Rötförsök av matavfall som behandlats med köksavfallskvarn

Transkript

1 Rötförsök av matavfall som behandlats med köksavfallskvarn Emelie Johansson & Hamse Kjerstadius Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2011

2 Rötförsök av matavfall som behandlats med köksavfallskvarn av Emelie Johansson & Hamse Kjerstadius Examensarbete nummer: Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik Lunds Universitet September 2011 Handledare: Professor Jes la Cour Jansen Examinator: Forskarassistent Åsa Davidsson Bild på framsida: Rötkammare från kontinuerligt rötförsök. Foto av Hamse Kjerstadius Postadress Besöksadress Telefon Box 124 Getingevägen Lund, Sweden Webadress Fax

3

4 Förord Detta examensarbete på 30 hp har skrivits vid avdelningen för vattenförsörjnings- och avloppsteknik (VA-teknik) under institutionen för kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola (LTH). De praktiska försöken i examensarbetet har utförts i lokal på Sjölunda reningsverk i Malmö med utrustning som tillhör VA SYD samt i labb på VA-teknik. Rapporten och samtliga försök är utförda mellan november 2010 till och med juni Författarna vill främst tacka vår handledare Jes la Cour Jansen, professor på VA-teknik vid institutionen för kemiteknik på LTH, och vår examinator Åsa Davidsson, forskarassistent på VAteknik vid institutionen för kemiteknik på LTH, för alla förslag inför försöksuppställningar samt konstruktiv kritik under rapportens sammanställning. Vidare ges särskilt tack till Liselotte Stålhandske, enhetschef för avloppsvatten på Sjölunda reningsverk i Malmö, för hjälp kring uppställningen av utrustningen samt rundvisning på Sjölunda reningsverk och information om verkets rötningsprocess. Tack även till Gertrud Persson och Ylva Persson i VA-labbet på LTH för att ni tålmodigt lärde oss använda labbutrustningen. Hans-Olof Jedlid och Leif Stanley i verkstaden på VA-teknik på LTH för att hjälpte oss med ert tekniska kunnande kring utrustningen. Roland Svensson och Lars Dansäter vid VA SYD för att ni i snålblåsten gång på gång åkte till Turning Torso och hjälpte oss att samla in matavfall. Nermina Zaimovic, Processtekniker på Kävlinge reningsverk, för att vi upprepade gånger fick hämta ymp på Kävlinge avloppsreningsverk. Utan er hade våra försök inte varit möjliga att genomföra. Tack. Lund Hamse Kjerstadius Ekosystemteknik Emelie Johansson Ekosystemteknik

