium csoportok a ligninnel mátrixot képző cellulózt savas kör-

nyezetben képesek bontani (SCHLEGEL 1972).

A mikroorganizmusok cellulóz bontását speciális celluláz exo-enzim-rendszerük segítségével több

lépcsőben bontják. SZABÓ (1986) szerint a celluláz enzim-rendszert három komponensre lehet bon-

tani:

2-4. ábra: Cellulózbontó enzimrendszer

C1-komponens (cellibiohidraláz, CBH, új nómenklatúra szerint exo-β-1-4 gluknázok), amely a cel-

lulóz láncokat a celluláz komplex hidrolitikus enzimei számára aktiválja, vagy deaggregálja, ezáltal

a kristályos natív cellulózt amorffá és oldhatóvá teszi.

Cx-enzimeknek amelyeket endo-β-1-4-glükanázok is neveznek. A cellulózt duzzasztják, részlegesen

degradálják, miközben a cellulóz oldódó származékait cellubiózzá hidrolizálják.

β-glükozidázok. A cellobiózt és a rövid láncú cello-oligoszacharidokat glükózzá hidrolizálják, de

magára a natív cellulózra nem hatnak.

2.4.2.3 A lignin mikrobiológiai bontása

A lignin a mikrobiológiai lebontással szemben nagyon ellenálló vegyület. A lignolizis az érett kom-

posztban is nagyon lassan zajlik. A ligninnek akár 80%-a is változatlan marad a komposztálás so-

rán, amely fontos kiindulási anyaga a humusz-képződésnek (CHROMETZKA 1985). A lignin bontását

elsősorban gombák és sugárgombák végzik (MÜLLER 1965)

A lignin komplex aromás karakterű, nagy molekulatömegű polimer, ezért a degradációjukat katali-

záló enzimeknek feltétlenül extracellulárisnak kell lenniük. Súlyos problémát jelent azonban, hogy

számos enzim, amely feltételezhetően részt vesz a lignin bontásában, működéséhez koenzime(ke)t

igényelnek. Extracelluláris koenzimeket azonban nem ismerünk. Jelenleg úgy képzelik, hogy a

Gn Cellulóz G2 Glükóz

exo-β-1-4 gluknázok CX

C1 endoglükanáz és cellobiohidrolázok

endoglükanáz β-glükozidázok

22

gombák ligninbontó enzimei a hifákról nem disszociálnak, hanem kötve maradnak és ily módon a

ligninnel is közvetlenül kontaktusba kerülve lépnek akcióba (SZABÓ 1986).

A lignin fokozatos bomlásakor felszabadulnak a dimer és monomer szerkezeti egységek, s azokból

a későbbiekben jelentős mennyiségű aromás hidroxi-karbonsav és aromás aldehid keletkezik. A

hasonló jellegű bomlástermékek egy része (demetiláció és az aldehid csoportok oxidációja után)

olyan kinoid-strukturájú vegyületekké alakulnak át, melyek a humuszképződés szempontjából je-

lentősek (FILEP 1988).

2.4.2.4 A fehérjék bontása

Az intenzív mikrobiális anyagcsere nagy mennyiségű szerves és szervetlen nitrogént igényel. A

szerves kötésű nitrogén legnagyobb mennyiségben a nyersanyagokban található fehérjék bontása

során szabadul fel. A fehérjéket a proteolitikus enzimek polipeptidekké darabolják enzimatikus

úton, majd ezek a polipeptidek aminosavakká hidrolizálnak (SCHEFFER 1961).

A fehérjék mikrobiális leépítésének kezdeti szakasza a mikroorganizmusok sejtjein kívül zajlik. A

proteolitikus enzimek hasítják a peptidláncok kötéseit, ezek a termékek pedig a protoplazmában

peptidáz enzimek hatására aminosavakká bomlanak. Az aminosavakat a mikroorganizmusok rész-

ben közvetlenül -saját sejtjük felépítésére- használják, részben pedig dezaminálják.

PEPT ONOK

POLIPEPT IDEK

AM INO SAVAK

AM M ÓNIA

FEHÉRJÉK

D EKARBOXILEZÉS

DEZAM INÁLÁS

AROM ÁS AM INOSAVAKBÓL:

Fenol, p-Krezol, Indol, Szkatol

KÉN TART. AM INOSAVAKBÓL:

M erkaptán, H2S

ZSÍRSAVAK

CH4 CO2 H2O

2-5. ábra: A fehérjék bontása

A dezaminálás során keletkező ammóniát a nitrifikáló baktériumok nitritekké, majd nitrátokká ala-

kítják át. A nitrifikáló baktériumok ökológiai igényét aerob viszonyokkal, és 7-8,8 pH-val elégíthet-

jük ki (SZEGI 1979).

23

2.4.2.5 A lipidek lebontása

A szerves hulladékokban található zsírok és viaszok lebomlása a mikrobák lipáz enzim rendszere

segítségével nagyrészt széndioxidig és vízig történik (MÜLLER 1965). A komposztálásban résztvevő

lipideket DINEL et al. (1991) két csoportra osztja: külső - az élőlények felszínét borító- lipidekre,

melyeknek fő feladatuk a védelem a környezeti hatásokkal szemben, és belső lipidekre melyeket

energia tartalékként határozzák meg. Későbbi közleményükben rámutatnak, hogy a külső lipidek a

komposztálás során ellenállnak a lebontásnak, míg a belső lipidek a levegő oxigénjével reakcióba

lépve gyorsan lebomlanak (DINEL et al. 1992)

2.4.3 A komposztálás menetét befolyásoló biotikus tényezők

2.4.3.1 A nyersanyagok komposztálhatósága

A komposztálás során a sok kémiai összetevőből álló szerves anyagok párhuzamos egyidejű bomlá-

sa figyelhető meg. A folyamat során az eltérő kémiai eredetű alkotók bomlásához nem minden

esetben adottak az optimális feltételek.

A komposztálás menetét alapvetően meghatározza a szerves anyagok mikrobiológiai lebonthatósá-

gának ismerete. Könnyen bonthatók a cukrok, a keményítő, a hemicellulóz és számos fehérje. Hosz-

szabb időt és meghatározott körülményeket igényel a cellulóz, a zsírok és a fehérjék bontása. A

mikrobiális bontásnak erősen ellenáll a lignin és a keratin. Biológiailag inert a kőszén, a koksz, a

gumi a cserzett bőr és a műanyagok jelentős része (THOME-KOZMIENSKY 1985). SCHLEGEL (1972)

rámutat, hogy számos ember által előállított kis molekulájú szintetikus vegyület, mint a peszticedek

és detergensek egy része, és számos szintetikus műanyag polimer ellenáll a biológiai lebontásnak.

Ezzel szemben CHROMETZKA (1985) és BEGEMANN (1982) arról publikálnak, hogy négy

Actinomycetes izolátum - optimális körülmények között, aerob módon- képesek a polivinilklorid

(PVC), aminoplaszt, polietilén (PE) és a fenoplasztok bontására. A továbbiakban WIEMER és KERN

(1993) alapján foglalom össze (2-5. táblázat) a természetben található fontosabb vegyületek előfor-

dulását, tulajdonságaikat, és biológiai bonthatóságukat.

24

2-5. táblázat: A komposztálás nyersanyagait alkotó fontosabb vegyületek mikrobiológiai

bonthatósága (WIEMER és KERN 1993)

VEGYÜLET EL ŐFORDULÁS TULAJDONSÁG LEBONTHATÓSÁG

Keményítő gyakori tartalék tápanyag magvak, gumók, gyöke-rek

poli-D-glükóz láncok magas polimerizációs fok

gyorsan bomlik aerob gombák és baktériumok anaerob: Clostridium sp., Bacilus sp.

Cellulóz magasabb rendű növé-nyek sejtfala (pl. széna 28%, szalma: 32-36%)

ß-D-glükóz láncok, magas po-limerizáltság nagy mechanikai ellenállóképesség vízben oldha-tatlan

lassan bomlik aerob: gombák, Myxo és Eubaktériumok anaerob: Clostridium

Xilán

tartalék tápanyag és tá-masztó szövetek része szalma, háncs:15-20%, fák: 20-25%

1,4-glikozidos kötésű ß-D-xilóz közepes polimerizáltság

nehezen bontható (cellulóznál könnyebben)

Fruktán legtöbb növény család-ban a keményítő mellett fontos tartalék tápanyag

Mannán sejtfal alkotó pl. a tűleve-lűekben kb. 11%

oldható poliszacharid viszonylag könnyen bontható, számos baktérium és gomba

Pektin

intracelluláris anyag, főleg fiatal növényekben, különösen sokat tartal-maznak a bogyósok, az almafélék és a csonthé-jasok termései

galakturonsavból felépülő erő-sen kocsonyasodó poliszacharid

sok gomba és baktérium; legaktí-vabbak a spóraképzők mint a Bacilus macerans és a Bacilus polymyxa

Lignin

a cellulóz mellet a legna-gyobb tömegben előfor-duló növényi alkotó (fás szövetek 18-30%)

kémiailag összetett vegyület különböző kötésekkel, alapve-gyületei: fenilpropán származé-kok, és koniferolalkoholok

nagyon ellenálló, lassan bomlik mindenekelőtt Actinomycetesek, gombák és baktériumok

Kitin

az állat és a növény vi-lágban gyakori támasztó anyagok, sok gerinctelen állat külső váza és szá-mos gomba fő alkotója

nitrogén tartalmú poliszacharid vegyületek kifejezetten stabilak a N-acetil oldalláncokat össze-kapcsoló H-hidak miatt

sok gomba és baktérium jól hasznosítja a kitint

Fehérjék a sejtplazma alkotója aminosavakból felépülő jelleg-zetes peptid kötéseket tartalma-zó makromolekulák

általában könnyen bomlik; szá-mos gomba és baktérium aerob : Bacilus sp, Pseudomonas sp, Serretia, Flavobacterium sp, anaerob: Clostridium sp., Proteus vulgaris

Zsírok, via-szok

növényi és állati marad-ványok

nagymolekulájú zsírsavak glicerinészterei viaszok: nagy molekulátömegű zsírsavak és primer egyértékű alkoholok észterei

Zsírok: sok baktérium és gomba Pseudomonas, Serratia, Aspergillus oidum Viaszok főleg baktériumok pl. Mycobac-terium plei, M. lacticela,

25

2.4.3.2 A szén-nitrogén arány

A nyersanyagok komposztálhatósága mellett a C/N arány, az a tényező amely jelentősen befolyá-

solja a komposztálást. A mikroorganizmusok két legfontosabb „tápanyaga” a szén és a nitrogén.

A baktériumsejt C/N aránya 5:1. A baktériumok az általuk mineralizált szerves anyag széntartalmá-

nak csak 20 %-át használják fel sejtjeik bioszintéziséhez, 80 %-át energianyerés céljából oxidálják.

Az elméletileg optimális C/N arány 25:1 (SZABÓ 1986). Az elméleti C/N arány azonban csak abban

az esetben érvényes, ha mikroorganizmusok minden rendelkezésre álló nyersanyagot fel tudnak

használni anyagcseréjük során. Figyelembe véve a különféle alkotók mikrobiológiai

ellenállóképességét a komposztálás során az optimális C/N arány az elméleti értéktől eltér. Az

egyes szerzők véleménye az optimális C/N arány tekintetében kissé eltérő: 30-35:1 (FARKASDI

1966), 26-36:1 (POINCELOT 1972), 20:1 (BIDLINGMAIER 1983) és 20-25:1 (BAADER 1986). A gya-

korlatban általánosan a 35:1, vagy a kevéssel e feletti arányt tekintik optimálisnak (DUNST 1991).

Az ettől nagymértékben eltérő C/N arány zavart okoz az érés során. A jelentősen alacsonyabb C/N

arány esetén relatív nitrogén felesleg alakul ki, jelentős ammónia gáz kibocsátás tapasztalható. A túl

magas C/N arány esetén relatív nitrogén hiány lép fel, így az érés sebessége lelassul, vagy nem is

megy végbe (GOTSCHALL 1990).

2.4.4 A szerves anyagok stabilizálódása a komposztálás során

2.4.4.1 A talaj szervesanyag

STEFANOVITS (1992) a talaj szerves anyagát mint a benne található biológiai folyamatok anyag- és

energiai tartalékaként, valamint ezen folyamatok salakanyagaiként és melléktermékeiként jellemzi.

A talajban található élőlények képzik a „vitális részt” és a humusz a „posztmortálisat”.

SCHEFFER és SCHACHTSCHABEL (1988) a szerves anyag fogalmától elhatárolják az „Edaphont”. A

talaj szerves anyagát - véleményük szerint - az elpusztult növényi és állati részek illetve ezen anya-

gok átalakulási, lebomlási termékei alkotják.

KUNTZE et al. (1988) a talaj szerves anyagát nem humusz- és humuszanyagokra osztják fel. A nem

humuszanyagok az elpusztult növény és állati szervezetekből és ezek bomlástermékeiből állnak. A

humuszanyagok viszont stabil nagy molukulaméretű szerves vegyületek.

SCHROEDER (1983) a humuszanyagokat 2µm-nél kisebb, amorf szerkezetű szerves kolloidokként

írja le. Jellemző tulajdonságuk a nagy fajlagos felület és az a képességük, hogy vízmolekulákat és

ionokat képesek reverzibilisen megkötni. Fontos szerepük van a talajszerkezet kialakításában, a

tápanyagok adszorpciójában, és a talajok víz- és hőgazdálkodásában.

26

ZIECHMANN és MÜLLER-WEGENER (1991) szerint a humuszanyagok rendkívül reaktívak, ez nagyon

fontos a talajok fizikai és kolloidkémiai tulajdonságainak kialakításában.

A humuszanyagok lúgos kémhatású oldószerekkel (NaOH, Na2CO3), neutrális sóoldatokkal (NaF,

Na4P2O7, szerves savak sói), vagy kelátképzőkkel kisebb nagyobb részben kioldhatók a talajból (

HAYES 1975, KONONOVA 1966, STEVENSON 1982).

Híg lúggal és savakkal szembeni viselkedésük alapján a humuszanyagokat három nagy csoportba

sorolhatjuk (KONONOVA 1966, SCHNITZER és KAHN 1978, STEVENSON 1982):

o savban és lúgban oldódnak a fulvósavak (pH 2,5-re savanyított oldatból sem válnak

ki);

o savban nem, de lúgban oldhatók a huminsavak;

o hideg lúgban és savban oldhatatlanok a huminok.

