Dato: ISSN:

Transkript

1 Tittel: Eksperimentelt genererte bioaerosoler fra matavfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr Forfatter: Kari Kulvik Heldal i Niels 01ufBreum2 Birgitte Herbert Nielsen2 Ken Wilkins2 l. Statens arbeidsmiljøinstiutt, Oslo 2. Arbejdsmiljøinstituttet, København Prosjektansvarlig: Kari Kulvik Heldal Dato: ISSN: Serie:HD 1 106/99FOU Sammendrag: Målsetningen med denne undersøkelsen var å undersøke frigjøring av luftbårne mikroorganismer og utvikling av nedbryningsgasser fra avfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr; luftede avfallsbeholdere med og uten strukturmateriale (kompostainer) og tett avfallsbeholder, likeledes å studere effekten av konserverende væske tilsatt avfallet. Matavfall med norsk sammensetning ble produsert og lagret over 14 dager ved konstant temperatur og luftfuktighet. Temperatur, avfallets vekt og flyktige organiske komponenter ble registrert daglig. Ved avslutning av lagringsforsøket, ble avfallets evne til å frigjøre luftbårne mikroorganismer målt i en roterende trommel, og det ble også tatt ut prøver av avfallet til bestemmelse av mikroorganismer og endotoksin. Mengden av mikroorganismer som ble frigjort fra avfallet viste ingen forskjeller om avfallet hadde vært lagret i tett avfallsbeholder eller kompostainer med og uten strukturmateriale (halm). Det må imidlertid tas med i betraktning at avrenning fra avfallet kan gi økt risiko for eksponering via sprut eller hudkontakt. A vrenning inneholder fire ganger så mye bakterier som avfallet og ble kun danet fra avfall lagret i tett avfallsbeholder. Strukturmateriale i kompostaineren kan selv være kilde til generering av mikroorganismer. Tilsatt strukturmateriale førte heller ikke til større vekttap i forhold til kompostainer som ikke hadde strukturmateriale. Avfall i kompostaineren viste imidlertid fire ganger større vekttap enn tett..vfallsbeholder. Bioaerosolen bestod for det meste av sopp sporer, mens avfallet inneholdt for det meste bakterier. Dette betyr at sammensetningen av mikroorganismer i avfallet ikke nødvendigvis gir samme sammensetning i aerosolen som dannes ved håndtering av avfallet. Dett henger igjen sammen med avfallets evne til å danne støv ved håndtering. Det ble dannet mer støv fra det forholdsvis tørre avfallet i kompostaineren enn fra det fuktige avfallet i den tett. avfallsbeholderen. Nedbryningsgasser som hydrogensulfid og merkaptaner fra tett avfallsbeholder ble registrert de første to til tre dagene, mens amoniak konsentrasjonen over avfallet økte over hele lagringsperioden i både kompostainer og tett avfallsbeholder. Tilsetning av konserverende væske medførte en markant reduksjon av avfallets evne til å frigi mikroorganismer, og det var lite eller ingen mikrobiell vekst i avfallet... Stikkord: biöaerosoler, endotoksin, trommelstøvtester, organisk avfall Key words: bioaerosols, endotoxins, dustiness tester, organic waste

2 2 Innhold Sammendrag 3 side 1. Innledning 6 2. Metoder Design Avfallet Oppsamlingsutstyr Tilsetning av konserverende væske og strukturmateriale Lagring av avfallet Avfallets temperatur, vekt, perkolat og vanninnold Utvikling av gasser Generering av bioaerosoler Beregning av avfallets mikrobielle potensiale Kontrollprøver av trommelens rengjøring Mikrobiologiske analyser Bestemmelse av endotoksin og støv Bestemmelse av VOC Indikatorrør bestemmelse Andre bestemmelser L 6 Statistiske metoder Resultater Temperatur ved lagring Vekttap og perkolatdannelse ved lagring Andre lagringsparametre Mikrobielt potensiale i avfallet Mikroorganismer i fast avfall og perkolat Flyktige organiske forbindelser- VOC 20 ''" '=l 4. Diskusjon Temperatur, vekttap og perkolatdannelse 4.2 Mikrobielt potensiale i avfallet 4.3 Flyktige organiske forbindelser - VOC Konklusjoner 6. Referanser 7. Tabeller

3 3 SAMMENDRAG. Eksponering for luftforurensning i form av bioaerosoler ved håndtering av matavfall avhenger av flere forhold, blant anet oppsamlingsutstyr, type avfall og hvordan håndteringen av avfallet utføres. En bioaerosol er små luftbårne partikler av biologisk opprinnelse som mikroorganismer og komponenter fra disse som endotoksiner. En effektiv forebygging av eksponeringen forutsetter kunnskap om hvilke forhold som har størst betydning for sammensetning og mengden av mikroorganismene i aerosolen som frigjøres fra avfallet. Slik kunnskap kan erverves ved undersøkelser av eksponering ved håndtering av avfall i arbeidssituasjoner, eller ved en karakterisering av aerosolen i laboratorieforsøk. Prøvetaking ved håndtering av avfall gir imidlertid store variasjoner som følge av værforhold, avfallssammensetning og renovasjonsordninger. Sammenligninger blir da vanskelige og vil kreve meget omfattende undersøkelser. Undersøkelser i laboratoriet foregår under kontrollerte forhold, slik at forstyrrende faktorer kan elimineres, og en kan studere faktorer enkeltvis. Laboratorieforsøk er også spesielt egnet når for eksempel effekter av tilsetning av konserveringsvæske for å hindre mikrobiell vekst i avfallet skal vurderes. Resultater fra laboratofieforsøk kan imidlertid ikke umiddelbart overføres til konkrete arbeidssituasjoner fordi håndtering av avfallet er simulert og avviker fra avfallshåndtering i praksis. Målsetningen med denne undersøkelsen var å undersøke frigjøring av luftforurensninger og utvikling av nedbryningsgasser fra avfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr; luftede avfallsbeholdere med og uten strukturmateriale (kompostainer) og tett avfallsbeholder, likeledes å studere effekten av konserverende væske tilsatt avfallet. Undersøkelsen ble utført i Arbeidsmiljøinstituttets laboratorier i København. Matavfall med norsk sammensetning ble produsert og lagret over 14 dager ved konstant temperatur og luftfuktighet. Temperatur, avfallets vekt og flyktige organiske forbindelser som dannes ved nedbrytning ble registrert daglig. Ved avslutning av lagringsforsøkene, ble avfallets evne til å frigjøre luftbårne mikroorganismer (mikrobielt potensiale) målt i en roterende trommel, mengden avrenning (perkolat) fra avfallet ble registrert og analysert for mikroorganismer og endotoksin og det ble også tatt ut prøver av avfallet til bestemmelse av mikroorganismer og endotoksin. Følgende resultater fremheves: Fysiske forandringer For avfall lagret to dager i ulike typer poser som lagres i et trådstativ på kjøkkenet, var det noe større vekttap med bioposer i forhold til maisposer. Begge type poser viste mer enn tre ganger større vekttap enn ved bruk av vanlig plastpose. For avfall lagret to uker i ulike type utebeholdere, var det tre til fire ganger større vekttap fra avfall lagret i kompostainere i forhold til tett avfallsbeholder. Temperaturen steg med C i avfallet og nådde maksimum etter 3-4 dager i både kompostainere og tett avfallsbeholder. For avfall tilsatt konserverende middel var det lite vekttap under lagring og temperaturen steg ikke vesentlig.