5

6 Sammanfattning Avfallshantering av organiska avfall är en mycket aktuell fråga då det sedan år 2005 är förbjudet att deponera sådant avfall. Dessutom är ett utav Sveriges 16 miljökvalitetsmål att minst 35% av matavfall från hushåll och restaurang skall återvinnas från år På grund av matavfalls relativt höga fukthalt är det lämpligt att behandla det biologiskt och framförallt då under anaerob nedbrytning, rötning, vilket generar biogas. Biogas består delvis av den energirika gasen metan och används därför för att producera elkraft, uppvärmning och fordonsgas. För att maximera utvinnandet av metan från matavfall utvärderas olika behandlingsmetoder och rötningstekniker. En sådan behandlingsmetod är behandling med köksavfallskvarnar som installeras direkt i vask i lägenheter och där matavfallet sedan sköljs ned i en sedimenteringstank under fastigheten för att senare hämtas med slamsugarbil för att rötas vid ett avloppsreningsverk. Två viktiga tekniker för rötning är temperaturområde (mesofilt och termofilt) samt samrötning av olika avfall för att uppnå positiva effekter. För att kunna utvärdera hur bra rötning av matavfall som behandlats med avfallskvarn (kvarnmatavfall) är behövs mer data ifrån praktiska rötförsök. Detta examensarbete syftade till att ta fram praktiska data för rötning av kvarnmatavfall vid olika temperaturer samt för samrötning av kvarnmatavfall med avloppsslam. Syftet skulle uppnås med hjälp av flera rötförsök. Inledningsvis utfördes satsvisa utrötningsförsök av kvarnmatavfall parallellt med en litteraturstudie för att ta fram en lämplig metod för ett mycket större kontinuerlig rötförsök som skulle besvara examensarbetets frågeställningar. Det kontinuerliga rötförsöket bedrevs i lokal på Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö och bestod av fem rötkammare där kvarnmatavfall rötades vid mesofil (37 C) eller termofil (55 C) temperatur samt i olika blandningsförhållanden mellan kvarnmatavfall och avloppsslam från reningsverket. Försöket drevs under 100 dagar och innehåll rötkamrarnas gas och rötslam som analyserades under den tiden för en rad parametrar. Resultaten visade främst att termofil rötning av 100% kvarnmatavfall inhiberades till följd av en hög koncentration vätesulfid. Vidare kunde en blandning av 20% kvarnmatavfall och 80% avloppsslam rötas stabilt vid termofil temperatur. Metanproduktionen från mesofil rötning av en blandning med 20% kvarnmatavfall var låg i jamförelse med resultat i publicerad litteratur på liknande uppställningar. För att avgöra om det är ekonomiskt överlägset att behandla matavfall med köksavfallskvarn och sedan röta det termofilt jämfört med andra behandlingsmetoder och rötningstemperaturer skulle det behövas ytterligare data från rötförsök liknande de i detta examensarbete. Inte minst för att avgöra optimala blandningsförhållanden för samrötning med avloppsslam.

7

8 Summary Waste disposal management of organic waste is a very relevant topic today since it as of year 2005 is forbidden to dispose of such waste in landfills. In addition one of Sweden s 16 environmental quality goals is that at least 35% of domestic and restaurant food waste by year 2010 are to be recycled. Because of its relatively high moist content it is more suitable to treat it biologically, especially with anaerobic digestion which generates biogas. Biogas mostly consists of the energy rich gas methane and can be used to produce electricity, for heating and vehicle fuel. In order to maximize the extraction of methane from food waste different treatment and digestion methods needs to be evaluated. One such treatment is the use of food waste disposers that are installed directly in the sink in apartments where the food waste is rinsed down into a sedimentation tank situated below the property. This is then collected with a mobile vacuum system that transports the waste for digestion to a wastewater treatment plant (WWTP). Two important techniques for anaerobic digestion is temperature range (mesophilic and thermophilic) and co-digestion of various wastes to achieve positive effects. In order to evaluate how well anaerobic digestion of food waste collected with food waste disposers (hereafter called grinded food waste) is, more studies on anaerobic digestion of the waste needs to be done. This master thesis s aims to compile practical data on anaerobic digestion of grinded food waste at different temperatures and co-digestion of grinded food waste with sewage sludge. The objective was to be achieved through multiple anaerobic digestion studies. Initially a batch experiment on grinded food waste was performed in parallel with a literature review to find an appropriate method for the much larger continuous digestion test that was to answer the questions of the objective. The continuous digestion test was carried out on the premises at Sjölunda WWTP in Malmö and consisted of five anaerobic digestion reactors where grinded food waste was digested at mesophilic (37 C) or thermophilic (55 C) temperature and in different mixing ratios between grinded food waste and sewage sludge from the WWTP Sjölunda. The experiment was run 100 days and the content of the produced gas and the digested residue were analyzed for a number of parameters during this time. The results mainly showed that thermophilic digestion of 100% grinded food waste was inhibited due to a high concentration of hydrogen sulfide. Furthermore it showed that a mixture of 20% grinded food waste and 80% sewage waste can be digested under stable conditions at thermophilic temperature. The methane production from mesophilic digestion of 20% grinded food waste was low in comparison with previous published literature with similar setups. In order to determine whether it is economically superior to treat food waste with a food waste disposer and then digest it under thermophilic conditions compared to other treatment methods and digestion temperatures, further studies on anaerobic digestion similar to these performed in

9 this master thesis needs to be done. Not least to determine optimum mixing ratios for codigestion with sewage sludge.