2-6. táblázat: A humuszanyagok néhány jellemző tulajdonsága (FILEP 1988)

Jellemző megnevezése Fulvosavak Huminsavak Huminok

Molekula tömeg -2000 5000-100000 -300000

C% 40-50 55-60 55-60

N% < 4 =4 > 4

O% 45-48 33-36 32-34

ACIDITÁS MEKV/100G 900-1400 600-850 500-600

Kapcsolódás a talaj ás-

ványi részeihez ⇒ növekvő ⇒

Mobilitás vízoldhatóság ⇒ csökkenő⇒

2.4.4.2 A humuszanyagok szerkezete

A humusz szerkezete nem egységes csak komplex vegyület csoportként lehet jellemezni

(KONONOVA 1966,, GISI et al. 1992;)

Az a tény, hogy a humuszanyagok amorf vegyületek tehát nem kristályosíthatók, megnehezíti szer-

kezetük feltárását (SCHEFFER és ULRICH 1960. WELTE 1951).

SCHEFFER és ULRICH (1960) szerint a humuszanyagok polimerek amelyek alapelemekből, monome-

rekből épülnek fel. A monomerek pedig magokból, hidakból és funkciós csoportokból állnak.

27

A humuszanyagok makromolekulák (KUNTZE el al. 1988). Alapvázukat egyszerű aromás vegyüle-

tek alkotják, melyek alkán, észter, éter, vagy imino hidakon keresztül kapcsolódnak egymáshoz. Az

aromás vázak egy vagy több funkciós csoportot tartalmaznak (főként karboxil és hidroxi csoporto-

kat).

A vázat egymással kondenzált izo- vagy heterociklusos 5 vagy 6 atomos gyűrűk alkotják (pl. ben-

zol, furán ). Ezek hidakon keresztül csatlakoznak egymáshoz és reaktív oldalláncokkal egészülnek

ki (SCHEFFER és ULRICH 1960; SCHROEDER 1983). A gyűrűket összekapcsoló hidak állhatnak egy

atomból (-O, -N=) és atom csoportokból (-NH-, -CH2- ). Ennek az alapján a hidak lehetnek oxigén-,

nitrogén- és alifáshídak. A humusz vegyületek stabilitása a magban található vegyületek számának

növekedésével emelkedik.

SCHEFFER és ULRICH (1960) megkülönböztet még cserzőanyagokat és lignin építőelemeket mint

fontos humusz alkotókat.

A funkciós csoportok lehetnek savas tulajdonságúak (pl. karboxil, hidroxi csoport) és alkalikus tu-

lajdonságúak (pl. metoxil, amin-nitrogén csoportok). Ezen csoportok reakcióképessége biztosítja,

hogy a humuszanyagok kémiai úton keletkezzenek (KUNTZE et al. 1988). A funkciós csoportok

körül hidrátburok alakul ki. Gyakran előfordul, hogy polimerizálódott nem humuszanyagok a funk-

ciós csoportokon keresztül humuszanyagokhoz kapcsolódnak. Ezen vegyületek jellemzője, hogy a

humuszanyagokról könnyen lehasadnak, és mikrobiális úton lebomlanak. Az aromás alapelemek

azonban ellenállnak a mikrobiális bontásnak, és kémiailag igen stabil vegyületek (GISI et al. 1990).

2.4.4.3 A szerves anyagok lebomlása a talajban

KUNTZE et al. (1988) a szerves anyag lebomlását (felaprózódás, feltáródás, mineralizálódás) és sta-

bilizációját (humifikáció) három szakaszra osztja fel:

1. Biokémiai bevezető (iniciális) szakasz: Ebben a szakaszban a nagy molekulájú polimerek

hidrolitikus és oxidatív folyamatokban dimerekre és monomerekre esnek szét. Ez a bom-

lás a szöveti szerkezetben nem látható. Jó példa a levelek megbarnulása.

2. Mechanikus felaprózódás: A szerves anyagok a talajállatok hatására felaprózódnak és a

talaj ásványi alkotóval összekeverednek.

3. Mikrobiológiai lebomlás: A szerves vegyületek enzimatikus úton építő elemekre esnek

szét. Ezért a folyamatért a heterotróf és a szaprofita életmódú szervezetek a felelősék. A

szerves anyag oxidációját mineralizációnak nevezzük, mely során ásványi anyagok, víz,

széndioxid, és energia szabadul fel.

28

2.4.4.4 Humuszanyagok képződése a talajban

A humuszanyagok képződésének a talajban különböző módjai lehetségesek. KONONOVA (1966)

szerint a humusz képződés első lépése szövetek szétesése egyszerű alkotó elemekre, második lépés-

ként a humuszanyagok szintézise következik. STEVENSON (1982) a humusz képződés több lehetsé-

ges útját írja le.

Szerves anyagok

Növényi maradványok

Mikrobiális lebontás, átalakítás

Aminovegyületek

Reszintetizáció

Humuszanyagok

Cukrok Polifenolok Lignin metabolitok

Kinonok Kinonok

Módosult lignin

2-6. ábra: A humuszanyagok lehetséges keletkezése (Stevenson, 1982)

A lignin különösen nagy jelentősége van a humuszanyagok szintézisében (HAIDER 1986, FLAIG

1988), mivel azok nagyrészt a lignin bomlástermékeinek kondenzációjával és polimerizációjával

képződnek. (GRABBE és SCHUARDT 1993). KÖGEL (1987) STEVENSON (1982) elméletéből kiindulva

a humuszanyagok képződésének a következő lehetséges útjait írta le:

o Lignin elmélet: a humuszanyagok módosult ligninből keletkeznek, úgy hogy az el-

veszti a metoxil csoportjait, és oxidáció útján az aromás vázakon hidroxi csoportok,

az oldalláncokon karboxil csoportok képződnek (FLAIG 1966, SPITELLER 1985)

o Polifenol elmélet : A növényi sejtek mikrobiális bomlása során keletkező termékek

és a mikrobiális anyagcsere melléktermékei polimerizálódnak humuszanyagokká. A

sejtfalban található lignin oxidatív úton elbomlik és polifenil-propanil monomerek

szabadulnak fel. Ezek további bomlása során az oldalláncok lehasadnak, és az aro-

más gyűrűk elvesztik metoxil csoportjaikat. A folyamatban keletkező polifenolok

kinonokká oxidálódnak. A kinonok később pl. aminosavakkal reagálva kondenzációs

29

termékeket hoznak létre. A humusz képződés kiindulási vegyületei a polifenolok,

melyek származhatnak a mikroba sejtek anyag cseréjéből, és a sejtek autolíziséből.

o Melanoid elmélet: A melanoidok szacharidokból és aminosavakból képződnek. Ezt a

reakciót „Maillard-reakciónak” nevezik. Elsősorban a víz alatti humuszanyagok kép-

ződésékor figyelhető meg. BREBURDA (1969) a Maillard-reakciót a poliszacharidok

és fehérjék bomlás termékeinek együttes átalakulásaként írja le, és keletkező termék

a melanoid.

Humuszanyagok mikroorganizmusok révén is keletkezhetnek (biokémiai szintézis) (SCHEFFER és

ULRICH 1966), ez is többféleképpen lehetséges:

o Bizonyos mikroorganizmusok sejtjében humuszanyagok képződnek

o A sejtek autolízise során különböző mikrobiális festék anyagok átalakulásával

o Élő mikroorganizmusok ektoenzimjeik segítségével oxidálják a szubsztrátban talál-

ható aromás vegyületeket.

o Humusz képződés a sejtek autolízis termékeiből

SPITELLER (1985) szerint a szerves anyagok biológiai humifikációjában a mikroorganizmusok fon-

tos szerepet töltenek be. Ennek magyarázata a mikroorganizmusok nagy populáció sűrűsége és a

magas anyagcsere intenzitásuk.

SCHEFFER és SCHACHTSCHABEL (1989) biotikus és abiotikus humuszanyag képződést írnak le. A

biológiai humifikáció semleges pH és erős mikrobiális hatás esetén viszonylag gyorsan lezajlik. Az

abiotikus humifikációban a mikroorganizmusok csak a folyamat kezdetén vesznek részt. Később a

folyamat lassan, savanyú kémhatás mellett zajlik.

A humusz anyagokat humuszsav előanyagokra (fulvósavak), huminsavakra és huminra lehet felosz-

tani, melyek a humifikáció végtermékeinek tekinthetők (ZIECHMANN 1980)

Az első szakaszban a mikroorganizmusok aktívak. A radikális szakaszban már a mikroorganizmus-

oknak nincs szerepük, míg a két utolsó szakaszra - a jelenlegi eredmények alapján - nincs befolyása

a mikrobáknak. A folyamatok egymást követve zajlanak le, azonban rövidebb-hosszabb időre a

folyamat le is állhat.

A humuszanyagok képződése főként a talajokban zajlik. Azonban mindenhol megtalálható, ahol a

szükséges feltételek (megfelelő vízellátás mikroorganizmusok) rendelkezésre állnak.

2.4.4.5 Humuszanyagok képződése a komposztálás során

30

BANNICK (1988) szerint a komposztálás a humifikáció egy különös formája. Egy szabályozható

folyamat, a szerves anyagok olyan kémiai, biokémiai és biológiai lebontó és átalakító folyamata,

ahol az aerob környezetben végbemenő érés (korhadás) során humuszanyagok képződnek.

(BANNICK 1988). A komposztálás során posztmortális szerves anyagok, a humuszanyagok képződ-

nek (RIESS és KLAGES-HABERKERN 1993).

ALDAG és ROCHUS (1981) vizsgálataik során úgy találták, hogy az érés első 10-14 napja alatt törté-

nik a szerves anyag legnagyobb mértékű átalakulása.

ROCHUS (1978) kísérleteiben kimutatta, hogy a humuszképződés az érés elején megkezdődik. A

fulvósav tartalom a komposztálás második szakaszában eléri a maximumát, és a folyamat végére

jelentősen csökken a fulvósav tartalom. A termofil fázisban nagymértékű huminsav képződés fi-

gyelhető meg 106 napos érés után a komposzt 1,76 % fulvosavat és 1,83 % huminsavat tartalma-

zott.

GRABBE és HAIDER (1971) a komposztálás során a huminsavak erős átalakulását figyelték meg. A

huminsavak abszolút mennyisége növekszik. A komposztálás során fellépő magas hőmérséklet mi-

att az átalakulások sokkal gyorsabbak mint a talajban.

BANNICK és ZIECHMANN (1991) vizsgálataik során megállapították, hogy a humuszanyagok legna-

gyobb mennyiségben a termofil szakaszban képződnek. Minél előrehaladottabb az érés, annál több

humuszanyag található a komposztban, de ha a hőmérséklet egy bizonyos értéket átlép (55 oC), a

humifikáció folyamata leáll. Ezt a jelenséget a szerzők a humuszsav képződés és mikroorganizmus

aktivitás közötti szoros összefüggéssel magyarázzák.

INBAR et al. (1989) marhatrágya komposzt érés vizsgálata során kimutatták, hogy az összes kivon-

ható humuszanyagok illetve a huminsav tartalom a komposztálás 90. napjáig nő, miközben a rövid

molekulájú szerves anyag (nem humuszanyagok, fulvósavak) tartalom a 40 naptól konstans. Ebből

arra következtetnek, hogy az alacsony molekulatömegű szerves anyagok a komposztálás elején le-

bomlanak, míg a nagyobb molekulatömegűek később. A kivont huminsavakat a tőzeg és a talajok-

ban található fiatal humuszanyagokkal azonosítják.

A komposztálás során keletkező huminsavak és fulvósavak mennyisége, alapja lehet a komposzt

érettségi állapotának megállapításának, mivel ezek az érés alatt folyamatosan alakul át. Párhuzamo-

san a mikrobiális aktivitással nő a huminsav előanyagok mennyisége. Az érés során folyamatosan

nő a savban oldhatatlan huminsavak mennyisége és a fulvósavak mennyisége az érés 40 napjáig nő,

majd ezután csökken. A 35-45 nap között fulvósav huminsav arány 4:1, egy éves komposztnál ez az

arány 1:1-re csökken (SACHSE és ZIECHMANN 1969).

A komposztálás során a szerves anyag frakcióknak nemcsak a mennyisége, hanem a minősége is

változik. INBAR et al. (1990, 1991) több publikációban különböző hulladékok komposztálásának

31

vizsgálata során NMR és FT-IR adatokkal támasztják alá a minőségi változásokat. Megállapítható,

hogy az érés során a fenolos, aromás, és karboxil csoportok mennyisége nő, metoxi, és az alkil cso-

portok száma csökken.

SCHIEDT (1989) véleménye szerint, a komposztok minőségi osztályzásakor a humifikáció egy fon-

tos paraméter. Például a biohulladék komposzt huminsav tartalma magasabb mint fenyőrétegből

készült, és a biohulladék komposzt huminsav minősége is magasabb kategóriába sorolható. Rámutat

azonban, hogy a komposztokban található huminsavak összetétele és szerkezete jobban hasonlít a

víz alatti huminsavakhoz mint a szárazföldiekhez. Ezt a képződés különböző folyamataival magya-

rázza.

A pentózok és hexózok mennyisége a komposztálás során csökken. A komposztálás során keletkező

szénhidrátok nagy mennyiségben kapcsolódnak kovalens kötések útján a különböző huminsav és

fulvósav struktúrákhoz (HÄNNINEN et al. 1995).

RIESS és KLAGES-HABERKERN (1993) szerint komposztok humuszanyag tartalma és annak frakciói

(huminsavak/fulvosavak) a komposzt minőség megítélésekor elengedhetetlen. Véleményük szerint

a komposztok előnyös tulajdonságai (talajszerkezet stabilizálás, nitrogén utánpótlás stb.) mindenek

előtt a humuszsavaknak köszönhető.

2.4.4.6 A komposztok érettsége és a szerves anyagok humifikáltsága.

A komposztok felhasználását meghatározza azok érettségi foka. A komposzt érettségét a fizikai,

kémiai és biológiai stabilizáció mértékeként lehet meghatározni (XIAN-TEO HE 1987). A komposzt

érettsége akkor kap nagy szerepet, amikor az éretlen komposzt kedvezőtlen hatásait akarjuk elke-

rülni. A mikrobiális metabolitok és köztes termékek fitotoxikus hatása a komposzt felhasználása

során komoly problémákat okozhat, gátolja a talajok nitrogén szolgáltató képességét, csökkenti a

talajlevegő O2 tartalmát, a növényekben nitrogén hiány a győkérzónában reduktív viszonyok ala-

kulnak ki. (VAN DER ERDEN 1982). A szerves anyag tartalom és a humifikáció jól jellemzik a kom-

posztálás folyamatát, azonban a szerves anyag tartalom nem alkalmazható önmagában, mint az érés

jellemző paramétere (DE NOBILLI és PETRUSSI 1988). CHARPENTIER és VASSOUT (1985) szerint a

szerves anyag tartalom 50%-kal 60 %-ról 30 %-ra csökken a 3 hónapos komposztálás során, WONG

(1985) úgy találta, hogy 16 hetes érés során a szerves széntartalom (Corg) 40%-ról 30%-ra csökkent.