4 4 Gassutvikling. Nedbrytningsgasser som hydrogensulfid og merkaptaner fra tett avfallsbeholder ble registrert de første to til tre dagene. Ammoniak konsentrasjonen over avfallet økte over hele lagringsperioden i både kompostainer og tett avfallsbeholder. Det ble ikke registrert nedbrytningsgasser i vesentlig grad fra avfall tilsatt konserverende væske. Frigjøring av mikroorganismer og endotoksin. Det var ingen forskjell på det mikrobielle potensialet fra avfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr både når det gjaldt total antall bakterier og soppsporer bestemt med mikroskopiske metoder. Aerosolen bestod for det meste av soppsporer.. Dyrkningsanalysene viste imidlertid et høyere potensiale av viable bakterier og actinomyceter fra avfall i kompostainere i forhold til tett avfallsbeholder. Viable bakterier utgjorde bare 2-25% av aerosolen. Små mengder Gram-negative bakterier og actinomyceter ble registrert. Resten av aerosolen var viable soppsporer som for det meste bestod av Aspergilusfumìgatus.. Ved tilsetning av halm som strukturmateriale økte det bakterielle potensialet fra avfallet. ganger mer bakterier i Aerosolen bestod her for det meste av viable bakterier, og det var 10 denne aerosolen enn i aerosolen fra avfall uten halm.. Det mikrobiell endotoksinpotensialet var større fra avfall lagret i tett avfallsbeholder enn fra avfall lagret i kompostainere. Dette kan skyldes at det ble dannet en del avrenning fra avfall i den tette avfallsbeholderen. Avrenningen inneholdt store konsentrasjoner av både bakterier og endotoksin. Mikroorganismer i avfall. Det totale antall mikroorganismer var omtrent likt i avfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr. Avfallet bestod for det meste av bakterier. Avfall i tett avfallsbeholder inneholdt noe mer viable bakterier, og spesielt gjaldt dette Gram-negative stavbakterier. -" \~. Tilsetning av konserverende væske medførte en markant reduksjon av avfallets mikrobielle potensiale, likeledes var det lite mikrobiell vekst i avfallet. Arbeidsmiljømessige vurderinger av resultatene Mengden av mikroorganismer som ble frigjort til luft fra avfallet viste ingen forskjeller om avfallet hadde vært lagret i tett avfallsbeholder eller kompostainer med og uten halm. Det må imidlertid tas med i betraktning at avrenning fra avfallet kan gi økt risiko for eksponering via sprut eller hudkontakt. A vrenning inneholder fire ganger så mye bakterier som avfallet og ble kun danet fra avfall lagret i tett avfallsbeholder. Strukturmateriale i kompostaineren kan selv være kilde til generering av mikroorganismer. Tilsatt strukturmateriale førte heller ikke til større vekttap i forhold til kompostainer som ikke hadde tilsatt strukturmateriale. Avfall i kompostaineren viste imidlertid fire ganger større vekttap enn tett avfallsbeholder.

5 5 Bioaerosolen bestod for det meste av sopp sporer og spesielt A. fumìgatus. Avfallet inneholdt imidlertid for det meste av bakterier og noe mer viable bakterier i avfall lagret i tett avfallsbeholder. Dette betyr at mikroorganismer i avfallet ikke nødvendigvis frigis som aerosoler ved håndtering av avfallet. Dette henger igjen sammen med avfallets evne til å danne støv ved håndtering. Det ble dannet mer støv fra det forholdsvis tørre avfallet i kompostaineren enn fra det fuktige avfallet i den tette avfallsbeholderen. Det var også en tendens til at det var mer soppsporer i aerosolen fra kompostainer i forhold til tett avfallsbeholder. Sopp vokser gjerne på overflaten og sporene lar seg lettere virvle opp enn bakterier. Å karakterisere eksponering ved å analysere mikroorganismer i avfallet kan derfor være misvisende. Selv om mikroorganismene i aerosolen kan ha en annen sammensetning enn mikroorganismene i selve avfallet, kan eksponering ved sprut eller hudkontakt med avfallet også forekomme.

6 6 1. INNLEDNING Yrkeshygienisk kan et materiales evne til å avgi støv defineres som forholdet mellom mengden generert luftbåret støv (aerosol) og massen av materialet som håndteres (Chung & Burdett, 1994). Analogt kan det mikrobielle potensialet defineres som forholdet mellom mengden av genererte mikroorganismer (bioaerosol) og massen av materialet som håndteres. Det har vært vanlig å karakterisere det mikrobielle innoldet ved å ta prøver av selve avfallet. For å evaluere helserisiko fra biologisk agents i avfallet, må bioaerosol konsentrasjonen i pustesonen til den som håndterer avfallet bestemmes. Prøvetaking ved håndtering av avfall gir imidlertid store variasjoner som følge av ulike værforhold og renovasjonsordninger. Sammenligninger blir vanskelige og vil kreve meget omfattende undersøkelser. Undersøkelser i laboratoriet foregår under kontrollerte forhold, forstyrrende faktorer kan elimineres, og en kan studere faktorer enkeltvis. Laboratorieforsøk er også spesielt egnet når effekter skal sammenlignes som f.eks. tilsetning av konserveringsvæske for å hindre mikrobiell vekst i avfallet. Undersøkelser har vist (Heitbrink et al, L 989) at eksponering for støv øker, desto større evne det håndterte materiale har til å avgi støv. Tilsvarende må vi også anta, at det mikrobielle potensialet i avfall har betydning for renovasjonsarbeideres risiko for eksponering for bioaerosoler under håndtering av avfallet. I Norge er det innført forskjellige typer lagringsutstyr for den organiske fraksjonen av husholdningsavfallet, både når det gjelder for lagring i kjøkken og ute. Det blir også produsert ulike'midler som ved tilsetning til avfallet skal bedre hygiene og lukt. Ved undersøkelse av systemer for oppsamling av avfallet og bruk av tilsetningstoffer, kan det være nyttig å studere effekter ved å se på endringer i avfallets mikrobielle potensiale og utvikling av nedbryningsgasser som mikroorganismene produserer..=l Luftbåre mikroorganismer fra avfallet kan medføre ulike helseplager som allergiske og toksiske reaksjoner i lungene og mage-tarplager som kvalme, oppkast og diaré. Årsaken til plagene er mest sannsynlig innpust av høye konsentrasjoner av bioaerosoler, og spesielle potente agens er bakterier som inneholder endotoksin (G-negative bakterier), actinomyceter og sopp sporer, herunder Aspergilus artene (Dutkiewicz et al, 1988, Stalder et al, 1994). Allergiske reaksjoner og toksiske påvirkninger fra biologisk aktive stoffer (f.eks. endotoksin) kan forekomme uansett om mikroorganismene lever eller ikke (Griffiths et al., 1994). Flyktige organiske forbindelser (VOC) kan forventes å frigjøres fra matavfall, og det kan være en medvirkende årsak til forekomst av irritasjonseffekter og mage-tarplager (Poul 1995). sen et al., Mange faktorer kan ha betydning for avfallets mikrobiologiske potensiale, blant anet avfallets sammensetning, oppbevaringstid, fuktighet og temperatur og ulike oppsamlingssystemer både på kjøkkenet og ute (Breum et al., 1 997). Avfallets mikrobielle potensiale kan registreres ved å anvende en trommelstøvtester i laboratoriet (Waren Spring Laboratory, WSL). Det er tidligere vist en god sammenheng mellom vekttap under lagring og økt frigjøring av bioaeroso1er fra avfallet, mens om avfallet var lagret i 7 dager eller 14 dager spilte liten rolle for frigjøring av bioaerosoler (Breum et al., 1997). Det er imidlertid gjort få