10 Table of Contents Bakgrund... 1 Syfte och mål... 2 Frågeställningar... 2 Genomförande... 2 Avgränsning Litteraturstudie Mikrobiologi inom rötprocessen... 5 Mikroorganismer... 5 Anaerob nedbrytning... 5 Hydrolys... 6 Acidogenes... 7 Acetogenes... 7 Metanogenes Processparametrar för rötningsprocessen... 8 Uppehållstid (HRT)... 8 Temperatur... 8 Torrsubstanshalt (TS) & Glödförlust (VS) Organisk belastning (OLR) Utrötningsgrad Omrörning ph Alkalinitet Sammansättning av substrat och dess behandling i rötningsprocessen Matavfall som substrat i rötprocessen Behandling av substrat i rötprocessen Köksavfallskvarnar Tidigare studier på rötning av matavfall Föreningar som kan inhibera rötprocessen Vätesulfid... 18

11 Ammoniak/Ammonium Lättflyktiga fettsyror (VFA) Långkedjade fettsyror (LCFA) Tungmetaller Rötförsök av kvarnmatavfall i laborations- och pilotskala Inledning till rötförsök Insamling och behandling av ymp och substrat till rötförsöken Utrötningsförsök av kvarnmatavfall vid termofil och mesofil temperatur Erhållna data från utrötningsförsöken samt jämförande tabeller med metanpotentialer från relevanta studier Utvärdering av resultaten i utrötningsförsöken samt jämförelse med andra studier Kontinuerligt rötförsök i pilotskala av kvarnmatavfall vid mesofil och termofil temperatur Metod för det kontinuerliga rötförsöket Resultat och diskussion för det kontinuerliga rötförsöket Reaktorernas stabilitet Analyserade parametrar Utvärdering av inhibering genom analyserade parametrar Metanproduktion Slutsatser Framtida forskning Referenser Appendix 1 Utrötningsförsök Appendix 2: Method description Methane potential test Appendix 3 Kontinuerligt rötförsök Appendix 4 Utvärdering av koldioxidfällorna effektivitet hos Automatic Methane Potential System utrustningen Anaerobic digestion of food waste collected with food waste disposers 81