A komposztálás közben a szerves anyag stabilizálódik, a kation kicserélő kapacitás (CEC), a teljes

N tartalom (Nt), huminsav széntartalma (CHA), a lignin tartalom és a metoxil csoportok száma nö-

vekszik, míg a szerves anyagtartalom csökken. (RIFFALDI et al. 1986). Fiatalabb és idősebb fakéreg-

32

komposztokból készült huminsav kivonatokat elemezve ALBRECHT et al. (1982) kimutatták, hogy

az idősebb komposztban több a huminsav, magasabb a teljes aciditása, a teljes nitrogén tartalma

(Nt), és több a karboxil csoportok száma. A kommunális hulladékból készült komposzt érése során

a kivonható huminsav (HA) mennyisége nő míg a fulvosavé (FA) csökken (SUGAHARA és INOKO

1981).

A komposztok érettségének hagyományos módszere a C/N arány meghatározása az érés kezdetén és

a végén (SENESI 1989). Az érettséget a következő faktorral lehet jellemezni:

f=(C/N érés végén)/(C/N érés kezdetén)

A következő táblázatba JIMENEZ és GARCIA (1989) tanulmánya alapján foglaltam össze a C/N arány

változását a komposztálás során. Az adatokat áttekintve megállapítható, hogy a nyersanyagok C/N

aránya erősen változó a 20,7 és 34,0 közötti tartományban. Általánosan azonban elmondható, hogy

a kezdeti 30 feletti C/N arány az érés végére 20 alá csökken. CHANYASAK ÉS KUBOTA (1981) java-

solják a komposzt érés meghatározásakor a vizes kivonat C/N arányát mérni, szerintük az érett

komposzt C/N vizes kivonatban 5-6 között van.

33

2-7. táblázat: C/N arány változása a komposztálás során (JIMENEZ és GARCIA 1989)

Érési idő

(nap)

C/N

érés kezdetén

C/N

érés végén

C/N érés végén

C/N érés kezd.

Hivatkozás

63 31,1 19,0 0,61 PARRA 1962

63 29,0 18,0 0,62 PARRA 1962

40 27,0 14,0 0,52 KEHREN 1967

30-180 23,2 16,3 0,70 AGHTM 1975

180-360 23,2 13,4 0,58 AGHTM 1975

365 23,2 11,9 0,51 AGHTM 1975

120 30,3 22,6 0,75 JUSTE 1980

240 30,3 22,6 0,75 JUSTE 1980

nincs adat 24,0 15,0 0,63 DE BERTOLDI és ZUCCONI

1980

nincs adat 20,7 14,9 0,72 CHANYASAK és KUBOTA

1981

120 21,5 16,1 0,75 CHANYASAK et al, 1982

30 22,3 19,0 0,85 DE BERTOLDI et al. 1982

140 34,4 16,7 0,49 CLAIRON et al.1982

70 33,0 18,0 0,55 LEVASSEUR és SAUL 1982

90 23,6 15,9 0,67 LAVOUX és SOUCHON 1983

A komposzt érettségének jellemzésére ROLETTO et al. (1985) a következő paraméterek számítását

javasolják:

Humifikációs ráta (HR) amely a teljes kivonható huminsav széntartalmának(Cext) és a teljes szerves

széntartalomnak (Corg)a százalékban kifejezett aránya :

HR=(Cext)(100/Corg)

Humifikációs index (HI), amely az izolált huminsav széntartalmának (CHA) és a szerves széntarta-

lomnak (Corg)a százalékban kifejezett aránya:

HI=(C HA) (100/Corg)

A szerzők az érés értékeléséhez a ligno-cellulóz nyersanyagokból készülő komposztokhoz mini-

mum értékeket adnak meg.

34

2-8. táblázat: A komposztok érettségének jellemzése

A jellemzésre használt paraméterek Szerző(k)

COW/NOT

vízoldható szén / teljes nitrogén tartalom HUE és LIU (1995), BERNAL et al. (1998)

COW/NOW

vízoldható szén / nitrogén tartalom Chanyasak és Kubota (1981)

Érettségi faktor

f=(C/N érés végén)/(C/N érés kezdetén) SENESI (1989)

Humifikációs ráta (HR)

HR=(Cext)(100/Corg)

Humifikációs index (HI)

HI=(CHA) (100/Corg)

ahol:

Cext=kivont huminsav széntartalma,

CHA=izolált huminsav széntartalma,

Corg=teljes szerves széntartalma

ROLETTO et al. (1985)

Humifikációs index (HI)

HI=NHF/(HA+FA)

Humifikációs arány 1 (HR1)

HR1=HA/FF

Humifikációs arány 2 (HR2)

HR2=HA/FA

ahol:

NHF-NEM HUMUSZ ANYAGOK

HA -huminsav

FA-fulvosav

FF-fulvo frakció

INBAHR et al. (1990)

35

2.5 A komposztálás modellezésére használt reaktorok

A komposztáló reaktorokban a korhadás folyamatát percről percre nyomon követhetjük, valamint a

paraméterek mérésével, beállítások változtatásával elemezhetjük az anyag- és energiaátalakulási

folyamatokat. A reaktorokat működésük alapján két csoportra oszthatjuk:

o állandó hőmérsékletű (izotermikus);

o és változó hőmérsékletű vagyis adiabatikus rendszerekre.

Az izotermikus rendszerek a folyamatos adagolású komposztálási rendszereket lehet modellezni,

amelyekben a komposztálandó anyag hőmérséklete többé-kevésbé állandó marad (NAKASAKI et

al. 1985).

2-7. ábra: Izotermikus komposztáló reaktor elvi vázlata

A kívánt hőmérséklet állandó szinten tartása egy külső hűtő-fűtő rendszerrel történik, amely általá-

ban elektronikus irányító hőmérséklet-visszacsatolásos rendszerben hűti, illetve fűti a rendszert.

Ezek reaktorok kitűnően alkalmazható a hőmérséklet és a nyersanyagok lebomlása közötti össze-

függés elemzésére (SIKORA, SOWERS 1985).

Az izotermikus rendszerek azonban, szemben az adiabatikussal nem teszik lehetővé a komposztálás

biotikus vagy abiotikus körülményeinek (pl. nedvességtartalom; különböző tápanyagszubsztrátok)

PC

KOMPOSZT

FŰTŐ-HŰTŐ RENDSZER

GÁZOK

LEVEGŐ

HŐMÉRŐ

TERMOSZTÁT

ABSZORPCIÓS EDÉNY

HŐSZIGETELÉS

36

változásából adódó mikróbapopuláció-összetétel változások elemzését. (NAKASAKI et al. 1985,

SIKORA és SOWERS 1985)

Az adiabatikus rendszereknél a hő megtartása a rendszer megfelelő szilárd hőszigetelésével

(ASHBOLT és LIME 1982), vagy vízfürdőbe helyezésével (SIKORA és SOWERS 1985) oldható meg.

Az adiabatikus komposztáló reaktorokkal a szabadtéri komposztprizma aktív érési zónáját lehet

modellezni. A folyamat irányított lefolyásához megfelelő körülményeket kell biztosítani.

Hőmérséklet - a komposztálás folyamán a rövid ideig tartó mezofil fázis után magas hőmérséklet

alakul ki. Ez a hőmennyiség az ún. termofil fázisban az intenzív mikrobiális bontás során fejlődik.

A szabadtéri komposztálás során a nagy anyagtömeg hőtechnikai tehetetlensége miatt a prizma ak-

tív érési zónájában marad ez a hőmennyiség. A hőmérsékletet számítógép vezérléssel, szabadtéri

komposztáláshoz hasonlóan a levegő befúvás változtatásával lehet szabályozni. A beállítás adatait a

szabadtéri prizma aktív zónájának hőmérsékleti értékei szolgáltatják. A nedvességtartalom szabály-

ázását a nyersanyagok optimális 50-55 %-ra való beállításával és a befúvott levegő nedvességtar-

talmának szabályzásával lehet elérni. Az oxigén ellátás folyamatos levegőáramú pumpa segítségé-

vel biztosítható. Az érő anyag oxigén igénye legalább 10 liter / kg (sz.a.) / óra, amelyet a hőmérsék-

let csökkenésével fokozatosan csökkenteni kell. (CSEHI 1997).

2-8. ábra: Az adiabatikus komposztáló reaktor elvi vázlata

GÁZOK

KOMPOSZT

HŐMÉRŐ

LEVEGŐHŐSZIGETELÉS

HŐMÉRŐ

37

2.6 A forróvizes kivonatok alkalmazása

2.6.1 A különböző módszerek a talajvizsgálatokban

Az agronómia kutatások célja, hogy a növények növekedését befolyásoló tényezők minél pontosabb

megismerésével, valamilyen agronómiai célt ökonómiailag vagy ökológiailag hatékonyan el lehes-

sen érni. Az agronómiai kutatások egyik jelentős területe az agrokémia, amely tudomány a talajok

tápanyag-szolgáltató képességnek meghatározásával, a trágyázó és talajjavító anyagok értékelésével

járul hozzá bizonyos agronómiai célok megvalósításához. Az agrokémiai kutatások során két fő

módszert alkalmaznak:

o biológiai módszerek;

o statikus módszerek.

2.6.1.1 Biológiai módszerek

A biológiai módszerek során kísérleti körülmények között kerül vizsgálatra a talaj-növény rendszer.

A hosszú és rövid távú szántóföldi kísérletek (KÁDÁR, 1992.) előnye, hogy gyakorlatilag a vizsgálni

kívánt rendszert valósítjuk meg kísérleteinkben, tehát az itt kapott eredmények a statisztikai analízis

után közvetlenül, minden más információ nélkül alkalmazhatók. Hátrányuk viszont hogy terület,

költség, és időigényesek, valamint biológiai rendszerek lévén az eredmények nagy hibával terhel-

tek. Nem nélkülözhetjük az így kapott információkat, mivel a talaj-növény rendszerekben lejátszó-

dó folyamatok egészéről nem rendelkezünk átfogó ismeretekkel, így nem tudjuk más módszerekkel

megbecsülni a hosszútávú folyamatokat (KÁDÁR 1992).

A tenyészedény kísérletek során ki lehet küszöbölni az időjárás és az egyéb agronómiai

köróülmények (pl. növényegészségügyi problémák) okozta hibákat (MITTSCHERLICH 1930), azon-

ban az eredmények közvetlenül nem vihetők át a növénytermesztésbe, azokat korábbi szabadföldi

kísérletek eredményeivel korrigálni kell (NOOMAN et al. 1992).

2.6.1.2 Statikus kémia módszerek

A statikus kémiai módszerek esetén valamilyen kémiai analízissel kerül a talaj tápanyagtartalma

meghatározásra. A talaj ásványi alkotórészei a szilikátrácsban illetve más vízben és híg vizes olda-

tokban oldhatatlan formában jelentős mennyiségben tartalmaznak növényi tápelemeket. Ezeknek a

tápanyagraktáraknak csak elenyésző része képes a tenyészidő alatt elmállani, a növények által fel-

vehető formába kerülni (BOHN et al.1985). Ebből következik, hogy a talaj teljes analízise során ka-

pott koncentrációértékek kizárólag csak a felvehető tápanyagmennyiség felső határát adják meg.

Ezek teljes tápanyagtartalomra vonatkozó információ nem adnak felvilágosítást a növények által

felvehető tápanyagtartalomról. Ennek kiküszöbölésére különféle egyensúlyi módszerek kerültek

38

kidolgozásra, amelyek során valamilyen oldószerrel történik a növényi tápanyagok kivonása ezzel

modellezve a talajok tápanyag-szolgálatatóképességét. A leggyakrabban használt extrakciós mód-

szerek a következők:

Az AL-K, (EGNER et al. 1960) a talajt ecetsavas ammónium-laktát oldattal való rázatása során a

felületen kötött káliumot az ammónium ionok cserélik le. Az oldószer tömény puffer-rendszer, így

modellezi a növények gyökérsavainak hatását. Hátránya, hogy savas közeget idéz elő és a ebben

közegben a talajkolloidok másként viselkednek, mint természetes körülmények között a híg vizes

oldatokkal szemben.

Az AL-P (EGNER et al. 1960). A talajt ecetsavas ammónium-laktát oldattal rázatás során a kolloi-

dok felületén kötött foszfát ionok egy része a savas közegben is lecserélődik. A kalciummmal víz-

ben oldhatatlan csapadékot alkotó foszfát vegyületek egy része a savas közeg hatására oldódik. Az

AL módszerrel kapott eredményeket, mivel több talajtulajdonságtól is függenek a növénykísérle-

tekkel összehasonlítva pontosítani lehet (THAMM 1980).

A vizes-P (FLOSSMANN és RICHTER 1982) módszer során a talajt desztillált vízzel rázatjuk külön-

böző ideig. A rázatás során feltételezhető, hogy a kialakuló egyensúly talaj-oldat rendszer jól mo-

dellezi a természetes körülmények között kialakuló talajoldatot. A módszer hátránya, hogy kivonat-

okban a foszforkoncentrációja igen alacsony.

Az Olsen-P (OLSEN és WATANABE 1957) módszer során a talajt nátrium-hidrokarbonát oldattal rá-

zatjuk az így keletkező enyhén lúgos kémhatású puffer-rendszerben hidroxid és hidrokarbonát io-

nok cserélik ki a kolloidok felületén megkötött foszfát és különböző hidrofoszfát anionokat. A vizes

foszfornál módszernél magasabb oldatkoncentrációkat kapunk, azonban a NaHCO3 oldat azonban

megszünteti a talajoldatok eredeti tulajdonságai közötti különbségeket.

A KCl-os NH3+ és NO3

- (HOUBA et al. 1987) módszerrel az adszorbeált ammónium és nitrát ionokat

kálium illetve klorid ionokra cseréljük a talajkolloidok felületén. A nitrát ionok könnyen és gyorsan

oldatba kerülnek és rövid rázatás után kialakul a deszorpciós egyensúly (KAMERON és HAYNES

1986, KINJO et al. 1971).