7 7 undersøkelser på dette området og det savnes kunnskap om betydningen av hvordan ulike oppsamlingsutstyr virker inn på lagringsparametre, mikrobiel vekst og generering av bioaerosoler fra avfallet. Formålet med denne undersøkelsen var derfor å karakterisere det mikrobielle potensiale og utvikling av flyktige forbindelser i matavfall fra husholdninger lagret to uker i ulike utendørs oppsamlingsutstyr. karakterisere det mikrobielle potensiale og utvikling av flyktige forbindelser i matavfall lagret i to uker tilsatt konserverende væske. registrere vekttap i matavfall lagret i oppsamlingsutstyr for kjøkken og utendørs. 2. METODER 2.1 Design Det mikrobielle potensialet ble undersøkt ved tromling av matavfall som var lagret i 14 dager i kompostainer med og uten strukturmateriale og tett avfallsbeholder med avfall med og uten tilsetning av konserveringsmiddel. Mikrobiell aktivitet ble også målt i avfallet og i perkolatet. Tabell 1. Forsøksoppsett. Lagringstid i oppsamlingsutstyr Kompostainer Tett avfallsbeholder uten med uten halm med halm konserverings konserverings- -væske væske 2 dager i kjøkkenstativlbiopose + 14 dager i kompostainer - 2 dager i kjøkkenstativ/biopose + 14 dager i tett avfallsbeholder Antall forsøk ble begrenset til tre av hensyn til resursbruken knyttet til gjennomføring av undersøkelsen. De enkelte parametre som ble undersøkt er beskrevet i det følgende. 2.2 Avfallet I gjennomsnitt produserer en familie 4,4 kg vegetabilsk og animalsk kjøkkenavfall pr. uke (Mortensen et al., 1995). Ved en tømmefrekvens på 14 dager vil den samlede mengde omfatte 8,8 kg. matavfall. Alle forsøk ble derfor gjennomført med en avfallsmengde på 8,8 kg.

8 8 For å kunne sammenligne resultater er det viktig at avfallets sammensetning er identisk for alle forsøk, likeledes at innoldet i avfallet er relevant sammensatt. I en tidligere dansk undersøkelse av komposterbart husholdningsavfall, ble det anvendt matavfall sammensatt etter en forholdsvis komplisert oppskrift (Henriksen, 1994) med et forhold på 1:3 mellom animalsk og vegetabilsk avfall. En svensk undersøkelse anvendte en enklere oppskrift med større innhold av vegetabilsk avfall (Palme et al., 1995). Ved en nylig gjennomført undersøkelse av det mikrobielle potensiale av komposterbart avfall, ble det valgt en enkel oppskrift med et forhold på 1:3 mellom avfall av animalsk og vegetabilsk opprinnelse (Breum et al.,1997). Det ble derfor i denne aktuelle undersøkelsen anvendt samme forhold mellom vegetabilsk og animalsk materiale, men med noen få endringer. For at avfallet skulle være med representativt for norske forhold, ble fisk inkludert i det animalske materialet, og potetskrell i den vegetabilske delen i forhold til den danske oppskriften. Oppskrift: Hakket rå fisk Hakket kjøtt Pølse skåret i skiver Grovt revet gulrot Grovt revet løk Salat Eple Grov revet poteter Jord Brød i skiver Pasta (kokt) Total vekt 250 g 50 g 150 g 150 g 100 g 100 g 100 g 650 g 50 g 300 g 300 g 2200 g Tilberedelsen av avfallet skjedde i laboratoriet under standardiserte forhold med bruk aven kjøkkenmaskin. kjøleskap. Avfallet ble tilberedt i porsjoner á 2,2 kg og de enkelte -ingredienser ble blandet umiddelbart før deponering i kjøkkenposer. I de tilfeller hvor deponering av avfallet skulle foregå på en lørdag eller søndag, ble avfallet produsert på fredag og oppbevart i -,~ For genereringsforsøk i trommel var det nødvendig å anvende samme mengde avfall til alle forsøk, likeledes ved sammenligning av mikrobiell vekst i avfall med tilsetning av ulike type konserveringsvæske. I alt ble det inkubert 8,8 kg avfall (4 porsjoner) i hver avfallsbeholder. 2.3 Oppsamlingsutstyr. Kjøkkensystem Bioposer av nedbrytbar papirmateriale (40x27 cm, Norsekk), komposterbar maispose (Matelbi, (dgenerasjonsposem., Polargruppen) og vanlig plastpose, anbrakt i trådstativ med lokk og plastplate i bunn (Norsekk), ble valgt som kjøkkensystem. Lagringsparametere (avfallets vektreduksjon og temperaturutvikling) ble testet under inkubering i klimakammer ved vanlig romtemperatur (ca. 21 C, sd 0,3 C).

9 9 Utesystem Avfall ble etter to dager plassert i tette avfallsbeholdere (GNT, Schäfer 1401, Euroteknikk) og kompostainere (luftede avfallsbeholdere) (et, Schäfer 140 liter, Euroteknikk) med to hjul og lokk. Kun avfall lagret i biopose som kjøkkensystem ble inkubert videre. 2.4 Tilsetning av konserverende væske og strukturmateriale Green Viking Plus (GVP, Norsk Hydro) består av kaliumdiformiat, van, luktstoff (appelwater) og propionsyre (5-25%). Væsken har en ph i området 4,2-4,3 og er biologisk nedbrytbar. Sluttproduktet som dannes er kaliumsalter, vann og karbondioksid. Konserveringsvæsken skal forhindre vekst av muggsopp og bakterier, og dermed bedre hygienen ved bruk. Veiledende dosering for Green Viking Plus er 25 ml/kg matrester. Konserveringsvæsken skal doseres daglig på overflaten av matavfallet. Vanlig lagringsperiode for avfallet er fra 0-7 dager. For å sikre målbare parametre ble avfall til trommelforsøk lagret i l4 dager. Dette stilte ekstra krav til effekten av konserveringsvæsken. For å få homogen fordeling av væsken i avfallet til prøvetuttak, var det også nødvending å blande væsken inn i avfallet. Følgende modifikasjon ble derfor gjort i forsøket når det gjaldt dosering: Green Viking Plus ble innblandet avfallet samtidig med deponering i kjøkkenposer. Til 2200 g produsert avfall ble det blandet inn dobbelt anbefalt dose Green Viking Plus (50 mlgvp/kg avfall) for å kompensere for dobbellagringstid. Til sammen ble det i avfallsbeholderen tilsatt 2,2 x 50 x 4 = 440 ml Green Viking Plus (110 ml per pose). Til matavfall lagret i kompostainere, blir abonnenten tilrådet å blande strukturmateriale lagvis med avfallet for å optimalisere forholdene for en luftet komposteringsprosess i beholderen. Til dette forsøket ble halm benyttet som strukturmateriale. Halmen ble fordelt lagvis mellom avfallsposene. 2.5 Lagring av avfallet Lagringen av avfallet i kjøkkenstativ og avfallsbeholdere ble utført i klimakammer med et nominelt konstant luftskifte på 10 ganger per time. Som gjennomsnitt for hele undersøkelsen var lufttemperaturen 21,1 e (sd 0,3 e ) og relativ fuktighet 36%. Hver porsjon avfall (2,2 kg) ble lagret 48 timer i pose i stativ med lokk, for deretter å bli deponert for ytterligere inkubasjon i avfallsbeholdere i 14 dager. Maksimallagringstid på 14 dager ble valgt, da det i tidligere undersøkelser ikke er funnet økning i det mikrobielle potensialet om det er lagret i 7 eller 14 dager (Breum et al., 1997). 2.6 Avfallets temperatur, vekt, perkolatmengde og vanninnhold. Temperatur. En temperaturføler (Thermo time) ble plassert i en pose av hver serie og fulgte samme pose under hele lagringsperioden. Temperaturen i avfallet ble målt daglig. Registreringen av temperaturen staret ved deponering i kjøkkenstativ og ble avsluttet den dagen det mikrobielle potensialet ble målt. Temperaturføleren hadde en oppløsning på 0,1 c. Vekt Vekt av avfallet i kjøkkenstativ ble målt daglig (Mettler, PB 1502). Vekten hadde en oppløsning på 0,1 g. Vekt av avfallet deponert i tett avfallsbeholder ble målt daglig (Bizerba) med en oppløsning på 50 g.