12 Bakgrund Hållbar samhällsutveckling är ett begrepp som enligt FN definieras som en utveckling som tillgodoser våra behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter att tillgodose sina. Två i högsta grad aktuella ämnesområden inom hållbar utveckling är avfallshantering och energikonsumtion. Enligt organisationen Hållbar Avfallshantering (2011) så ökar idag hushållens avfall med 2-3% per år trots effektivisering inom avfallshantering, och enligt företaget Ekonomifakta (2011) så har den svenska energianvändningen 2009 ökat med ca 24% sedan Flertalet åtgärder görs idag för att jobba mot en mer hållbar samhällsutveckling. Inom EU har ett mål satts upp på att 20% av energikonsumtionen år 2020 skall komma från förnyelsebara energikällor, såsom biogasproduktion vid rötning av organiskt avfall. Just biogas är intressant ur ett svenskt perspektiv då det sedan år 2005 är förbjudet att deponera organiskt avfall (Naturvårdsverket, 2010a). I Malmö stad produceras årligen ton sådant avfall som måste brännas eller behandlas biologiskt i avloppsreningsverk (Davidsson et al., 2007). På grund av det organiska avfallets relativt höga fukthalt är det mer lämpligt att behandla det biologiskt och framförallt då under anaerob nedbrytning vilket generar biogas (Zhang et al., 2007). Denna energirika gas kan bland annat användas till att generera elektricitet eller som fordonsgas om den uppgraderas. Ett synnerligen aktuellt organiskt avfall är matavfall då det under delmålen för God bebyggd miljö inom Sveriges 16 miljökvalitetsmål är fastlagt att minst 35% av matavfallet från bl.a. hushåll och restaurang skulle återvinnas från år 2010 (Naturvårdsverket, 2010b). Det har dock konstaterats i flera svenska kommuner att det föreligger svårigheter med att få en hög utsorteringsgrad och kvalité på det insamlade matavfallet (Henriksson, 2010). För att lösa problemet med ökad insamling har undersökningar gjorts på alternativa insamlingssystem, bl.a. har insamling via sortering i påse, sopsug och behandling med köksavfallskvarnar (KAK) både i ordinarie rörnät och med tankinsamling prövats (Henriksson, 2010). Just köksavfallskvarnar har installerats direkt i anslutning till diskho i nya bostadsområden i Malmö, däribland Bo01 och Turning Torso, som en del av Malmö stads miljöprogram med att skapa ett miljö- och energimässigt mera hållbart samhälle (Malmö stad 2011). Förutom att uppnå miljökvalitetsmålet om 35% insamlat matavfall är det också relevant att se hur stor metanproduktionen från den anaeroba nedbrytningen blir för de olika insamlingsmetoderna, dvs. hur mycket biogas som kan produceras genom rötning av matavfallet. Hanteringsmässiga skillnader mellan de olika insamlingsmetoderna gör att metanproduktionen per massaenhet matavfall kan variera och det blir därför viktigt att jämföra dessa värden ur en ekonomisk synvinkel då biogas är en stor potentiell resurs på energimarknaden. Problematiken med att röta matavfallet så att det ger maximalt metanutbyte inkluderar även möjligheter med att samröta det med andra avfall då det är vedertaget att sådan samrötning kan ge fördelar med både 1 1

13 ökad metanproduktion och processtabilitet (Nayono et al., 2010). Likaväl som beslut om framtida hantering av matavfall måste inkludera hur stor utsortering olika insamlingsmetoder ger måste de även ta i beaktning den ekonomiska avkastningen från biogasproduktion som dessa metoder kan generera. För att lösa problemet med att bedöma denna produktion behövs praktiskt underlag i form av rötförsök på matavfall från olika insamlingsmetoder. Syfte och mål För att lösa en del av problemet med att bedöma produktionen av biogas från rötning av matavfall insamlat med olika metoder syftar detta examensarbete till att ta fram praktiska data för rötning, och samrötning, av matavfall som insamlats via köksavfallskvarn (KAK), s.k. kvarnmatavfall. Vidare syftar examensarbetet till att göra en jämförelse mellan dessa data och publicerad litteratur för rötning av matavfall. Målet för detta examensarbete är att uppnå så representativa data från stabil rötning av matavfall som möjligt och att dessa skall kunna jämföras med de från rötning av matavfall med andra insamlingsmetoder. Frågeställningar Syftet och målet för examensarbetet konkretiseras ned till följande frågeställningar. Kan substratblandningar med 20% och 100 % kvarnmatavfall samrötas med förtjockat avloppsslam respektive singelrötas under stabil kontinuerlig drift och termofil temperatur? Ger samrötning av avloppsslam med 20% kvarnmatavfall högre metanproduktion vid termofil temperatur än mesofil vid stabil kontinuerlig drift? Finns det under de kontinuerliga försöken några förändringar hos de analyserade parametrarna som skulle kunna indikera en inhibering av processerna och därmed avgöra om de är stabila eller ej? Finns det noterbara skillnader i metanproduktion från anaerob nedbrytning av matavfall från olika insamlingsmetoder mellan data framtagna i detta examensarbete och data i publicerad litteratur och tyder de skillnaderna i så fall på att det är gynnsammare att röta matavfall som behandlats med köksavfallskvarn? Genomförande Inledningsvis gjordes en litteraturstudie om rötning av matavfall och samrötning av matavfall med andra substrat samt inhibering av biogasprocesser. Detta för att utvärdera matavfall som substrat för biogasprocessen och därmed kunna fastställa lämpliga processparametrar inför rötförsöken i detta examensarbete. Undersökandet om inhibering av biogasprocesser gjordes för att kunna jämföra rapporterade inhiberingsnivåer med de uppmätta inom det här examensarbetet och därmed underlätta bedömningen om försöken kan representera stabil drift. 2 2