39

2.6.2 A forró vizes kivonás története

A tápanyag-utánpótlással foglalkozó szakemberek régóta szükségesnek látták egy új, rutinszerűen

használható talajkivonási eljárás megalkotását a víz segítségével. A víz a Földön a legáltalánosab-

ban elterjedt oldószer. A talajok tápanyag-szolgáltató képességét meghatározó biokémiai és kolloid

kémiai folyamatok mind vizes közegben mennek végbe. A múlt század közepe óta számos kísérle-

tekben használtak vizet talaj hozzáférhető tápelem tartalmának a meghatározására, de az elemek

analízise nehézkes volt a talajok tápelemeinek alacsony vízoldhatósága miatt. Az utóbbi évtizedek-

ben számos módszert vezettek be, hogy javítsák a hatékonyságot és gyorsítsák a folyamatot.

(FÜLEKY és CZINKOTA 1993)

Századunk elején KÖNIG (1906) hőkezelt talajmintákat telített vízgőzzel 400-500 kPa nyomáson. Ez

a módszer különösen a kálium extrakciójára volt alkalmas. Később a forróvizes extrakciót főleg a

bór meghatározására alkalmazták, az extrakció során vizes talajszuszpenziót néhány percig forralták

majd szűrték (BERGER és TRUOG 1944). KÖRSCHENS (1984) a talaj szén és nitrogéntartalmának

meghatározására alkalmazott forróvizes extrakciót, a kioldást a lipidek benzines oldásához hasonló

módon forralással cirkuláltatott vízzel végezte Soxhlet készülékben. Magas hőmérsékletet és nagy

nyomást alkalmaztak (SCHNITZER et al. 1991) talajok szerves anyagainak extrakciójára. A nyomás

17.2 MPa, a hőmérséklet 150, 200 és 250 oC volt. A talajmintát HPLC oszlopban helyezték el. Az

extraktumot egy frakcióként fogták fel. Az adott körülmények között a talaj nagymolekulájú szer-

ves anyagai főleg a humin- és fulvosavak hőbomlást szenvednek (SCHNITZER és HOFFMAN 1964),

így az eredeti szerves anyag összetételének megállapítására a módszer alkalmatlan. A vízben oldha-

tó szerves anyag mennyiségét azonban megnöveli és a bomlástermékekből az eredeti molekulára

lehet következtetni.

Talajokon történő áramlásnál (DUKE 1992) megállapítja, hogy szűk hőmérséklet tartományban a

viszkozitás és az adszorpcióképesség fordítottan arányos a hőmérséklettel. Nem hagyható figyel-

men kívül, hogy az áramló víz egy része magasabb hőmérsékleten gőz formájában mozog, így nem

vesz részt a sók és poláros molekulák deszorpciós folyamataiban, viszont az áramlás hasonló a telí-

tetlen talajoszlopokon történő kilúgzáshoz.

A hőmérséklet változtatás másik végletét jelenti, hogy megfagyasztva darabolta a talajoszlopot,

majd felolvadás után a kifolyó oldatot vizsgálta. megállapítja, hogy a fagyasztva darabolás során,

főként a jég roncsoló hatására, a talajszerkezet sérül és az adszorbeált anyagok oldott állapotban

távoznak a mintából.

40

A szakirodalomban több módszer található a talajkivonatok készítésére. Az egyensúlyi módszerek

hosszú extrakciós időket igényelnek vagy rövidebb ideig végzett kivonásnál nem lehetünk biztosak

abban, hogy valóban elértük a termodinamikai egyensúlyt a folyadék és szilárd fázis között. A hosz-

szú kivonási idők nehezítik a sorozatvizsgálatokat, rövidebb idők alatt mért adatunk egyaránt függ a

talaj tápanyag szolgáltató képességétől, és a tápanyag szolgáltatás sebességétől. A növény számára

mindkét tulajdonság fontos, de egymástól függetlenül kell ezeket mérnünk. Az állandó koncentráci-

ójú, pufferelt kivonószerekkel készült kivonatok nem veszi figyelembe a növényi felvétel és egyéb

tényezők hatására változó talajoldat koncentrációkat (CZINKOTA 1994).

Dinamikusan is készíthetünk talajkivonatokat úgy, hogy a talajkivonást több lépésben végezzük,

vagy a talajon folyamatosan áramoltatjuk át a kivonószert. Ebben az esetben elkülönítve kapunk

adatokat a talaj különböző oldatkoncentrációkhoz tartozó tápanyag-szolgáltató képességéről, és

kinetikai tulajdonságairól. A több egyensúlyi lépésben végzett kivonás értelmezése viszonylag egy-

szerű, azonban a vizsgálat igen hosszú időt vesz igénybe. A folyamatosan áramoltatott rendszerek-

ben a mérés gyors, de a különböző paraméterek elkülönítése matematikailag nem megoldott egyér-

telműen (CZINKOTA 1993). Ezek alapján került kidolgozásra a forróvizes extrakciós módszer, és

történt meg megbízhatóságának igazolása és kalibrálása.

2.6.3 A forró vizes kivonás (Hot water percolation-HWP)

Az eljárás FÜLEKY et al „Eljárás talajok tápelemtartamának meghetározására, valamint berendezés

az eljárás foganatosítására” című, 205994 lajstromszámú szabadalmán alapul.

2-9. ábra: A forró vizes extraháló berendezés elvi vázlata

41

A módszer lényege, hogy a talajmintán a légkörinél nagyobb nyomáson, forrásban levő víz áramlik

át, a folyamatosan vagy egymást követő frakciókban a lefolyt oldat tápelem tartalmát vizsgálni le-

het.

A talaj extraháló berendezés a kávéfőző működési elve alapján a talajokból 102-105 ºC-on 120-150

kPa nyomáson vízzel több kivonat készíthető (2-9. ábra). A kivonás átlagos ideje 2,6 perc. A

forróvizes kivonási rendszert 36 különböző talajtípussal próbálták ki. A módszerrel majdnem min-

den tápelem kivonható, mérhető nagyságrendben. A folyamat variációs koefficiense (CV%) átlago-

san 11%. Az eredmények szoros korrelációban vannak a hagyományos talajvizsgálati eljárások

eredményeivel (9. táblázat), valamint a napraforgó és az angolperje, mint kísérleti növények nö-

vénykísérleti eredményeivel (FÜLEKY és CZINKOTA 1993).

2-9. táblázat: A forróvizes kivonással (HWP) kapott eredmények korrelációja hagyományos

kivonási módszerekkel:

Referencia módszerek

Korrelációs együttható két kivonat mennyiség esetén

r 100cm3* r 500cm3*

KCl-NH4-N 0.79 0.78

KCl-NO3-N 0.63 0.71

AL-P 0.75 0.78

OLS-P 0.86 0.89

H2O-P 0.85 0.86

AL-K 0.78 0.85

EUF-K 0.80 0.87

(* a forró vizes kivonat mennyisége)

2.7 Spektroszkópiai módszerek a komposztok vizsgálatában

2.7.1 UV tartományban végzett vizsgálatok

Általában a humuszanyagok nem adnak jellemző színképet az UV és a látható tartományban. A

huminsavak és a fulvosavak lúgos és semleges vizes oldatainak, valamint az fulvosavak savas vizes

oldatainak abszorpciós színképe jellegtelen, nincs se maximuma se minimuma, az optikai sűrűség

általában csökken, ahogy a hullámhossz növekszik.

A humuszanyagok fényelnyelése nő, ha:

42

o nő a vegyületekben lévő aromás gyűrűk kondenzációjának mértéke (KONONOVA

1966);

o nő az aromás vázak „magok” szén tartalmának és az alifás oldalláncok szén tartal-

mának aránya (KASATOCHKIN et al. 1964)

o vagy nő a teljes széntartalom és a molekuláris tömeg.

A huminsav és fulvosav tartalmú vizes oldatok 465 és 665 nm hullámhosszon mért optikai sűrűsé-

gének azaz abszorbanciájának aránya széles körben használt a talajtanban tulajdonságainak jellem-

zésére. CHEN és at al. (1977) szerint huminsavak és fulvosavak E4/E6 aránya:

o főleg a részecske mérettől függ (vagy részecske- illetve molekula tömeg);

o hatással van rá a pH;

o összefüggésben van a szabad gyökök koncentrációjával, az O, C, CO2H tartalommal

és a teljes savassággal, figyelembe véve, hogy ezek a paraméterek is a részecskemé-

ret, részecske vagy molekula tömeg függvényei;

o gyakorlatilag közvetlenül nincs kapcsolatban a kondenzált aromás gyűrű koncentrá-

ciójával;

o függetlenek a humin- és fulvosav koncentrációtól, legalábbis a 100-500 ppm tarto-

mányban.

Az E4/E6 arány tehát független a humuszanyagok koncentrációjától, de értéke talajtípustól függően

változik. A különböző talajtípusokból izolált huminsavak E4/E6 aránya 3,0-5,0 között, míg

fulvosavaké 6,0-8,5 között változik. INBAR et al. (1990) szerint a komposztokból izolált huminsav

E4/E6 aránya sokkal magasabb (E4/E6=7,3) mint a talajokból kivont huminsavaké.

Az E4/E6 arány meghatározása gyors és egyszerű analitikai folyamat, amely nem igényel komplex

felszerelést és fejlett technikai szaktudást, de mégis értékes információt ad a talaj szerves anyagairól

(SCHNITZER és KAHN 1989).

43

3. ANYAG ÉS MÓDSZER

3.1 A vizsgálatokhoz használt anyagok

A komposztálási kísérletekhez mezőgazdasági eredetű hulladékokat használtam. A választás során

cél volt, hogy a nyersanyagok egymástól jelentősen különböző tulajdonságúak legyenek, a

szubsztrát eredendően homogén legyen, így téve egyszerűbbé a komposztálást. A felhasznált nyers-

anyagok lótrágya és törköly voltak.

Lótrágya: a szecskázott szalma alomanyagot tartalmazó lótrágya a komposztálási kísérletekhez ki-

válóan nyersanyag. Magas ligno-cellulóz tartalma miatt alkalmas a fás részeket tartalmazó kom-

poszt keverékek vizsgálatára. A nedvességtartalma, a C/N aránya és szerkezeti stabilitás kedvező,

ezért nem szükséges egyéb segédanyagok használata a komposztálás során. A lótrágya intenzív

komposztálásáról sok irodalmi és gyakorlati eredmény ismert (GOTSCHALL 2000, DUNST 2001). A

lótrágyából vett minták jelölése disszertációban „lótrágya” vagy rövidítve „L ”.

Szőlő törköly: A szőlő préselése után a bogyók héjának, a lebogyózott kocsányok (szárak), és a

magvak keveréke. A kiválasztását indokolta, hogy jellegében inkább az élelmiszeripari hulladékok-

hoz áll közelebb. Magas a cukor, és a pektin tartalma. A törkölyben található kocsány maradványok

megfelelő szerkezetességet biztosítnak a komposztáláshoz. A törkölyből vett minták jelölése disz-

szertációban „törköly” vagy rövidítve „T”

3-1. táblázat: A nyersanyagok tulajdonságai

Minta

Száraz-

anyag

%

Izzítási

veszteség

%

pH

(KCl)

Össz-N

mgkg-1

NH4-N

mgkg-1

NO3-N

mgkg-1

C/N

arány

Térfo-

gattömeg

g/1000

cm3

Lótrágya 57,3 83,5 7,15 8800 649,1 55,9 54,70 650

Törköly 41,2 93,3 6,96 20064 720,9 22,2 26,97 780

A kész komposztok abszorbancia értékeit és szén tartalmát összehasonlítottam az intenzív kom-

posztálás után legalább fél éves utóérlelésen átesett komposztok adataival. Az összehasonlításra

használt komposztok a következő voltak:

44

3-2. táblázat: Az összehasonlításhoz használt érett komposztok

Jele Megnevezés C/N arány Szervesanyag tartalom (%)

KÁ Állati komposzt 8,7:1 22,05

KN Növényi komposzt 14,7:1 32,49

ÉK Érett komposzt 12,4:1 37,89

3.2 Módszerek

3.2.1 A komposztálás az adiabatikus komposzt reaktorban

A komposztálás során használt adiabatikus komposzt reaktor térfogata 50 liter. A tartály falait hő-

szigetelő anyaggal borítottuk, amelynek hatékonyságát előzetes próbaüzemekkel igazoltuk. Az érő-

tér alját rozsdamentes acélból készült rács borítja. A rács lehetővé teszi a levegő megfelelő elosztá-

sát, illetve az alatt levő térben összegyűjthető a keletkező kondenzvíz, amely egy csap segítségével

leengedhető a reaktorból.

A hőmérséklet mérése folyamatos elektronikus adatrögzítésű platina-platina-iridium ötvözetből

készült termopár (termoelem) hőmérővel történt. A mérőpálcát, mely 30 cm hosszú, a komposzt

közepében helyeztem el, így reálisan mérte az éppen aktuális hőmérsékletet. Ezekből az adatokból

számoltam ki a napi középhőmérsékleteket és ezek alapján készítettem el a hőmérsékleti grafikont

az idő függvényében.

A komposztálás kezdetén a lótrágya nedvesítéséről gondoskodni kellett. A megfelelő nedvességi

értéket, ami a pórustérfogat 50-55 %-át alkotja marokpróbával állítottam be. A törköly nem igényelt

külön nedvesítést. A komposztást 8 hétig (54 napig) végeztem, addig amíg a komposzt hőmérsékle-

te azonos nem lett a külső hőmérséklettel. A komposztálás során 7 alkalommal került sor mintavé-

telre

45

3-3. táblázat: A mintavétel a komposztálás során

A minta jele A mintavétel

Lótrágya Törköly id őpontja (nap)

L/1 T/1 0

L/2 T/2 2

L/3 T/3 4

L/5 T/5 8

L/6 T/6 10

L/8 T/8 24

L/10 T/10 54

A mintavételek gyakoriságát a komposztálás szakaszait meghatározó hőfejlődés intenzitása határoz-

ta meg. A mintavétel során a reaktor különböző pontjaiból részmintákat vettem, a részminták teljes

mennyisége kb. 3000 cm3 volt. Az összekevert és homogenizált részmintából 500 cm3 átlagmintát

vettem a fennmaradt komposztot visszahelyeztem a reaktorba.