10 10 Perkolatmengde Ved avslutning av lagringsforsøket ble perkolatet i beholderen helt over i kar, og våte poser fikk renne av seg på en rist over karret i 10 min. Volumet av perkolatet ble målt med sterile måleglass. Ca. 10 ml ble tatt ut til mikrobiologisk analyse, resten ble helt tilbake over avfallet. Vanninnhold, vannaktivitet og pr Vanninnholdet i avfallet ble bestemt før lagringen. 110 g avfall ble varet opp til 110 C i 24 timer i varmeskap. Etter avkjøling til romtemperatur i eksikator, ble prøven veid igjen. Vanninnholdet ble beregnet som forholdet mellom vekttapet og prøvens opprinnelig vekt (%). Tilsvarende ble vanninnholdet bestemt i avfallet etter måling av det mikrobielle potensialet. Vannaktiviteten i avfallet ble målt med et hygrometer. ph i avfallet ble målt med phelektrode i homogenisert avfall etter tromling og i perkolatet. 2.7 Utvikling av gasser Før forsøket staret ble det boret et lite hull (1 cm i diameter) i lokket på avfallsbeholderne til prøvetaking av gass og flyktige forbindelser. Hullet ble tapet igjen mellom hver prøvetaking i inkuberingsperioden. For å unngå kontaminering av luft fra klimakammeret, ble gassutvikling i kompostainere målt fra tre egne kompostainere lagret utenfor klimakammeret. Prøver til analyse av flyktige organiske komponenter (VOC) ble tatt ved å suge tilstrekkelig mengde luft gjennom adsorpsjonsrør med en pumpe ved dag 1, dag 7 og dag 14 under inkuberingsperioden. Ammoniakk (NH3), hydrogensulfid (H2S) og metantiol (CH3SH) og andre merkaptaner, ble registrert daglig med indikatorrør (Kitagawa, Dräger) i lagringsperioden. 2.8 Generering av bioaerosoler Det mikrobielle potensiale i avfallet ble målt i en roterende trommel (Fig. 1 ). Avfallet ble tømt over i trommelen ved å ta de enkelte porsjoner opp av beholderen, skjære posen opp og tømme avfallet ut i trommelen. De tomme posene ble ikke lagt sammen med avfallet. Rota. ting drum dustiness tester 140MM MeMbrane filter.~ Exhaust air - Inlet air _O.55M l'1 1.95M 0.55M _ Cross-section A-A Figur 1. Roterende trommel støvtester Deto.ll No. 1 Deto.ll No. 2 -=i - O 25,.,. filter co-sette 25MM filter co-sette

11 11 Den roterende trommelen har et volum på ca. 3,3 m3. Generering av aerosoler foregikk ved de samme betingelser benyttet ved tidligere målinger av mikrobielt potensiale av komposterbart avfall (Breum et al., 1997): rotasjonshastighet 7 omdreiningerl min., rotasjonstid 140 min. og luftstrøm på 420 liter sterilfiltrert luft per minutt. Forsøkene ble utført i et lokale uten regulering av lufttemperatur og fuktighet. Gjennomsnitt i romtemperaturen under alle forsøkene var 15,8 C (sd 0,3 C)og relativ fuktighet 48 % (sd 11%). Under tromlingen genereres bioaerosoler og disse ble samlet opp i trommelens utgang på et veid membranfilter (140 mm, 8 flm cellulosenitrat, Sarorius, Göttingen). Tett ved trommelens utgang ble bioaerosoler samlet opp på 6 separate filtre plassert med samme avstand fra den sentrale aksen, med vinkelavstand 60. Den beregnede gjennomsnittlige lufthastigheten gjennom tverrsnittet var 0,025 m/s. Av de 6 filtrene ble 4 polykarbonat fitre (0,4 flm, 25 mm diameter, Nuclepore, Cambridge, U.S.A.) montert i kassetter (Nuclepore) med luftstrøm 1,9 l/min., anvendt til oppsamling av luftbårne mikroorganismer. To fitre ble analysert etter en modifisert CAMNEA metode (Heldal et al., 1996), og de 2 andre filtrene ble analysert for av sopp sporer med scanning elektronmikroskopi (SEM). Diameteren på filterkasettens innsugningsåpning var 4,4 mm som gir en lufthastighet ved innsugningsåpningen på 2,1 m/s. De resterende 2 filtre ble anvendt til bestemmelse av endotoksin og gravimetrisk bestemmelse av støv. Det ble benyttet 0,5 flm teflonfiltre, 25 mm diameter, Milipore, Irland, montert i Millipore fiterkassetter, med luftstrøm 1,9 l/min,. Diameteren for fiterkassettens innsugningsåpning var 5,6 mm som gir en lufthastighet tilsvarende 1,25 mls. Innsugningsåpningen på Nucleopore filterkassetten var mindre enn den tilsvarende diameteren for Millipore kassetten. Forskjellen medfører at kassettene har forskjellig effektivitet for å fange inn støvet. Beregning etter en modell utviklet av Vincent (1987) viste at kun en mindre forskjell (-:9,5%) for partikler med en aerodynamisk diameter opp til 100 flm. Ved avslutning av et forsøk med generering av bioaerosoler, ble det tatt ut en prøve (ca. 500 g) av avfallet til mikrobiologisk analyse, ph bestemmelse og vannaktivitetsbestemmelse. 2.9 Beregning av avfallets mikrobielle potensiale. Tidligere forsøk med komposterbar avfall har vist tilnærmet samme støvkonsentrasjon (:I l5%) målt med de 6 filterkassettene inne i trommelen (Breum et al., 1997). Innholdet av mikroorganismer per gram generert støv beregnes som A mikro = C mikricstøv A mikro = antall mikroorganismer per gram støv C mikro = Den gjennomsnittlige (n=2) konsentrasjonen av mikroorganismer per m3 luft. C sløv = Den gjennomsnittlige (n=2) konsentrasjonen av støv per m3 luft Innholdet av endotoksin per gram generert støv beregnes tilsvarende A endo = C endi C støv