14 Det andra delmomentet bestod av två utrötningsförsök vid mesofil och termofil temperatur av kvarnmatavfall från Turning Torso i Malmö. Framförallt för att fastställa metanpotentialen för kvarnmatavfall men också för att fastställa skillnader i metanpotential och processhastigheter mellan rötning vid mesofil respektive termofil temperatur samt att om möjligt upptäcka eventuella problem med att röta kvarnmatavfall. De två utrötningsförsöken gjordes med flera månaders mellanrum för att se om sammansättningen och därmed metanpotentialen för matavfallet ändrades nämnvärt över tiden. I den avslutande delen genomfördes ett kontinuerligt rötförsök av kvarnmatavfall i pilotskala baserat på resultaten av litteraturstudien och utrötningsförsöket. Detta gjordes för att till större grad kunna efterlikna processen vid stora biogasanläggningar och därmed kunna få ut så relevanta data som möjligt för att kunna besvara de ovan givna frågeställningarna och uppnå examensarbetets syfte och mål. Litteraturstudie Utrötningsförsök 1 Utrötningsförsök 2 Kontinuerligt rötförsök Nov Dec Jan Feb Mars April Maj Figur 1 Tidpunkter för delmomenten i examensarbetet. Avgränsning Främst avgränsas examensarbetet så tillvida att det inte ämnar ge statistiskt säkerställda värden för kontinuerlig rötning av matavfall som behandlats med köksavfallskvarn. Detta kan ej göras på grund av bristen på tid och materiel för försöksuppställningar och det faktum att matavfallet samlats in under en begränsad tid och från för få källor för att kunna anses vara representativt för ett helt år eller matavfall generellt. 3 3

15 4 4

16 1. Litteraturstudie 1.1 Mikrobiologi inom rötprocessen Biogas är benämningen på den gasblandning som bildas under anaerob nedbrytning, det vill säga då organiskt material, substratet, bryts ned av mikroorganismer i en syrefri miljö. Denna gas består huvudsakligen utav metan och koldioxid, men kan även innehålla spår av vätesulfid och andra gaser. Anaerob nedbrytning av organiskt material är en mikrobiologisk process som involverar flertalet mikroorganismer från domänerna Bacteria och Archaea (Gerardi, 2003). Att processen utförs av levande organismer gör den känslig för kraftiga eller hastiga förändringar av processparametrarna (Mata-Alvarez, 2003). Mikroorganismer Då flertalet olika arter av mikroorganismer är aktiva i den anaeroba nedbrytningen har de också olika optimala levnadsförhållanden (Gerardi, 2003). Grundläggande är att de kan delas in i fakultativa aerober, vilka kan leva både i syreinnehållande samt syrefria miljöer, samt strikta anaerober vilka endast kan leva i syrefria miljöer (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009; Mata- Alvarez, 2003). Framförallt de metanbildande mikroorganismerna, som är strikta anaerober, är väldigt känsliga för syre (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Vissa av mikroorganismerna som är närvarande i processen lever i syntrofiska förhållanden med varandra. Detta innebär att tillväxten hos en, eller båda, av de inblandade arterna av mikroorganismer är beroende eller påverkas positivt av faktorer som den andra arten av mikroorganismer ger upphov till, t.ex. kan slutprodukter från metabolismen hos en art av mikroroganismer vara inhiberande för densamma men tjäna som substrat för en annan art (Willey et al., 2008). Anaerob nedbrytning Den anaeroba nedbrytningen är en flerstegsprocess vilken delas in i de fyra nedbrytningsstegen hydrolys, acidogenes, acetogenes och metanogenes (Mata-Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009; Björnsson et al., 2010). Nedbrytningststegen är beroende av varandra då produkter från föregående nedbrytningssteg fungerar som substrat i efterföljande steg vilket formar en nedbrytningskedja, denna är grafiskt framställd i figur 2. Nedbrytningsprocesserna i varje steg är beroende både av kemiska och fysiska parametrar, substrattyp och vilka arter av mikroorganismer som närvarar (Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). 5 5