A mintákat 40 ºC-on tömegállandóságig szárítottam majd légszáraz állapotban megőröltem majd 2

mm lyukátmérőjű rostán átszitáltam. Az így előkészített mintákat vákuum exikátorban tároltam.

3.2.2 A vizes kivonatok elkészítése

A komposztokból a forróvizes kivonatot FÜLEKY et al. „Eljárás talajok tápelem-tartalmának megha-

tározására, valamint berendezés az eljárás foganatosítására” című, 205994 lajstromszámú szaba-

dalma alapján készült berendezéssel végeztem.

A légszáraz komposzt mintákból 20 grammot helyeztem el a 30 cm3 térfogató rozsdamentes acél

mintatartóba. Az extraktum szűrésére a mintatartóba elhelyezett 5893 jelű szűrőpapírt használtam. A

kivonásra használt víz nyomása 100 és 150 kPa között volt ez az egyensúlyi vízgőztenzió megfelel

103 és 105 oC vízhőmérsékletnek (FÜLEKY és CZINKOTA 1993). A minták elhelyezése után mintá-

kat 5 percig nedvesítettük. A nedvesítés során a mintákra forróvizet engedtünk addig, amíg a kifo-

lyó nyílásban meg nem jelent az első csepp víz.

A duzzasztási várakozási idő után került sor mintánként 7 kivonat folyamatos levételére, és az

egyes frakciók levételéhez szükséges idő feljegyzésre került. Az egyes frakciók 100 cm3 térfogatú-

ak voltak, miután szobahőmérsékletre hűlt mérőhengerrel lemértem a pontos térfogatukat. A kivo-

natokat zárható üvegedényekben, hűtőszekrényben tároltam a további vizsgálatokig. A forró vizes

kivonatok három ismétlésben végeztem el.

46

A hideg vizes kivonatok elkészítése során 5 g száraz komposztott 100 cm3desztillált vízzel 30 per-

cig rázatjuk, 10000 min-1 fordulaton 10 percig centrifugáljuk ezután a folyékony részt 0,45µm szű-

rőn szűrjük.

3.2.3 Alkalmazott analitikai módszerek

A minták vizsgálata során az alábbi analitikai módszereket alkalmaztam

o Az analitikai vizsgálatok előtt a légszáraz minták nedvességtartalmát szárítószek-

rényben határoztam meg, 105°C-on tömegállandóságig szárítva a mintákat.

o Az összes szervesanyag-tartalmat az izzítási veszteségből számoltam. (700°C-on 5

órán keresztül).

o A pH mérést direkt potenciometriás módszerrel végeztem. A megfelelő kalibrálás

után a méréshez 2 gramm mintából és 12,5 cm3 1 mólos KCl-ból illetve H2O-val ké-

szült szuszpenziót használtam. A komposztokból készült kivonatok pH-ját közvetle-

nül mértem.

o A szerves széntartalmat a szerves anyagtartalom (sz.a.) / 1,725 képlettel, majd az

összes nitrogéntartalommal való osztással C/N-arányt határoztam meg.

o A minták összes nitrogén tartalmának meghatározását kénsavas roncsolatból végez-

tem, Parnass-Wagner vízgőzdesztilláló készülékkel.

o A kivonatok szén tartalmát krómkénsavas oxidációval (Tyurin módszer) határoztam

meg.

o Az UV tartományban végzett abszorbancia vizsgálatok során a kivonatok száz szoros

hígításából BECK DU-50 fotométerrel 254, 410, 465 és 655 nm hullámhosszon mér-

tem. Az E4/E6 arány a 465 és 655 hullámhosszon mért abszorbancia értékekből

számítottam ki.

o A komposztok Hargitai humusz stabilitási koefficiensét Hargitai (1988) módszere

alapján mértem meg. A komposztok NaOH és NaF-oldatokkal készített kivonatai há-

rom hullámhosszon (465 nm, 533 nm és 665 nm) mértem meg. A abszorbanciákból

kiszámítottam a Q értékét (Q= ENaF/ENaOH), majd humusz tartalom segítségével ki-

számítottam a K értékét (K=Q/H).

47

4. EREDMÉNYEK

4.1 A komposztálás menete

4.1.1 A hőmérséklet változása a komposztálás során

A komposztálás folyamatát a legegyszerűbben a hőmérséklet mérésével lehet ellenőrizni. A hőmér-

séklet mindkét alapanyag esetén a komposztálás megkezdése után folyamatosan emelkedik. A ló-

trágyánál a harmadik a törkölynél pedig a második napon elkezdődik a termofil szakasz. A lótrágya

esetén megfigyelt lassabb hőmérséklet emelkedést a optimálistól (C/N=35:1) magasabb C/N arány

(C/N=54,7:1) okozza. A hőmérsékleti maximumot a törköly érte el az 5. napon (63,5 oC).

4-1. ábra: A hőmérséklet változása a komposztálás során

A hőmérsékleti adatok alapján az is megállapítható, hogy mindkét komposzt hőmérséklete elérte a

higiénizációhoz szükséges 55 oC-ot.

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30 40 50 60

idő (nap)

hő

mér

sékl

et (ş

C) Törköly

Lótrágya

48

4.1.2 A kémhatás változása a komposztálás során

A kémhatás a komposztálás első időszakában mindkét mintánál növekvő tendenciát mutatott. A

lótrágya kémhatása jelentősen emelkedett, bár a komposztálás végső időszakában csökkenő tenden-

ciát mutatott, de így is jelentősen meghaladta a kezdeti értéket. A lótrágya végső kémhatása gyen-

gén lúgos tartományban volt.

6,5

7

7,5

8

8,5

9

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55Idő (nap)

Kém

hatá

s

pH (KCl) törkölypH (KCl) lótrágya

4-2. ábra: A kémhatás változása a komposztálás során

4.1.3 A széntartalom változása komposztálás során

30000

40000

50000

60000

0 10 20 30 40 50 60 Idő (nap)

C-o

rg. (

mg/

100g

) lótrágya törkőly

4-3. ábra: A szerves széntartalom változása a komposztálás során

49

A komposztálás folyamán a komposzt széntartalma folyamatosan csökken. A csökkenés lineáris

függvénnyel leírható, amelyből meghatározható a széntartalom csökkenés sebességi állandói.

A széntartalom csökkenés sebességi állandója a lótrágya esetén 1841 mgkg-1nap-1 illetve törköly

esetén 707,58 mgkg-1nap-1 volt.

4-1. táblázat: A C/N arány a komposztálás kezdetén és végén

Lótrágya Törköly

Idő (nap) C/N arány

0 54,76 26,97

54 42,43 17,57

f

C/N0.nap/C/N 54. nap 0,77 0,65

A C/N arány a komposztálás során csökkent, amely főként a széntartalom csökkenésnek köszönhe-

tő.

4.2 A vizes kivonatok

4.2.1 Forró vizes kivonás időtartama

Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő feljegyzésre és elemzésre került.

4-4. ábra: Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő (lótrágya)

Minta jele

L1 L2 L3 L5 L6 L8 L10

Frakciók Átlag idő (sec)

1 30 15 15 15 25 35 15

2 40 20 15 20 30 40 20

3 45 20 15 20 40 55 25

4 48 20 20 20 45 60 25

5 50 25 20 24 50 65 28

6 52 28 20 28 52 65 30

7 55 30 20 29 55 65 32

R2 0,90 0,93 0,75 0,92 0,95 0,85 0,94

50

4-5. ábra: Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő (törköly)

Minta jele

T1 T2 T3 T5 T6 T8 T10

Frakciók Átlag idő (sec)

1 30 15 15 15 25 35 15

2 40 20 15 20 30 40 20

3 45 20 15 20 40 55 25

4 48 20 20 20 45 60 25

5 50 25 20 24 50 65 28

6 52 28 20 28 52 65 30

7 55 30 20 29 55 65 32

R2 0,94 0,75 0,84 0,73 0,91 0,76 0,92

Az egyes frakciók kivonásához szükséges idő a frakciók számának növekedésével egyenes arány-

ban nő.

4.2.2 A forró vizes kivonatok kémhatása

A komposztokból készült kivonatok lehülése után megmértem a kémhatást. A kivonatok kémhatása

eltér a komposztok KCl szuszpenzióban mért kémhatásától, és az egyes mintákból egymást követő-

en kivont frakciók kémhatása eltérést mutat.

A lótrágya esetén a kivonatok kémhatása néhány kivételtől eltekintve (L/3 1. frakció; és az L/8

5,6,7, frakció) magasabb- az L/2 esetén jelentősen magasabb, mint a komposztok KCl szuszpenzió-

ban mért kémhatása. A mindkét komposzt (T és L) vizes szuszpenzióban mért kémhatása alacso-

nyabb, mint a kivonatok kémhatása.

51

4-6. ábra: A lótrágya frakciók kémhatásának változása komposztálás során

Az 4-6 ábra elemzése során megállapítható, hogy az egyes frakciók kémhatásának változása követi

a komposzt kémhatásának változását (legszorosabban az első frakció), illetve a második minta

kémhatás „megelőzi” komposzt kémhatását.

4-7. ábra: Az egyes lótrágya mintákból készült kivonatok kémhatásának változása

7

7,5

8

8,5

9

9,5

1 2 3 4 5 6 7

Frakció

Kém

hatá

s

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

7,3

7,5

7,7

7,9

8,1

8,3

8,5

8,7

8,9

9,1

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Idő (nap)

Kém

hatá

s

1. frakció2. frakció3. frakció4. frakció5. frakció6. frakció7. frakciókomposzt (KCl)

52

Az egyes mintákból készült frakciókban a kémhatás növekszik a L/1, L/2, L/3, L/5 minták esetén,

míg az, L/6, L/8, L/10 esetén csökken.

4-8. ábra: A törköly frakciók kémhatásának változása komposztálás során

4-9. ábra: Az egyes törköly mintákból készült kivonatok kémhatásának változása

6

6,2

6,4

6,6

6,8

7

7,2

7,4

7,6

7,8

8

1 2 3 4 5 6 7

Frakció

Kém

hatá

s

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

6

6,2

6,4

6,6

6,8

7

7,2

7,4

7,6

7,8

8

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Idő (nap)

Kém

hatá

s

1. frakció

2. frakció

3. frakció

4. frakció

5. frakció

6. frakció

7. frakció

komposzt(KCl)

53

A törkölyből készült komposzt és a mintákból készült kivonatok kémhatásainak elemzése során

megállapítható, hogy a vizes szuszpenzióban mért kémhatás minden esetben alacsonyabb, mint a

forró vizes kivonatok kémhatása.

4.2.3 A széntartalom a forró vizes kivonatban

4-10. ábra: A forró vizes kivonatok széntartalma (lótrágya)

A lótrágyából készült kivonatok vizsgálata során megállapítható, hogy minden minta esetén az első

frakció során tudjuk a legtöbb szenet kivonni. A L/3 és L/5 minták esetén a 2-7 frakciók szén tar-

talma magasabb, mint a többi mintáé.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

1 2 3 4 5 6 7Frakciók

C m

g/10

0g

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

54

4-11. ábra: A forróvizes kivonatok szén tartalma (törköly)

A törköly esetén is megállapítható, hogy minden esetben az első frakciónak a legmagasabb a szén-

tartalma.

51,72%

94,44%

51,43%

42,31%

70,00% 70,59%

100,00%

34,48%

83,33%

36,57%

28,85%

61,54% 61,76%

17,24%11,11%

14,86% 13,46%8,46% 8,82%

0,00%0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

70,00%

80,00%

90,00%

100,00%

0 2 4 8 10 24 54Napok

Kiv

ont

szén a

ránya (

%)

1-2 frakció

1. frakció

2. frakció

4-12. ábra: Az első és a második frakciók széntartalma a hét frakcióval kivonható széntartalom ará-

nyában lótrágya minták esetén

0 200 400 600 800

1000 1200 1400 1600 1800

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

C m

g/10

0g

T/1

T/2

T/3

T/5

T/6

T/8

T/10

55

74,36%

90,00%83,96%

91,80%

70,40%

79,08%

64,62%58,98%

75,00%72,19%

81,97%

60,54%

68,63%

15,38% 15,00%11,76% 9,84% 9,86% 10,46% 12,31%

0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

70,00%

80,00%

90,00%

100,00%

0 2 4 8 10 24 54

Napok

Kiv

ont

szén a

ránya (

%)

1-2 frakció

1. frakció

2. frakció

4-13. ábra: Az első és a második frakciók széntartalma a hét frakcióval kivonható széntartalom ará-

nyában a törköly minták esetén

A kilúgozás ismétlése során a következő frakciók fokozatosan csökkenő koncentrációban tartal-

maznak szenet, és az egyes minták között nincs jelentős különbség. Az első frakcióval a kivonható

széntartalom a lótrágya esetén 41,43%-a a törköly esetén 52,31%-a, az első két frakcióval kivonható

széntartalom a lótrágya esetén 56,39%-a a törköly esetén 64,62%-a a hét frakcióval kivonható szer-

ves széntartalomnak.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

C (

mg/

100g

)

Forró vizes kivonat

Hideg vizeskivonat

4-14. ábra: A különböző kivonatok széntartalma (lótrágya)

56

A lótrágya komposzt vizsgálata szerint a lótrágyából minden minta esetén a hideg vízzel történő

kivonással lehet több szenet kioldani. A hideg vízzel és a forró vízzel készült kivonatokban a szén-

tartalom változása párhuzamosan zajlik.

A törkölynél az első három (T/1, T/2, T/3) minta esetén a hideg vízzel kivonható széntartalma ma-

gasabb, mint a hét forró vizes frakció kumulált szén tartalma. A negyedik mintavétel (T/5) után a

forró vízzel kivont széntartalom magasabb, mint a hideg vízzel kivonható széntartalom.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

C (

mg/

100)

Forró vizes kivonat

Hideg vizes kivonat

4-15. ábra: A különböző kivonatok széntartalma (törköly)

4.2.4 A komposztok fényelnyelési tulajdonságai az UV tartományban

A kivonatok fényelnyelési tulajdonságait UV tartományban 254, 410, 465, 665 nm hullámhossz-

okon mértük.

254 nm

0

2

4

6

8

10

12

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

410 nm

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

57

4-16. ábra: Törköly komposztból készült forró vizes kivonatok UV abszorbanciája (254, 410, 465,

665 nm)

Az UV tartományban végzett fényelnyelési vizsgálatokból megállapítható, hogy mindkét komposzt

esetében, mind a négy hullámhosszon az első frakciókban mérhető a legnagyobb abszorbancia.