12 12 A endo = innholdet av endotoksin per gram støv. C endo = Den gjennomsnittlige (n=2) konsentrasjonen av endotoksin per m3 C støv = Den gjennomsnittlige (n=2) konsentrasjonen av støv per m3 luft Under luftens strømning fra tverrsnittet med de 6 fiterkassettene og fram til det store fiter i trommelens utgang, kan det forekomme et tap av parikler, slik at støvkonsentrasjonen målt ved trommelens utgang er mindre enn konsentrasjonen målt i tverrsnittet. Såfremt det antas at bioaerosolens sammensetning ikke varierer med den aerodynamiske diameteren av pariklene, kan potensialet beskrives ved parametre som beregnet etter følgende formler: Avfallets støvningspotensiale: p støv = M storfltel M avfall p støv = støvningspotensialet, det vil si avgivelse av støv per kg. avfall M storflter = Massen av støv oppsamlet på det store filter i trommelens utgang M avfall = Massen av avfall i trommelen Avfallets mikrobielle potensiale: p mikro = A mikro X M storflter 1M avfall p mikro = Mikrobielt potensiale, d.v.s. avgivelse av mikroorganismer per kg avfall A mikro = Antall mikroorganismer per gram støv M storfilter = Massen av støv oppsamlet på det store fiteret i trommelens utgang M avfall = Massen av avfall i trommelen Avfallets endotoksin potensiale beregnes tilsvarende: p endo = Aendo x M storflter 1M avfall ",, p endo = Endotoksinets potensiale, d.v.s. avgivelse av endotoksin per kg. avfall Aendo = Innoldet av enaotoksin per gram støv M storfilter = Massen av støv oppsamlet på det store filteret i tro mm el ens utgang M avfall = Massen av avfall i trommelen 2.10 Kontrollprøver av trommelens rengjøring. Etter hvert forsøk ble trommelen rengjort ved manuell tømming etterfulgt av skylling med vann. Deretter ble trommelen rengjort med en 2% oppløsning av Divoskum 84 (kaliumhydroksid) etterfulgt av desinfeksjon med en 1 % oppløsning av Divosan Mezzo (hydrogenperoksid). Trommelen ble tørket med sterilfiltrert luft. Effektiviteten av rengjøringen ble testet ved svaberprøver tatt fra trommelens innside umiddelbar før avfallet ble lagt inn. En prøven ble tatt ved hjelp aven sjablong, en plate stanset ut med et kvadratisk flate (5x5 cm) holdt mot den indre overflaten på et bestemt sted i

13 13 trommelen. En steril vattpinne fuktet i svabervæske ble strøket over flaten. Vattpinnen ble anbrakt i et 5 ml rør med svabervæske, og den øverste del av pinnen, berørt av fingre, ble brukket av. Røret ble så sendt til mikrobiologisk analyse. En anen prøve ble tatt ved å stryke en vattpinne langs sveisekanter i trommelen Mikrobiologiske analyser Viable mikroorganismer For hver tromling ble 2 luftprøver (posisjon 1 +4) samlet opp på polykarbonatfitre og utvasket med 5,0 ml 0,05% Tween 80 løsning på ristebord ved 500 rpm i 15 minutter. Fortynninger av ekstraksjonsvæsken ble sådd ut etter platespredningsmetoden på ulike medier for kimtelling av følgende 7 grupper av mikroorganismer: l. Bakterier 37 C (Blodagar base CM55) + 7% hesteblod + actidione (200mg/l) 2. Bakterier 25 C (Nutrient agar (CM3) + actidone (200 mgll)) 3. Gramnegative bakterier (Nutrient agar (CM3) + Pen G (30mg/l) + actidione (200mg/l)) 4. Termofile actinomyceter 55 C (Nutrient agar (CM3) + actidione (200mg/l)) 5. Mesofile actinomyceter 25 C (10%Nutrinet agar (CM3) + actidione (200mg/l)) 6. Aspergilus jitmìgatus (Dichloran-glycerol agar (CM729) + glycerol + SR 78) 7. Sopp 25 C (Dichloran-glycerol agar (CM729) + glycerol + SR78) Kimtellinger ble foretatt etter inkubering i opp til 7 døgn, og resultatene ble beregnet som kolonidanende enheter (colony forming units) per kubikketer luft, cfu/m3. Deteksjonsgrensen for kimtelling av luftprøvene var 190 cfu/ m3. Totalantall mikroorganismer Den resterende del av suspensjonen fra filteret ble nedfrosset til -80 C for senere totalteiling av mikroorganismer. Etter opptining ble 1 ml av bakteriesuspensjon overført til filtreringsoppsats, farget i 2 min. med 2 ml acridinorange (0,1% i citratbuffer ph 6,6) og avfarget med citratbuffer (ph 3,0) og isopropanol For mikroskopering ble det benyttet et Nikon Labophot epifluoresensmikroskop, filterblokk UV-1A, med totalforstørrelse 1250x. Mikroorganismene ble talt etter telleregler utarbeidet aven nordisk arbeidsgruppe (Eduard et al., 1990). Konsentrasjonen av det totale antall mikroorganismer ble beregnet som antall talte mikrobiologiske celler per kubikketer luft i antall m3. Scanning Elektronmikroskopisk bestemmelse av soppsporer. På to filtre fra hver tromling, ble arosoler samlet opp på polykarbonatfiltre, utvasket med 20 ml 0,05% Tween 80 i plastbegre og sonikert i 3 minutter. Passende volum, fra 1-1 O ml ble overført til fitreringsoppsats. Deler av fiteret ble preparert for telling ved Scaning elektron mikroskopi. Sporene ble talt med 2000 x forstørrelse etter samme tellekriterier som for fl uorescensmikroskopi. Prøver av fast avfall og perkolat Prøver av 20 g fast avfall ble tilsatt 180 ml 0,9% NaCl og blandet i stomacherposer (sterile plastposer) i 2 x 1 min. ved romtemperatur. Fra stomachervæsken ble det som fra perkolatprøven foretatt videre fortynning med 0,9% NaCl og 0,1 % pepton. Kimtellng av avfallet og perkolatet ble bestemt for de samme parametre som for bioaerosolprøver med unntagelse av at et annet agarekstrakt ble benyttet for dyrkning av sopp (Maltekstrakt agar

14 i,; 14 CM59 + Pen.(30 mg/l)/strep.(30mg/l)). Konsentrasjonen av kolonidanende enheter ble beregnet som cfu/g fast avfall eller cfu/ml perkolat. Deteksjonsgrensen for avfallsprøver var 200 cfu/g avfall og for perkolat 100 cful ml. Prøver av stomachervæsken og av perkolatet ble frosset ned til - 80 C for senere bestemmelse av totalantall mikroorganismer med fluorescensmikroskopi. Bestemmelse av endotoksin ble utført ved å fortynne stomachervæsken fra fast avfall og perkolat med LAL-reagens for bestemmelse ved kinetisk LAL-test (som for bioaeroso1prøver, se nedenfor) Bestemmelse av endotoksin og støv For hver tromling ble 2 luftprøver (luftvolum 0,266 m3) oppsamlet på teflonfitre til bestemmelse av støv og endotoksin. Mengden av støv ble bestemt gravimetrisk med en deteksjonsgrense på 40.g i henhold til AMI-metode L 15 (Ahrenkilde, 1987). Mengden av støv oppsamlet på storfilteret (140 mm diameter) ved trommelens utsugningsåpning, ble også bestemt gravimetrisk med en deteksjonsgrense på 100.g. Etter gravimetrisk støvbestemmelse ble filtrene vasket ut i ristekolber med 10,0 ml sterilt pyrogenfritt vann med 0,05% Tween 20 ved 300 rpm i 120 min. og frosset ned til -80 c for senere analyse. Ekstaksjonsvæsken ble analysert ufortynnet for endotoksin etter en kinetisk metode (Limulus Amoebocyt Lysat) testet med en Kinetic-QCL kit (Bio Whittaker, Walkersville, Maryland) ved 37 0c. Standardkurve ble fremstilt med referanse endotoksin fra Escherchia coli 055:B5. Konsentrasjonene ble beregnet i endotoksin enheter per kubikkmeter luft, EU/m3. Omregnet faktor for endotoksin var: 1 ng = 15 EU. Deteksjonsgrensen for endotoksinbestemmelsen var 0,01 EU/ml som tilsvarer ca 0,4 EU/m3 for et luftvolum på 0,266 m Bestemmelse av VOC Prøver av flyktige organiske komponenter (VOC) i ca 0,75 L luft, ble tatt gjennom et hull i toppen av avfallsbeholderne med en Amatek Alpha- 1 pumpe. Prøvene ble samlet opp på Tenax rør (200 mg). Tenax rørene (rustfritt stål, Perkin EImer) ble lagret ved 5 c for perioder opp til tre dager og ved -20 c for perioder opp til fire uker. Prøvene ble analysert ved 250 c i 20 minutter i en A TD 400 termal desorber (Perkin EImer A) med helium som bæregass, separert med et 0,22.m tykt, CP 1 9 silika kapilær kolonne 50 mmxo,32 mm og kvantifisert i en Kratos Profile MS detektor. ~" =! Toluen ble brukt som kalibreringsstandard for forbindelser uten svovel mens en sensitivitetsfaktor på 0,56 (bestemt tidligere med dimetyldisulfid) ble brukt for dimetyldisulfid og dimetylsulfid. Deteksjonsgrensen var 10 ng/l. Konsentrasjonen av VOC er uttrykt som toluen eller dimetyl ekvivalenter Indikatorrør bestemmelser Indikatorrør med ulike konsentrasjonsområder ble brukt for analyse av ammoniakk, hydrogensulfid og metantiol: Ammoniakk: Kitagawa 105SD 1-20 ppm, Kitagawa 105 se ppm, Präger 5/a ppm og Drager 5/b 2,5-50 ppm Hydrogensulfid,: Kitagawa 120U 0,2-3 ppm, Kitagawa 120SD 1-30 ppm, Dräger 0,5a 0,5-15 ppm og Dräger lic ppm

15 15 Metantiol: Kitagawa 130U 0,5-5 ppm, Kitagawa 164 SA ppm og Dräger 0,5a 0,5-5 ppm eller 2,5-25 ppm (avhengig av prøvevolumet) Andre bestemmelser (ph og vannaktivitet) Måling av ph i stomachervæsken og i perkolatprøver ble utført med et ph-meter (Radiometer). Til bestemmelse av vannaktivitet (aw) i prøver av fast avfall, ble det anvendt en hygroskopisk målemetode (Aw valve analyzer mode1 5803; G. Luff, Stutgart) Statistiske metoder Resultatene er rapportert ved aritmetisk gjennomsnitt og standardavvik. Ellers angir tabellene rådata data fra hver tromling. Hypoteser om forskjeller mellom måleserier er testet med ANOV A/Bonferoni på Iogtransformerte data. 3. RESULTATER 3.1 Temperatur ved lagring. Figur 2 viser temperaturutvikling i ulike oppsamlingsutstyr over 14 dagers lagring. Temperaturen i avfallet lagret i kjøkkenmateriale steg med C i løpet av to dager, mens avfall tilsatt konserveringsvæske viste ingen temperaturstigning. Maksimaltemperatur i avfall etter 2 døgn i kjøkkenposer og 14 dager i utebeholdere er vist i vedlegg tabell a e! Gl Q. E ~ kompostainer m/halm -+ kompostainer u/halm -- tett avfallsbeholder -- tett avfallsbeholder m/syre 10 o DAGER Figur 2. Temperaturutvikling i avfallet under lagring i ulike oppsamlingsutstyr.

16 II ; 16 II ii! I; i li. i.: I utebeholdere steg temperaturen med ytterligere 10 c til gjennomsnittlig 37 C etter 3-4 dager for å synke til utgangstemperaturen etter 14 dagers lagring. Det ble ikke registrert temperaturforskjeller mellom ulike oppsamlingsutstyr. Avfall tilsatt konserveringsvæske viste ikke vesentlig temperaturendring under lagringsperioden. 3.2 Vekttap og perkolatdannelse ved lagring. Vekttap i avfallet deponert i kjøkkenposer og utebeholdere er vist i vedlegg tabell 1. Avfall lagret i biopose viste mest vektreduksjon over 2 dager (12%) og større enn både maispose (10%) og plastpose (4%). Avfall tilsatt konserveringsvæske, lagret i biopose, hadde en vektreduksjon på 7%. Det totale vekttapet i videre lagring i 14 dager i utebeholdere er vist i vedlegg tabell 1, og figur 3 viser vekttap fra dag til dag. Resultatet viste at kompostaineren med eller uten halm hadde det største vekttapet (35-39%) i forhold til tett avfallsbeholder med avfall uten og med konserveringsvæske (4-9%). For avfall i kompostainere med og uten halm var vektreduksjonen størst de første 7 dagene (ca. 70%), mens for avfall i tett avfallsbeholder var vektreduksjonenjevnt fordelt over de 14 dagene. Perkolat fra avfallet ble kun dannet fra avfall lagret i tette avfalls lagring ble det målt fra ml perkolat. beholdere. Etter 14 dagers 0,5 0,4 gi 0,3 "C Ci ~ Q. l' l1 ~ 0,2 -- kompostainer m/halm -- kompostainer u/halm -- tett avfallsbeholder -- tett avfallsbeholder m/syre,- :-~ 0,1 o DAGER Figur 3. Vekttap i avfall lagret i ulike oppsamlingsutstyr.

17 Andre lagringsparametre Vanninnholdet i ferskt tillaget avfallet var 74%. Vanninnoldet målt i avfallet etter 14 dagers lagring med tromling, viste at avfall lagret i tett avfallsbeholder (75%) og kompostainer med halm var noe lavere (64%), mens i avfall lagret i kompostainer uten halm hadde vanninnoldet sunket til 58% (vedlegg tabell 2). ph i avfall lagret i tett avfallsbeholder viste lite endring (6,4) i forhold til ferskt avfall (6,5), mens i avfall lagret i kompostainer med og uten halm steg ph til 7,8. ph i avfall tilsatt konserveringsmiddel viste lav ph (3,9). Konserveringsvæsken har i utgangspunktet en ph på mellom 4.2-4,3. Vannaktiviteten i avfallet målt etter tromling viser at tilstrekkelig fuktighet for optimal mikrobiell vekst er tilstede (:?0,94)(vedlegg tabell 2). 3.4 Mikrobielt potenisale i avfallet Støv. Konsentrasjonen av generert støv fra avfallet under tromling ble målt inne i trommelen ved oppsamling på fitre montert i enden av trommelen og på et større fiter montert i utgangen på trommelen. Forholdet mellom støvkonsentrasjonen på disse filtrene, målt gravimetrisk, var forholdsvis konstant for alle tromlingene (2,8, sd 0,9). Støvkonsentrasjonen inne i trommelen var alltid større enn ved utgangen på trommelen. Støvpotensialet fra avfallet ble beregnet som forholdet mellom generert støv fra avfallet, mengden av støv oppsamlet på filteret i trommelens utgang og mengden av avfallet i trommelen (tabell 3). Støvpotensialet var størst i avfall lagret i kompostainer uten halm (16, 7x g/kg). Støvpotensialet var mer enn 10 ganger større fra avfall i tett avfallsbeholder uten konserveringsvæske (5,lxlO-3g/kg) enn med (0,54x10-3g/kg). Det var stor variasjon i støvpotensiale mellom beholdere hvor avfallet var lagret i tett avfallsbeholder og hvor avfallet var lagret i kompostainer uten halm, med nesten 3 ganger høyere støvpotensial for en beholder i forhold til de to andre (vedlegg tabell 3). Viable, total antall mikroorganismer og endotoksin Aerosolen samlet opp på filtre inne i trommelen, ble analysert for innhold av mikroorganismer og endotoksin og det mikrobielle potensiale ble beregnet som omtalt i avsnitt 2.8. Det mikrobielle potensiale ble beregnet for levende og døde mikroorganismer totalt (totalantall mikroorganismer), antall soppsporer registrert med scaning elektronmikroskopi, kultiverbare bakterier dyrket ved 37 C og 25 C, Gram-negative bakterier, termofie og mesofie actinomyceter, kultiverbare soppsporer, A. fumìgatus og endotoksin (vedlegg tabell 4, figur 4). Det ble ikke registrert forskjeller mellom tett avfallsbeholder og kompostainer med og uten halm når det gjaldt det mikrobielle potensialet for totalantall mikroorganismer og soppsporer, både analysert med scanning elektronmikroskopi (SEM) og ved dyrkning. Det var imidlertid en tendens til at avfall lagret i kompostainer med halm dannet mer sopp sporer, målt med SEM, enn avfall lagret i tett avfallsbeholder. Det bakterielle potensiale, lagret ved 25 C og 37 C og actinomyceter dyrket ved 25 C viste forskjeller mellom alle systemene, og var høyest fra avfall lagret i kompostainer med halm og lavest fra avfall fra tette avfalls beholdere. Endotoksinpotensialet var høyest for avfall lagret i tett avfallsbeholder, mens ingen forskjell ble registret for avfall lagret i kompostainer med og uten halm.