4-17. ábra: Lótrágya komposztból készült forró vizes kivonatok UV abszorbanciája (254, 410, 465,

665 nm)

A mért fényelnyelési tulajdonságokat a komposztálás idejének függvényében (4-18 és 4-19. ábra)

vizsgálva megállapítható, hogy a törköly komposztból készült forró vizes kivonatok fényelnyelése

az UV tartományban a komposztálás során hullámzó, a komposztálás negyedik napjáig nő, a nyol-

465 nm

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

665 nm

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

1 2 3 4 5 6 7Frakciók

C m

g/10

0g

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

410 nm

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

465 nm

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

665 nm

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

Abs

zorb

anci

a

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

58

cadikig csökken, majd tizedikig újra nő amikor eléri maximumát, és a 245 nm hullámhossz kivéte-

lével minden hullámhosszon csökken, de kezdeti értéke minden frakció esetén magasabb mint a

komposztálás kezdetén.

4-18. ábra: Az UV abszorbancia változása a komposztálás időtartama során (törköly)

254 nm

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

1,8

2

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

410 nm

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

465 nm

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

665 nm

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,16

0,18

0,2

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

59

4-19. ábra: Az UV abszorbancia változása a komposztálás idő tartama során (lótrágya)

A lótrágya esetén is megfigyelhető a komposztálás kezdetén az abszorbancia értékek hullámzása,

majd a tizedik naptól rohamos csökkenése. A 665 nm hullámhosszon a L/10 mintában csak az első

frakcióban tudtuk abszorbanciát mérni. Az abszorbancia értékeket ábrázoló grafikonok minden hul-

lámhosszon egymáshoz hasonló lefutást mutatnak.

254 nm

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

410 nm

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

465 nm

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

665 nm

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abs

zorb

anci

a

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

60

4.2.5 Az E4/E6 érték változása komposztálás során

Az UV 465 és 665 hullámhosszon mért abszorbanciák hányadosából meghatároztam az egyes kivo-

natok E4/E6 arányát.

E4/E6

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

E4/

E6

L/1L/2L/3L/5L/6L/8L/10

4-20. ábra: Az E4/E6 változása a különböző frakciókban (lótrágya)

E4/E6

3

4

5

6

7

8

9

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

E4/

E6

T/1T/2T/3T/5T/6T/8T/10

4-21. ábra: Az E4/E6 változása a különböző frakciókban (törköly)

61

A lótrágyából készült kivonatok elemzésekor megállapítható, hogy az L/2, és az L/8 kivételével az

E4/E6 értéke az első és a hetedik frakcióban alig tér el egymástól, értéke 5 és 8 között váltakozik.

Az L/2 mintában a hetedik frakcióban mért E4/E6 értéke alacsonyabb, mint az első frakcióban mért

érték. Az L/8 esetén a hetedik frakcióban mért érték jelentősen meghaladja az első frakcióban mér-

tét. Az L/10 minta 2-7 frakciói esetén a 665 nm hullámhosszon nem volt mérhető abszorbancia, így

nem lehetett az E4/E6 értéket megállapítani.

A törköly komposztból vett minták esetén a frakciók számának növekedésével az E4/E6 érték fo-

lyamatosan növekszik. Az első frakciók értéke 4,5-5,5 között a hetedik frakciókban 6,5-7,5 között

van.

E4/E6

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

E4/

E6

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

4-22. ábra: Az E4/E6 változása a komposztálás során (lótrágya)

Az E4/E6 értéke lótrágya a komposztálása kezdetén az első két nap során jelentősen nőtt, majd a

nyolcadik napig csökkent, ezután lassan újra emelkedett. A komposztálás végén csak az első frakci-

óból tudtam E4/E/6 értéket számítani, amely kismértékben magasabb mint komposztálás kezdetén

vett minta első frakciójáé.

62

E4/E6

3

3,5

4

4,5

5

5,5

6

6,5

7

7,5

8

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

E4/

E6

1. Frakció2. Frakció3. Frakció4. Frakció5. Frakció6. Frakció7. Frakció

4-23. ábra: Az E4/E6 változása a komposztálás során (törköly)

A törköly vizsgálatakor megfigyelhető, hogy a komposztálás során az E4/E6 kezdeti és végső értéke

között jelentősen különbség nem tapasztalható. A komposztálás első időszakában (termofil sza-

kaszban) az E4/E6 értéke jelentősen csökken, majd fokozatosan újra emelkedik. Hasonlóan a lótrá-

gyához az első frakció E4/E6 értéke a komposztálás végére kismértékben alacsonyabb, mint a kez-

deti értéke.

4.2.6 A Hargitai-féle humusz stabilitási koefficiens változása a komposztálás során

0

0,0005

0,001

0,0015

0,002

0,0025

0 10 20 30 40 50 60

Idő (napok)

K

K törköly

K ló

4-24. ábra: A Hargitai féle humusz stabilitási koefficiens változása a komposztálás során

63

A komposztálás ideje alatt mindkét minta esetén a stabilitási index nagyon alacsony értéken marad.

A mindkét esetben a kezdeti növekedést csökkenés követi. A lótrágya esetén a végső értéke kismér-

tékben meghaladja a kezdeti értéket, míg a törköly esetén a jelentős növekedés figyelhető meg a

nyersanyagok és komposztok stabilitási indexében.

64

65

5. AZ EREDMÉNYEK ÉRTÉKELÉSE

5.1 A komposztálás során mért paraméterek értékelése

A komposztálás során mért hőmérsékleti adatok alapján megállapítottam, hogy a törköly esetén a

26. nap, míg lótrágya esetén a 44. napon a komposzt hőmérséklete elérte külső hőmérséklet értékét.

Ennek alapján kijelenhető, hogy a komposztálás intenzív szakasza kezelések 54 napos idő tartama

alatt lezajlott. A lótrágya esetén a komposztálás hosszabb idejét és az alacsonyabb hőmérsékleti

maximumot a kezdeti magas C/N arány okozta.

A komposztálás során a komposztok kémhatása a termofil szakaszban emelkedett, majd a komposzt

érése során fokozatosan csökkent. A kezdeti kémhatás emelkedés az ammonifikácónak tudható be

(GOTTSCHAL 1990). A lótrágya esetén bekövetezett nagyobb kémhatás emelkedés visszavezethető a

magasabb ligno-cellulóz tartalomra és az állati trágyákban megtalálható karbamidra.

A szerves széntartalom csökkenése és a komposztálás időtartama közötti kapcsolat a komposztálás

intenzív szakaszában lineáris függvény alapján leírható, és meghatározható a széntartalom változá-

sának sebességi állandója. A kezdeti és a végső C/N arány hányadosaként meghatároztam az érett-

ségi faktort (SENESI 1989), amelynek értéke a lótrágya esetén 0,77 a törköly esetén 0,65. Az érettsé-

gi faktor megfelel más kísérletekben mért eredményeknek (JIMENEZ és GARCIA 1989). A komposz-

tálás folyamatát jellemző fontosabb paraméterek értékelése alapján igazolható, hogy a ki űrméretű

adiabatikus komposzt reaktor alkalmas különböző szubsztrátok komposztálására.

5.2 A forró vizes kivonás során kapott eredmények értékelése

A forró vizes kivonás során az egyes frakciók kilúgzásához szükséges idő a fralciók számának nö-

vekedésével folyamatosan növekszik. A frakció kivonási ideje és a frakció száma között szoros ösz-

szefüggés van (r2= 0,75-0,95). A forró vizes kezelések számának (frakció szám) növekedésével a

komposztokban bizonyos duzzadás figyelhető, ezzel csökken vízáteresztő-képesség, amely növeli a

100 cm3 oldószer átfolyásának időtartamát.

A komposztok és a kivonatok kémhatásait összehasonlítva a következő megállapításokat tehetjük.

Az egyes mintákból készült kivonási sorok eredményeit vizsgálva megállapítható, hogy az első

frakció kémhatása minden esetben alacsonyabb, mint a későbbi frakcióké. Ennek a magyarázata az,

hogy az első kezelések hatására a komposztokból jelentős mennyiségű szerves anyag oldódik ki. A

további frakciókban a szerves anyagok mennyisége jelentősen csökken, viszont feltételezhető, hogy

nő a lúgos kémhatást előidéző szervetlen ionok koncentrációja.

A komposzt érés előrehaladásával a forró vizes kivonatok kémhatása és a minták kémhatása között

csökken a különbség.

66

Hideg vizes kivonatban magasabb széntartalmat mérhetünk, mint a forró vizes kivonatokban. A

komposztálás első szakaszában magas a könnyen oldható széntartalom, ezért a hideg vizes kivonat

esetén a magasabb oldószer/minta arány és a hosszabb kezelési idő (30 perc) jelentősen több köny-

nyen oldható szenet képes kioldani mint a forró víz.

A forró vizes kivonás során az első frakciók széntartalma jelentősen magasabb, mint a többi frakci-

óé.

0

200

400

600

800

1000

1200

1 2 3 4 5 6 7

Frakciók

C t

art

alo

m (m

g/1

00g)

lótrágya

törköly

5-1. ábra: A frakciók átlagos széntartalma a forróvízes kivonás során

A lótrágyánál a forró vízzel a 7. frakcióval kivonható összes széntartalom átlagosan 43,41%-a von-

ható ki, az első frakcióval, a törköly esetében ez az arány 65,95%.

5-1. táblázat: Az első illetve az első két forróvízes frakcióval kivonható széntarlom aránya a hét

frakcióval kivonhatóhoz viszonyítva:

Minta 1 frakció (%) 1+2 frakció (%)

Lótrágya 43,41% 56,39 %

Törköly 65,95% 77,92%

A lótrágya esetén a L/3 és L/5 minták széntartalma a 2-7 frakciókban magasabb, mint a többi min-

táé. Ezeket a mintákat a termofil fázis közepén (L/3) és végén (L/5) vettük, amikor cellulóz moleku-

67

lák intezív bomlása figyelhető meg (HÄNNINEN et al. 1995). A frakciók magasabb szén tartalmából

arra lehet következtetni, hogy ligno-cellulóz alapú komposztok vizsgálata során a forró vizes kivo-

nással bomló ligno-cellulóz mátrixból szerves vegyületek oldódnak ki. A mérési eredmények isme-

retében megállapítható, hogy a mintákban található könnyen oldható szerves anyagokat a forró víz

jól oldja.

Az abszorbancia vizsgálatok eredményeivel összevetve a szoros kapcsolat állapítható meg az egyes

kivonatok széntartalma és az abszorbancia értékek között.

5-2. táblázat: A széntartalom és az abszorbancia közötti kapcsolat

Lótrágya Törköly

Hullámhossz R2 Hullámhossz R2

254 nm 0,9367 254 nm 0,9409

410 nm 0,9797 410 nm 0,8895

465 nm 0,9801 465 nm 0,8966

665 nm 0,9061 665 nm 0,8677

Az eredmények alapján megállapítható, hogy megfelelő kalibrálás után a bármelyik hullámhosszon

végzett abszorbancia vizsgálat használható a forró vizes kivonatok szén tartalmának becslésére.

5-2. ábra: A lótrágya komposztból készült forró vizes kivonatok széntartalma és abszorbanciája 254

nm hullámhosszon

254 nm

R 2 = 0,9367

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 abszorbancia

C (

mg/

100g

)

68

254 nm

R2 = 0,9409

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 2 4 6 8 10 12

abszorbancia

C m

g/10

0g

5-3. ábra: A törköly komposztból készült forró vizes kivonatok széntartalma és abszorbanciája 254

nm hullámhosszon

y = 0,0689x + 1,1337

R2 = 0,9115

y = 0,0522x + 0,6769

R2 = 0,9927

y = 0,0065x + 0,2547

R2 = 0,9409

y = 0,0623x + 1,2182

R2 = 0,9788

y = 0,0213x - 0,216R2 = 0,9367

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 100 200 300 400 500 600

C mg/100g

Abs

zorb

anci

a

növényi komposzt

állati hulladékérett komposzttörköly

lótrágya

5-4. ábra: A komposztok 254 nm-en mért abszorbanciája és a széntartalom összefüggése

A 254 nm hullámhosszon mért eredményeket a referencia komposztok hasonló eredményeivel ha-

sonlítottam össze. Megfigyelhető a különböző komposztok esetén az abszorbancia és széntartalom

69

kapcsolatát leíró lineáris függvény meredeksége. Az abszorbancia értékek alapján megállapítható,

hogy az érettebb komposztok esetén a függvény meredeksége nő.

Az abszorbancia értékékből számított E4/E6 arányok alapján kimondhatjuk, hogy a 6-7. frakciók

esetén a legmagasabb az értéke. Az E4/E6 arány növekedésével az alacsony molekula tömegű szer-

ves anyagok aránya nő (CHEN et al. 1977). Ezek az adatok alátámasztják azt a megállapítást, hogy a

forró vizes kezelések számának növekedése a minták szerves anyagairól kis molekula tömegű ve-

gyületeket szakítanak le. Ennek mértékét az alkalmazott módszerekkel nem lehet megállapítani.

E4/E6 nm

3

3,5

4

4,5

5

5,5

6

6,5

7

7,5

0 10 20 30 40 50 60

Idő (nap)

Abszorb

ancia

ló törköly

5-5. ábra: Az E4/E6 arány változása komposztálás során

A komposztálás során T/2 illetve a L/5 minták minden esetében az E4/E6 érték minimum értéket ér

el. A komposztálás során bizonyos ciklikusság figyelhető meg. A komposztálás során a szerves

szén folyamatos bomlási és felépülési ciklusokon megy keresztül. A bomló szerves anyagokból

felszabaduló könnyen oldható szerves vegyületek (cukrok, aminosavak, polipeptided stb.) jelentős

része a mikroba populációkba épül be, majd a komposztálás előre haladásával a változó környezeti

tényezők követeztében tömegesen elpusztulva más mikroba populációk veszik át helyüket ilyenkor

nő a szubsztrát könnyen oldható szerves anyag tartalma. (SANCHEZ-MONEDERO et al. 2001) A T/2

és az L/5 minta esetén az E4/E6 arány csökkenés arra utal, hogy az adott pillanatban a kioldható kis

molekula tömegű szerves vegyületek aránya csökken. A folyamat kezdetén és végén vett minták

első frakcióját összehasonlítva megállapítható, hogy a lótrágyánál kis mértékben nőtt (5,3-5,77),

míg a törköly esetén csökkent (5,5-4,27) az E4/E6 arány. A különböző talajtípusokból izolált

huminsavak E4/E6 aránya 3,0-5,0 között, míg fulvosavaké 6,0-8,5 között változik (SCHNITZER és

70

KAHN 1989). INBAR et al. (1990) szerint a komposztokból izolált huminsav E4/E6 aránya sokkal

magasabb (E4/E6=7,3) mint a talajokból kivont huminsavaké. Az E4/E6 mérések alapján a követ-

keztetés levonásakor figyelembe kell venni, hogy a talajtani gyakorlat során az E4/E6 arány

NaHCO3 oldattal való kivonatokból határozzák meg és nem vizes kivonatból. Az azonban megálla-

pítható, hogy a komposztálás során a forró vizes kivonatokban csökken az alacsony molekula töme-

gű fulvo savak aránya.