18 CD ïñ i: ~ oa..kompostainer m/halm Gi 4 :E -' e.e 'ë.. o 2.komposlainer u/halm E'Hett avfalls beholder DIett avfalls beholder og avfall m/syre o - -' Ol ñi -- - Ol i:.... o a ~.2.E Ol -' ' eoa. II a. a. o II Ol -' :2 u II :: 'l Ol.E.; ci Ol ~.; ua. a. o II u ọ. '" Ol.. -' CD -. : -2 CD u :l lo.q u oli '" Ol.. CI- -'.- ::....,CD U :l...q Ol -' :2 u CD,. ~ Ol,CD i: c! u li o li.. ~~ u ~.. ::.E u o.!: Õ.. u oli '".. ~~ u ~.. :: E u o -= Õ.. Ol -' :3 w i: ïñ -' oõ i: i: CD. signifikante forskjeller mellom ulike systemer LOD Figur 4. Mikrobielt innold per kg bioaerosol generert fra avfall lagret i ulike kombinasjoner av oppsamlingsutstyr og behandling. Mikroorganismer som dominerer i aerosolen fra avfall er sopp sporer generelt og sopp arten A..fimiigatus. Fra avfall lagret i kompostainer med halm dominerte imidlertid bakterier dyrket ved 25 C og 37 C og actinomyceter dyrket ved 25 C. Fra avfallet ble det danet små mengder av Gram-negative bakterier og termofie actinomyceter..'.~ For samtlige mikrobielle parametre er det mikrobielle potensialet høyere i avfall uten konserveringsvæske. Dette gjelder også for endotoksin. Alle mikrobielle parametre i avfall tilsatt konserveringsvæske lå under deteksjonsgrensen ved dyrkning. Det mikrobielle potensiale lå over 100 ganger høyere med hensyn på totalantall mikroorganismer i avfall uten konserveringsvæske enn avfall med Green Viking Plus (GVP). 3.5 Mikroorganismer i fast avfall og perkolat Konsentrasjonen av mikroorganismer og endotoksin i fast avfall og perkolat er angitt i vedlegg tabell 5 og figur 5. Kimtall er bestemt som for beregning av det mikrobielle potensiale, likeldes totalantallet med fluorescens mikroskopisk metode.

19 ~.i lo ~ 6.i e 'Ë èí ọ. 4 D ferkst avfall. kompostainer m/halm D kompostainer u/halm li tett avfallsbeholder El tett avfallsbeholder og avfall m/syre. perrolatet 2 o Ol =.. ta.. - Ol i:.. ta o Š ~ 0._ - E Ol.. :ï.. lj a. a. o Ul Ul U U Ol :: o o.. 1i Ol,. It :ï.~~.. Ol N Ol lj E.2 Cl-.- Cl- :: Cl :: lj.. " : ~ lj ~ lj ~ ol.... ta ta ta Ol.... Cl i: dl.. ~ ~ ~ :0.. "3 E lj o U i: o :w LO lj It ta.. Cl Ol Q) ~ lj :: :0.. E lj o U i: o +: lo lj N ta Ol.. 3 w i: ïii. ȯõ't i: Cl _ LOD Figur 5. Mikrobielt innhold per gram avfall eller ml perkolat. Mikroorganismefloraen i avfall besto i hovedsak av bakterier. Tilvekst av totalantall mikroorganismer etter 14 dagers lagring i forhold til ferskt avfall var av størrelsesorden 104. Bakteriekonsentrasjonen målt ved dyrkning (25 De) var 20 ganger høyere i tett avfallsbeholder i forhold til avfall i kompostainere, og andelen Gram-negative bakterier varierte henholdsvis fra %. Det var 4 ganger mer Gram-negative bakterier i tett avfallsbeholder enn i kompostainere, mens endotoksinkonsentrasjonen var derimot 3 ganger lavere. Tilveksten av totalantall mikroorganismer etter 14 dagers lagring i avfall tilsatt konserveringsmiddel var opp mot 100 ganger i forhold til ferskt avfall. Mikroorganismefloraen målt ved dyrkning (viable mikroorganismer) viste derimot lavere verdier enn ferskt avfall, noe som tyder på at flere mikroorganismer ikke overlever konserveringen. Forskjellen mellom mengde viable bakterier i avfall med og uten tilsatt konserveringsvæske var opp mot faktor 106. Fra avfall lagret i tett avfallsbeholder ble det dannet fra ml perkolat. Mikrofloraen var også her dominert av bakterier (tabell 5). Perkolatet inneholdt nesten tre ganger så mye bakterier som i avfallet, mens innhold av Gram-negative bakterier var lavere og utgjorde bare

20 20 1 % av bakteriefloraen. Fra kompostainere med og uten halm ble det ikke dannet perkolat, heller ikke fra avfall lagret med konserveringsvæske. 3.6 Flyktige organiske forbindelser - VOC Resultater fra GC/MS analyser og indikatorrør verdier av luft over avfallet lagret i kompostainer med halm og i tett avfallsbeholder med avfall med og uten konserveringsvæske, er vist i tabell 6. På grunn av begrensninger i prøvetakingen, ble kun tre systemer undersøkt. Ammoniakk målt over hele lagringstiden er vist i vedlegg tabell 7 og figur 6. GC/MS resultatene inkluderte alle detekterte nitrogen- og svovelorganiske forbindelser som kan bidra til lukt over avfallet (konsentrasjoner større enn tiendeparten av luktgrensen). Acetonitril, 5- metylheptan- 1 -ol og iso-oktanol er ikke funnet i tidligere undersøkelser av organiske forbindelser over avfall (Wilkins et al., 1995). Det ble registrert hydrogensulfid og metantiol i tett avfallsbeholder de første tre dagene under lagringsperioden som så falt til under deteksjonsgrensen etter 2-3 dager i utebeholdere (vedlegg tabell 6). Ammoniakk-konsentrasjonene over avfall steg utover hele lagringsperioden og ble høyest i kompostainer med halm (110 ppm) (figur6). Trietylamin- konsentrasjonen økte med tiden over avfall i tett avfallsbeholder, og holdt seg på et konstant nivå over avfall i kompostainer med halm, mens dimetyldisulfidkonsentrasjonen for begge viste en generell nedgang. Avfall tilsatt konserveringsvæske genererte neglisjerbare konsentrasjoner av ammoniak, hydrogensulfid, metanetiol, dimetylsulfid og dimetyldisulfid l 80.l.!! i: O E 60 E Ol E c. c. 40, -- kompostianer med halm -- tett avfallsbeholder -. tett avfallsbeholder mlsyri DAGER Figur 6. Ammoniakk produksjon fra avfall under lagring i ulike oppsamlingsutstyr

21 21 4. DISKUSJON Formålet med undersøkelsen var å sammenligne matavfallets mikrobielle potensiale lagret i 14 dager i forskjellige oppsamlingsutstyr, likeledes å undersøke effekten av konserverende væske på avfallets mikrobielle vekst og potensiale. Til dette formålet brukte vi en roterende trommelstøvtester. Ulike poser for oppbevaring av matavfall i kjøkken ble også undersøkt med hensyn på temperatur og vekttap under 2 dagers lagring. Måling av ulike parametre som antas å ha betydning for utvikling av helseproblemer ved håndtering av avfallet, ble utført både på bioaerosol, avfall og avrenning fra avfallet. Utvikling av luktsterke stoffer under lagring ble også registrert. Bakterier dyrket ved 37 C er et mål for den mikroflora som er i stand til å vokse ved menneskers kroppstemperatur. Denne gruppen utgjorde en stor del av den samlede mikroflora i avfallet. I denne gruppen forekommer også tarmbakterier med spesifikke patogene egenskaper som f.eks. mage-tarm infeksjoner. Gram-negative bakterier kan også være er et mål for innold av endotoksiner. For den luftbårne flora, er denne parameter imidlertid meget usikker da mange Gram-negative bakterier ikke vil overleve i aerosolfasen. Ikke-patogene bakterier kan imidlertid føre til både toksiske og allergiske reaksjoner, selv om bakterien er inaktiv eller død. Termofile actinomyceter ble bestemt da det i denne gruppen forekommer flere arter som har relevans for arbeidsmiljøbetingede sykdommer. Den eneste parameter som direkte angir konsentrasjoner aven patogen mikroorganisme, er den termofile sopp arten Aspergilus jitmìgatus. Infeksjonsrisikoen er derimot liten for friske arbeidstakere. Påvisning av denne aren har en særlig arbeidsmiljørelatert betydning, da Afumìgatus kan forårsake allergiske reaksjoner ved opptak i luftvei ene. I tillegg ble den mikrobielle aktiviteten undersøkt i avfall tilsatt en nyutviklet konserveringsvæske Green Viking Plus (GVP). Det er viktig i slike eksperimentelle undersøkelser å tilstrebe den praktiske situasjonen så langt det er mulig. På den anen side, må de fleste forhold holdes mest mulig konstante, unntatt de som skal sammenlignes. I denne undersøkelsen hvor hensikten blant anet var å undersøke vekttap under lagring, ble dette gjort med en konstant avfallsmengde (8,8kg) som tilsvarer en families avfallsproduksjon over 14 dager. Ved undersøkelse av konserveringsvæskens effekt på avfallet, var det nødvendig å endre prosedyre fortilsetting av væsken. For å sikre homogene forhold ble ~æsken rørt inn i avfallet. Dette var også viktig for representativ prøvetaking av avfallet. Dette fraviker muligens ikke mye fra de praktiske forhold hvis væsken brukes riktig i husholdningen. Siden væsken er optimalisert for bruk med effekt over en uke, ble dobbel dose tilsatt for lagring i to uker. Det er derfor mulig at betingelsene under forsøkene har gitt et gunstigere resultat for GVP enn under vanlig bruk. 4.1 Temperatur, vekttap og perkolatdannelse. Ved aerob nedbrytning av biologisk materiale vil temperaturen øke på grunn av mikrobiologisk aktivitet i avfallet. Det frigis mer energi ved en aerob nedbryning i forhold til anaerob nedbryning. Utviklingen av temperaturen er derfor avhengig av hva slags oppsamlingsutstyr som anvendes, men også av lagringstiden (Palme et al., 1995, Breum et al., 1997). I de refererte undersøkelsene nådde temperaturen et maksimum etter 8-14 dager, og høyeste temperatur var C. Avfallet var lagret under aerobe forhold med papirsekker både som kjøkkensystem og'i utebeholdere. Ved delvis anaerobe system som tette

22 22 avfallsbeholdere, ble det observert temperaturstigning i avfallet etter noen få dager etter deponering, for så å avta til noen få grader over omgivelsestemperatur (Breum et al., 1997). De aktuelle forsøkene viste at temperaturen i matavfallet utviklet seg likt i de ulike inkubasjonssystemene som ble anvendt, både i kjøkkenposer og i utebeholdere. Etter noe høyere stigning i temperatur for avfall lagret i plastpose i kjøkken i to dager, steg temperaturen til det maksimale etter tre dagers lagring i utebeholdere (33 C - 38 C) for så å synke til noen få grader over omgivelsestemperaturen etter 14 dagers lagring. Dette viser at også i den luftede kompostaineren hvor fortrinnsvis aerobe prosesser tilstrebes, vil forholdene bli anaerobe i avfallet inne i posen. Dette er i samsvar med tidligere undersøkelser med inkubasjonssystem med noe tilgang til luft (uemballert avfall i tette avfallsbeholdere) (Breum et al., 1997). Temperaturutviklingen i kompostaineren kan imidlertid ha vært høyere, men på grunn av god ventilasjon i kompostaineren kan varmen forsvinne lettere i forhold til den tette avfallsbeholder. Det ble også registrert en økning i ph til svakt basisk (ph 8) i avfall lagret i kompostainere, noe som kan tyde på en aerob prosess. I avfall fra tett avfallsbeholder eller perkolat er ph uforandret (ph 6). Dette kan også tyde på at ulike biologiske prosesser i kompostainere og tete avfallsbeholdere. Dette skiftet i temperatur etter 3 dager i utebeholder indikerer at forholdene i inkubasjonssystemene anvendt i denne undersøkelsen har vært aerobe, mens den siste del av inkubasjonsperioden resulterte i mer anaerobe forhold. I avfall med konserverende syre skjer ingen temperaturøkning selv om oppsamlingsutstyr og lagringsforhold ellers er identisk, noe som indikerer at lite nedbrytning skj er. Innsamling og transport til deponering kan medføre store transportkostnader. Vekttap av avfallet før innsamling kan derfor ha stor økonomisk betydning. Ved lagring av avfall med fri tilgang på luft, kan vekten minskes ved at fuktighet fra avfallet fordamper. Vekttapet er også avhengig av mikrobiell aktivitet. For matavfall er det tidligere rapportert et vekttap på ca. 2% ved lagring ito uker i lukket plastsystem både på kjøkken og i utemateriale, mot opp mot 50% vekttap med luftet papirsystem (Palme et al., 1995, Breum et al., 1997). Vekttapet er også avhengig av vanninnoldet i avfallet, og det er observert større vekttap i avfall med høyt vanninnhold. I den aktuelle undersøkelsen var vekttap ved lagring i to dager i kjøkkenstativ høyest for biopose (12%) og lavest ved bruk av tett plastpose (4%). Vekttap i biopose var i overensstemmelse med tidligere rapportert vekttap i avfall av samme vanninnhold (70%) lagret i papirpose (Breum et al., 1997). I biopose med konserverende syre var vèkttapet redusert til det halve (7%), antagelig på grunn av lavere temperatur. For utemateriale var det større vekttap i avfall lagret i kompostainere hvor lufttilgangen er stor om temperaturutviklingen var den (36% -39%) i forhold til tett avfallsbeholder (9%), selv samme ved de ulike inkubasjonssystemene. Opp mot 70% av vekttapet foregikk i løpet av de første 7 dagene i lagringsperioden for kompostainere, mens for avfall med og uten konserveringsvæske lagret i tett avfallsbeholder, var vekttapet noenlunde jevnt fordelt i lagringsperioden. Ved håndtering av avfall kan avrenning fra avfallet i form av perkolat ha betydning for generering av bioaerosoler og søl. Perkolatet er et nedbrytningsprodukt med stor mikrobiell