A Hargitai-féle humusz stabilitási kofficiensek tanulmányozása alapján megállapítható, hogy tör-

köly esetén az érték jelentősen nőtt, mivel a törköly nyersanyag magas cukor és pektin tartalmú,

amelyek biológiailag könnyen bomlanak, és ezek komposztálás során stabilizálódnak. A stabilitási

koefficiens nagyság rendje alapján (HARGITAI 1988) mindkét komposzt a nyers szerves anyagok

csoportjába tartozik. Meg kell azonban jegyezni, hogy a humusz stabilitási koefficiens talajokra

került kidolgozásra, addig a komposztokban található humusz anyagok inkább a víz alatti humusz-

formákkal mutatnak hasonlóságot (SCHIEDT 1989).

5.3 Új tudományos eredmények

1.) A komposztok vizsgálata során forró vizes kivonás alkalmazása esetén a frakciók számának

növekedésével nő az azonos mennyiségű kivonat elkészítéséhez szükséges idő. A kezelések

számának növekedése során csökken a komposztok vízáteresztő képessége.

2.) A forró vizes kivonással a könnyen oldható széntartalom rövid idő alatt hatékonyan kivon-

ható. A forró vízzel kivonható szén nagy része az első frakcióban található. A forró vizes ki-

vonás alkalmas módszer a komposztálás során a könnyen oldható szerves anyagok kivoná-

sára.

3.) A forró vizes kivonatokban végzett különböző hullámhosszokon (254, 410, 465, 665 nm)

végzett abszorbancia vizsgálatok jó korrelációt mutatnak a kivonatok szén tartalmával. A

UV tartományban végzett abszorbancia mérések megfelelő kalibráció mellett alkalmasak a

forró vizes kivonatok szén tartalmának mérésére.

4.) A komposztok forró vizes kivonatainak UV tartományban végzett mérések elemzésével a

komposztálás során a szerves anyagokban végbemenő változások nyomon követhetők.

5.) A talajok humusz tartalmának stabilitásának jellemzésére alkalmazott humusz stabilitási ko-

efficiens nem alkalmas a komposztálás során bekövetkező minőségi változások nyomon kö-

vetésére.

71

6. ÖSSZEFOGLALÁS

A kutatás során saját fejlesztésű adiabatikus komposzt reaktorban lótrágyával és törköllyel végzett

kísérletekkel ellenőriztem a reaktor alkalmasságát a komposztálásra. Mértem a komposztálás során

bekövetkező változásokat (hőmérséklet, szerves anyag tartalom, C/N arány, pH). A komposzt kísér-

letekből vett minták felhasználásával vizsgáltam a forró vizes kivonás módszerét, a komposztok

széntartalmának illetve szerves anyagainak átalakulását. A forró vizes kivonást összehasonlítottam

a hagyományos hideg vizes kivonás eredményeivel. A forró vizes kivonatok kvalitatív jellemzésére

az UV 254, 410, 465 és 665 nm hullámhosszokon végzett abszorbancia vizsgálatokat, és az azokból

kiszámított E4/E6 arányt használtam. A kapott eredményeket összehasonlítottam a hagyományos

humusz stabilitás jellemzésére használt módszerrel.

A komposztálás vizsgálata során megállapítottam, hogy a reaktor alkalmas a komposztálásra. A

komposztálás szabadtéri komposztáláshoz hasonló hőmérséklet-változáson ment keresztül.

Megállapítottam, hogy a forró vizes kivonás alkalmas a komposztok könnyen oldható szén tartal-

mának jellemzésére. Megállapítottam, hogy az azonos mintából egymás után vett több frakciók kö-

zül az első frakció tartalmazza a legtöbb oldható szenet, a kivonatok kémhatása minden esetben

magasabb, mint a komposztoké. A hideg vizes kivonatokkal összehasonlítva megállapítható, hogy a

forró vizes kivonás során a kivonatok kumulált szén tartalma alacsonyabb.

Az abszorbancia vizsgálatok során szoros összefüggést találtam a kivonatok szén tartalma és fény-

elnyelése között. Érett komposztok segítségével megállapítottam, hogy az abszorbancia mérések

megfelelő kalibráció mellett alkalmasak a forró vizes kivonatok széntartalom változásának nyomon-

követésére. A forró vizes kivonatok E4/E6 aránya és a komposztálás főbb paraméterei segítségével

következtetni lehet a komposztálás során bekövetkező minőségi változásokra.

A hagyományos –a talajok jellemzésére használt- humusz stabilitási vizsgálatok nem alkalmasak a

komposztálás során bekövetkező minőségi változások jellemzésére.

72

73

SUMMARY

In my research the homemade adiabatic composting reactor was tested with experiences on horse

manure and stillage for its suitability for composting. The changes observed during composting

were measured. The method of hot water extraction was applied using the samples from the com-

post experience in order to describe the carbon and organic matter content of composts. The results

of hot water extraction were compared with that of the traditional cold water extraction. Absorption

examinations with the wavelength of UV 254, 410, 465 and 665 nm and the calculated E4/E6 ratio

were applied to describe qualitatively the hot water extracts. The results were compared with the

method used for the traditional description of humus stability.

During the examination of composting it was concluded that the reactor is suitable for composting.

Composting went through the same temperature variation as in the case of open-air composting.

It was concluded that the hot water leaching is suitable for the characterisation of easily soluble

carbon content of composts. When taking many fractions one after another from the same sample,

the first fraction contains the biggest amount of soluble carbon, and the ph of the extracts is always

higher than that of the compost. Comparing the cold water extracts with the hot water extracts it can

be stated that the latter ones have lower cumulated carbon content.

In the course of absorbance examinations close correlation was found between the carbon content of

the extracts and their light absorption. Using mature composts, it was observed that absorbance

measurements with the right calibration are suitable for tracing the changes in the carbon content of

hot water extracts. The changes in quality during the course of composting can be indicated by the

E4/E6 ratio of hot water extracts.

The traditional humus stability experiences used for soils are not able to characterise the changes in

quality during the course of composting.

74

75

MI:

IRODALOMJEGYZÉK

1. AHLHEIM, K.H. 1989. Wie funktioniert das? Die Umwelt des Menschen. Meyers

Lexikonverlag. 3, Auflage. Stuttgart. 239 p.

2. ALDAG, R., and W. ROCHUS. 1981. Menge und Verteilung des Stickstoff in Fulvo-,

Humin-, und Kiselsäure eines Müll- Klärschlammkompostes. Z. Pflanzenernähr.

Bodenkund. 144:587-596

3. ALEKSZA L., DÉR S. (1995): Állati eredetű veszélyes hulladékok komposztálása. Dip-

loma dolgozat, GATE Talajtani és Agrokémiai Tanszék, Gödöllő, 75 p.

4. ALEKSZA L., DÉR S. (1995): Komposztálási technológia állati eredetű veszélyes hulla-

dékok hasznosítására. Gödöllő. Artisjus szám: 951103001T.

5. ALEKSZA L., DÉR S., NAGY GY. (2000): Országos Hulladékgazdálkodási Terv –

biohulladékok kezelése fejezet, Környezetvédelmi minisztérium, Budapest. 96 p.

6. ALEKSZA L., FÜLEKY GY., DÉR. S., CSŐKE B. BOKÁNYI L. SZABÓ Z. (2001):

Biológiailag lebomló hulladékok biológiai kezelése, Környezetvédemi miniszteri rendelet

-tervezet, Budapest. 23 p.

7. ASHBOLT N.J., LIME M.A. (1982): A bench scale system to study the composting of

organic wastes. Journal of Environmental Quality, 11, 405-408 p.

8. ASSOCOATION GÉNERALE DES HYGIENISTES ET TECHNIES MUNICIPAUX.

1975. Residus urbains. Technigue et Documentation. AGHTM, Paris, France. 230 p.

9. BANNICK, C.G. 1988. Untersuchungen über den Stickstoffeinbau in die

Huminstoffmatrix während der Kompostierung in einem Laborkomposter. Mitteln. Dtsch.

Bodenkundl. Gesellsch. 56:119-123

10. BANNICK , C.G. und W. ZIECHMANN 1991. Huminstoffbildung während der

Kompostierung. Z. Pflanzenernähr. Bodenkund. 154:233-236

11. BECK, T. 1968. Mikrobiologie des Bodens. Bayerischer Landwirtschaftsverlag. Münc-

hen-Basel-Wiem. 364 p.

12. BEGEMANN, W. 1982. Der konstruktive Einsatz von humustragenden Kompoststoffen.

Das Gartenamt, Zeitschrift für Umweltgestaltung, Frielandplanung, grünflächen- und

Sportstättenbau. Patzer Verlag GmbH. Hannover. 31:744-748.

13. BENEDEK, P. 1990. Biotechnologiai a környezetvédelemben. Műszaki Könyvkiadó.

Budapest. 258 p.

76

14. BERGER K. C., TRUOG E 1944: Boron tests and determination for soils and plants. Soil

Science. Vol. 57. 25-36 p.

15. BIDLINGMAIER, W. 1985. Biologische Grundlagen der Kompostierung. In: Thome-

Kozmiensky, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für Energie und

Umwelttechnik GmbH. Berlin.

16. BIDLINGMAYER W. (1983): Das Wesen der Kompostierung von Siedlungsabällen. In:

Müll – Handbuch, 5305, Erich Schmidt Verlag, Berlin, 134-145 p.

17. BILITEWSKI, B., G. HäRDTLE, K. MAREK. 1990. Abfallwirtschaft. Springer Verlag.

Stuttgart.

18. BOHN H. L. Mc NEAL B. L. O'CONNOR G. A. 1985. Talajkémia. Mezőgazdasági-

Gondolat Kiadó, Budapest. 131-168 p.

19. BOROSS, L., SAJGÓ, M. 1993. A biokémia alapjai. Mezőgazda Kiadó. Budapest.

20. BREBURDA, J., 1969. Kleines Lehrbuch der Bodenkunde. DLG-Verlag. Frankfurt am

Main. 176 p.

21. CHANYASAK, V., and H., KUBOTA. 1981. Carbon/organic nitrogen ratio in water

extract as measure of composting degradation. J. Ferment. Technol.. 59:215-219.

22. CHANYASAK, V., M. HIRAI, and H. KUBOTA. 1982. Changes of chemical componets

and nitrogen transformation in water extracts during composting of garbage. J. Ferment.

Technol. 60(5):439-446,

23. CHARPENTIER, S., and F. VASSOUT. 1985. Soluble salt concentrations and chemical

equilibria in water extracts from town refuse compost during composting period. Acta

Hortic. 172:87-93.

24. CHEN, Y., N. SENESI, AND M. SCHNITZER 1977: Information provided on humic

substances by E4/E6 ratios. Soil Sci. Am. J. 41:352-358 p

25. CHROMETZKA, P. 1985. Zur Biologie der Klärschlammkompostierung. In: Thome-

Kozmiensky, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für Energie und

Umwelttechnik GmbH. Berlin.

26. CZINKOTA I 1994: A talajok forróvizes extrakciója. Egyetemi doktori értekezés. Gödöl-

lő

27. CSEHI K. (1997): A hígtrágyából leválasztott szilárd anyag komposztálása, diploma-

munka, Hohenheim E. Egyetem, Gödöllői ATE, 11-14 p.

28. De BERTOLDI, M., and F. ZUCCONI. 1980. Microbiologia della transformatizione dei

rifiuti solidi urbani in compost e lor utilizzazione in agricoltura. Integegneria ambientale.

9:209-216.

77

29. De BERTOLDI, M., G. VASLLINI, A. PERA and F. ZUCCONI. 1982. Comparison of

three windrow compost systems. Biocycle. 23.45-49.

30. de NOBILI, M, and F. PETRUSSI. 1988. Humification index (HI) as evaluation of the

stabilization degree during composting. J. Ferment. Tech. 66(5):577-583

31. DIELS, O., W. RUSKE. 1966. Einführung in die organische Chemie. 21. Auflage. Verlag

Chemie GmbH. Wienheim. 325 p.

32. DINEL, H., M. LÉVESQUE, and G. R. MEHUYS. 1991. Effects of long-chain alipahtic

compounds on the aggregate stability of a lachustrine silty clay. Soil. Sci. 151:228-239.

33. DINEL, H., M. LÉVESQUE, P. JAMBU, and D. RIGHI. 1992. Microbial activity and

long-chain alipahtics in the formation of stable soil aggregates. Soil. Sci. Soc. Am. J.

56:1455-1463.

34. DUKE H. R. 1992. Water temperature fluctuation and effect on irrigation infiltration.

Transaction of the ASAE, vol. 35(1) 193-198.

35. DUNST G. (1991): Kompostierung. Leopold Stocker Verlag, Graz - Stuttgart. 214 p.

36. EGNER H., RIEHM H., DOMINGO W. 1960: Unterschuchungen über die chemische

Bodenanalyse als Grundlage für die Beureteilung des Nährstoff-zustandes der Böden. II.

Chemische Extractionsmetoden zur Phosphor und Kaliumbestimmung. Kungl. Lant-

brukshögsk. Ann. 26.199-215 p.

37. EMBERGER, J. 1993. Kompostierung und Vergärung Bioabfall, Pflanzenabfall,

organische Produktionsrückstände. Vogel Buchverlag, Würzburg. 1. Auflage

38. EMBERGER, J., und B. JäGER. 1993. Die hauptsächliche Verfahren der Kompostierung. In

Hösel, Schenker, Schnurer (Hrsg): Handbuch für Müll- und Abfallbesetigung. Berlin.

210-260 p.

39. FARKASDI G. (1966): Die mikrobiologischen Vorgänge bei der Kompostierung.

Organischer Landbau, 4/66, 357-365 p.

40. FILEP GY. 1988. Talajkémiai. Akadémiai Kiadó. Budapest. 298 p.

41. FLAIG, W. 1988. Beteiligung des Lignins an der Struktur der Humunsäuere. In:

Organische Inhaltsstoffe des Bodens. Wolfgang Ziechmann zum 65. Geburtstag.

Herausgeber Ulrich Müller-Wegener. Göttingen. 167-174 p.

42. FLOSSMANN R., RICHTER D. 1982. Extractionsmethode zur Characterisierung der

Kinetik der Friesetzung von P aus der festen Phase des Bodens in die Bodenlösung. Arch.

Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. 11. 703-709.

43. FRANKE, W. 1981. Nutzpflanzenkunde. 2. Auflage. Georg Thieme Verlag. Stuttgart.

282 p.

78

44. FÜLEKY GY, I CZINKOTA 1993: Hot water percolation (HWP): A new rapid soil

extraction method. Plant and soil 157:131-135

45. FÜLEKY GY., CZINKOTA I, - TOLNER L., HORVÁTH I 1994: „Eljárás talajok

tápelemtartamának meghatározására, valamint berendezés az eljárás foganatosítására”

című, 205994 lajstromszámú szabadalom. Budapest.

46. GISI, U., R. SCHENKER, R. SCHULIN, F.X. STADELMANN, H. STICKER. 1990.

Bodenökologie. Thieme Verlag. Hamburg. 363 p.

47. GLATHE, H., E. KÜSTER, G. NIESE und A. von KLOPOTEK. 1985. Biologie der

Rotteprozesse bei der Kompostierung von Siedlungsabfälle. In Hösel, Schenker, Schnurer

(Hrsg): Handbuch für Müll- und Abfallbesetigung. Berlin. 145-170 p.

48. GOTTSCHALL R. (1990): Kompostierung: Optimale Aufbereitung und Verwendung

organischer Materialen im ökologischen Landbau. 4. Auflage. Verlag C.F. Müller, Karls-

ruhe. 296 p.

49. GRABBE, K. und K. HAIDER. 1971. Die Huminstoffbildung und der Stickstoffumsatz

bei der Bereitung des Kultursubstrates und während des Wachstum von Agricus

Disporus. Z. Pflanzenernähr. Bodenkund. 129:216-226

50. GRABBE, K., und F. SCHUARDT. 1993. Grundlagen der Kompostierung. In:

Kompostierung und landwirtschaftliche Kompostverwertung. Arbeitspapier 191. Hrsg.

Kuratorium für Technik und Bauwesen in derLandwirtschaft (KTLB). Darmstadt

51. GRAY K.R., BIDDLESTONE A. J. (1981): The composting of agricultural wastes. In:

Stonehouse, B.: Biological Husbandry, Chpt. 6. Butterworths London and Boston 267 p.

52. HAIDER, K. 1986. Biochemische Reaktionen bei Umwandlundg von

Pflanzenrückständen in die Huminstoffe des Bodens. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl.

Gesellsch. 45:67-71

53. HÄNNINEN I.K., KOVALAINEN J.T, KORVOLA, J. 1995. Compost Sci. & Utilization 3: 51-

68

54. HAYES, M. H. B. 1975. A comparison of extractans and of properties of extract.

Geoderma. 13:231-245.

55. HOUBA V.J.G., NOVOZAMSKY I., UITTENBOGAARD J., van der LEE J.J

1987:Automatic determination of "total soluble nitrogen" in soil extracts Landw. Forsch.

40, 295-302.

56. INBAR, Y.,Y. CHEN, Y. HADAR. 1989. Solid-state carbon-13 nuclear magnetic

resonance and infrared spectroscopy of composted organic matter. Soil Sci. Soc. Am.

J.53:1695-1701.

79

57. INBAR, Y.,Y. CHEN, Y. HADAR. 1991. Carbon-13 CPMAS NMR and FTIR

spectroscopic analysis of organic matter transformations during composting of solid

wastes from wineries. Soil Sience. 152(4): 272-282.

58. JäGER, B. 1989. Abfallverwertung in der BRD. Bundesministerium für Forschung und

Technologie. Bonn. 128 p.

59. JAKUBKE, H. D., H. JESCHKEIT. 1975. Brockhaus abc Biochemie. 2 Auflage.

Brockhaus Verlag VEB F. A. Leipzig. 197 p.

60. JIMENEZ, E. I., AND V.P. GARCIA. 1989. Evaluation of city refuse compost maturity:

rewiev Biol. Wastes 27(2):115-142.

61. JÖRGENSEN, R. G., T. MÜLLER, B. MEYER. 1988. Spezifische Zellkomponenten von

Organismen in der Substanz als Indikator der Zersetzung und Bestimmung der Biomasse,

Anwendung auf eine Kompostierung von Weizenstroh. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl.

Gesellsch. 56:191-196

62. JUSTE, C. 1980. Avantage et inconvenients de l’utilisation des composts d’ordures

ménagéros comme amendement organic des sols ou supports de cultura. In: Int. Conf. on

Compost, Madrid Spain. 22-26 jan. Min. Obras Publicas

63. K. C. KAMERON, R. J. HAYNES, 1986. Mineral Nitrogen in the Plant-soil System, ed.

R. J. Haynes, K. C. Cameron, K. N. Goh and R. R. Sherlock, Academic press, 166 p.

64. KÁDÁR I. 1992. A növénytáplálás alapelvei és módszerei. MTA Talajtani és Agrokémiai

Kutató Intézete. Budapest.

65. KASATOCHKIN, V.I., KONONOVA, M.M., LARINA, N. K, AND EGOROVA, O.I.,

1964: Trans Int. Congr. Soil Sci. 8 th. Bucharest. III, 81-86 p.

66. KEHREN, L. 1967. Le compostage des ordures ménage dans les pays chauds. Tech. Sci.

Munic. 62:211-216.

67. KINJO T., PRATT P.F., and PAGE A.L., 1971. Nitrate adsorption: III Desorption

Movement and Distribution in Andepts. Soil. Sci. Soc. Amer. Proc. vol 35, 728-731.

68. KOCH, T., J. SEEBERGER. 1984. Ökologische Müllverwertung. Verlag C. F. Müller.

Karlsruhe. 186 p.

69. KONONOVA, M. M. 1966. Soil organic matter. Pergamon Press. Oxford. 554 p.

70. KÖGEL, I. 1987. Organischen Stoffgruppen in Waldhumusformen und ihr Verhalten

während der Streuzersetzung und Humifizierung. Bayreuther Bodenkundliche Berichte

Bd.1

71. KROGMANN, U. 1988. Kompostierung als Abfallentsorgungsverfahren von Biomüll.

Wasser und Boden. 9/1988: 34-41 p.

80

72. KUNTZE, H., G. ROESCHMANN, G. SCHWERDTFEGER. 1988. Bodenkunde. Verlag

Eugen Ulmer. Stuttgart. 398 p.

73. LAHL, U. 1991. Hat die Biomüllkompostierung als abfallwirtschaftliche Instrument eine

Zukunft ? Druckschrift zum Symposium Abfall und Wirtschaft. Materialen zur

Veranstaltungen in Dresden 13.-15.11.1991. Umweltschutz wie ? Kristen Guttke Verlag

74. LAVOUX, T., and C. SOUCHON. 1983. Le compostage. Min de. I’Environnement. Pa-

ris. 105 p.

75. LEVASSEUR, J.P., and W.B. SAUL. 1982. Composting of urban solid waste. p:81-85.

In: Proc. of Conf. on the Practical Implications of the Reuse of Solid Waste. London.11-

12. Nov. 1981. Thomas Telford. London.

76. MARTINS, O, R. KOWALD. 1990. Eifluß der Rottedauer auf die Nährstoff und

Schwermetalgehalte eines Müllkompostes. Forum Städte-Hygiene.1990 Mai/Juni.

41:144-149.

77. MITSCHERLICH E. A. 1930. Die Bestimmung des Düngerbedürfnisses des Bodens. 3.

Aufl. P. Parey Verlag. Berlin. 273 p.

78. MÜLLER, G. 1965. Die Bodenbiologie. Gustav Fischer Verlag. Leipzig.

79. NAGASAKI K.,SASAKY H., SHODA M.,KUBOTA H. (1985): Change in microbial

numbers during thermophilic composting of sewage sludge with reference to CO2

evolution rate. Applied and Enviromental Microbiology, 49, 37-41 p.

80. NIESE, G. 1985. Biologische Grundlagen für die Kompostierung. Vorlesungsskript für

WS 1985/86. Institute für Mikrobiologie der Unversität Gießen

81. NOOMAN H. J. FÜLEKY Gy, CZINKOTA I. Simplification and field application of the

seedling biotest method. Proc. 2nd ESA congress, Warwick Univ., 1992

82. OLSEN S. R., WATANABE F. S. 1957. A method of determine phosphorus adsorption

maximum of soil measured by the Langmuir isoterm. Proc. Soil. Soc. Am. 21. 144 p.

83. PARRA, J. H. 1962. Fabricación de compost a partir de basuras. Canicafé (Columbia)

13:51-68.

84. POINCELOT R.P. (1972): The Biochemistry and Methodology of Composting. The

Connecticut Agricultural Experiment Station, New Haven, Bulletin. 311 p.

85. RIESS. P., S. KLAGES-HABERKERN. 1993. Qualitätskriterien für Kompost.

Entsorgungspraxis Spezial 9/1993

86. RIFFALDI, R., R. LEVI-MINZI, A. PERA, and M. DE BERTOLDI. 1986. Evaluation of

compost maturity by means of chemical and microbiological analyses. Waste Manegment

and Res. 4(4):387-396

81

87. ROCHUS, W. 1978. Die Ausbildung des Humuskomplexes im Verlauf der Verrottung

von Siedlungsabfälle. Mitteln. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 27:79-86.

88. ROLETTO, E., B. BARBERIS, M. CONSIGLIO, and R JODICE. 1985. Chemical

parameters for evaluating compost maturity. BioCycle 26(2):46-47

89. Sachse, B., W. Ziechmann. 1969. Eigenschaften und Verteilungen von Huminstoffen als

Kriterien von Rottevorgängen in Müllkomposten. Kali Briefe Fachgebiet 8. 7/1969.

90. SATTLER, K., J. EMBERGER. 1990. Behandlung fester Abfälle. Vogel Buchverlag

Würzburg. 2. Auflage.

91. SCHEFFER, F., P. SCHACHTSCHABEL. 1988. Lehrbuch der Bodenkunde. 12.

Auflage. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart. 235 p.

92. SCHEFFER, P. 1961. Stickstoff und Boden. In: Fachverband Stickstoffindustrie e.V.

Der Stickstoff. Gerhardt Stalling AG. Oldenburg

93. SCHEFFER, P., B. ULRICH. 1960. Lehrbuch der Agrikulturalchemie und Bodenkunde

III. Teil Humus und Humusdüngung. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart.

94. SCHIEDT, M. 1989. Über die Humusqualität verschiedener Komposte. Mitteln. Dtsch.

Bodenkundl. Gesellsch. 59:465-470.

95. SCHLEGEL, H. G. 1972. Allgemeine Mikrobiologie. Georg. Thieme Verlag. Stuttgart.

367 p.

96. SCHNITZER M. SCHULTEN H. R. SCHUPPLI P. and ANGERS D. A. 1991. Organic

matter extraction from soils with water at high pressure and temperatures. Soil Sci. Soc.

Am. J. 55 102-108.

97. SCHNITZER, M. and S. U. KAHN. 1989. Soil organic matter. 4. Impressium. Elsevier

Scientific. Amsterdam. 319 p.

98. SCHNITZER, M., HOFFMAN I. 1964. Pyrolysis of soil organic matter Soil Sci. Soc.

Am. Proc. 28:520-525.

99. SCHROEDER, D. 1983. Bodenkunde in Stichworten. Ferdinand Hirt Vertlag. Berlin. 328

p.

100. SCHUTTIG, A. 1990. Umwelt Biotechnologie. Aulis Verlag Deubner & Co KG.

Köln. 298 p.

101. SENESI, N. 1989. Composted materials as organic fertilizers. The Science of the To-

tal Enviroment 81/82:521-542,

102. SIKORA L.J, SOWERS H.A. (1985): Effect of temperature control on the

composting process. Journal of Enviromental Quality, 14, 434-439 p.

82

103. SPITELLER, M. 1985. Beiträge zur Struktur und Dynamik von Huminstoffen.

Göttinger Berichte 84.

104. STEFANOVITS P. (1981): Talajtan. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest 380 p.

105. STEVENSON, C. J. 1982. Humus- Chemistry, Genesis, Composition, Reactions.

John Wiley. New York.

106. SUGAHARA, K., AND A. INOKO, 1981. Composition analysis of humus and

characterization of humic acid obtained from city refuse compost. Soil Sci. Plant Nutr.

27:213-224.

107. SZABÓ, I. M. 1986. Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó.

Budapest. 373 p.

108. SZEGI, J. 1979. Talajmikrobiológiai vizsgálati módszerek. Mezőgazdasági Kiadó.

Budapest. 274 p.

109. THOME-KOZMIENSKY, K. J. 1985. Kompostierung von Abfällen. EF-Verlag für

Energie und Umwelttechnik GmbH. Berlin. 398 p.

110. TOPP, W. 1981. Biologie der Mikroorganismen. UTB Verlag. Berlin. 289 p.

111. VIEL, M. D. SAYAG, A. PEYRE AND L. ANDRÉ. 1987. Biol. Wastes, 20: 167-

185

112. VOGTMANN, H. 1981. Zwischenbericht über das Projekt „Grüne Mülltonne,

Witzenhausen”. Wiztenhausen

113. WELTE, E. 1951. Über die Entstehung von Huminsäuren und Wege ihrer

Reindarstellung. Z. Pflanzenernähr., Düngung und Bodenkund. 56:105-137.

114. WONG, M.H. 1985. Phytotoxicity of refuse compost during the process of

maturation. Environ. Pollut. Ser. A 37(2):159-174

115. WONG, M.H. 1985. Phytotoxicity of refuse compost during the process of maturation.

Environ. Pollut. Ser. A 37(2):159-174

116. XIAN-TEO HE, S.J. TRAINA and T.J. LOGAN. 1992. J Environ. Qual., 21: 318-

329

117. ZIECHMANN, W. 1980. Huminstoffe. Verlag Chemie. Weinheim.

118. ZIECHMANN, W. und U. MÜLLER-Wegener. 1991. Bodenchemie. BI

Wissenschaft. Mannheim-Wien-Zürich. 402 p.