17 Figur 2 Diagram över anaerob nedbrytning med namnen på de fyra nedbrytningsstegen till vänster i figuren. Undantag för metanogenesen där de båda varianterna acetoklastisk och hydrogenotrofisk metanogenes är utskrivna. I rutorna är namnen på viktiga produkter från stegen utskrivna. Bild med tillåtelse från Mata-Alvarez (2003). Hydrolys I hydrolysen, det första steget i den anerob nedbrytningsprocessen av organiskt material, sker sönderdelningen av stora polymera organiska molekyler som kolhydrater, fett och proteiner till mindre molekyler såsom sockerarter, fettsyror och aminosyror. Detta sker genom att hydrolyserande mikroorganismer utsöndrar extracellulära enzymer som klyver de organiska molekylerna utanför cellen så att de sedan kan transporteras genom mikroorganismernas cellmembran för fortsatt nedbrytning (Björnsson et al., 2010; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Hastigheten i detta steg är beroende av det inkommande materialets sammansättning, där vissa material såsom cellulosa och hemicellulosa generellt bryts ner långsammare än exempelvis 6 6

18 proteiner. Om substratet består utav komplexa organiska föreningar från fiber- och cellulosarikt växtmaterial kan hydrolysen vara det hastighetsbetämmande steget i nedbrytningsprocessen på grund av att dessa molekyler har dålig löslighet och därmed är tidskrävande att hydrolysera (Gerardi 2003; Jarvis et al., 2009; De la Rubia et al., 2010). Acidogenes I det andra nedbrytningssteget, acidogenesen, bryts slutprodukter från hydrolysen ned ytterligare till olika organiska syror, alkoholer, ammoniak och ammonium under bildandet utav koldioxid och vätgas (Jarvis et al., 2009). Gruppen av mikroorganismer som är aktiva i detta steg, acidogener, innehåller arter som är både strikt anaeroba och fakultivt anaeroba (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009). Acidogenesen och hydrolysen påverkas i större grad än de övriga två nedbrytningsstegen av parametrar som temperatur och ph än av biologiska faktorer (Izumi et al., 2010). Acidogenes omnämns även i litteratur som fermentation. Acetogenes I acetogenesen, eller den anaeroba oxidationen, fortsätter nedbrytningen av olika fettsyror, alkoholer, vissa aminosyror och aromater till framförallt acetat, koldioxid och vätgas. Acetogena bakterier har en långsam tillväxthastighet vilken är beroende av ett lågt partiellt vätgastryck för att de ska kunna utvinna tillräckligt med energi för tillväxt (Willey et al., 2008). Ett syntrofiskt förhållande med vätgaskonsumerande metanogener håller nere det partiella vätgastrycket (Björnsson et al., 2010; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Balansen mellan de två typerna av mikroorganismer är viktig eftersom det optimala gemensamma vätgastrycket för de två ligger i ett mycket smalt gränssnitt (Björnsson et al., 2010; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Metanogenes I den anaeroba processens sista nedbrytningssteg, metanogenesen, omvandlar mikroorganismer som ingår i gruppen metanogener främst acetat, vätgas och koldioxid till biogas (Gerardi, 2003; Mata-Alvarez, 2003). Metanogener är strikta anaerober och tillhör domänen Archaea, vilken skiljer sig från domänen Bacteria där övriga mikroorganismer i biogasprocessen ingår (Gerardi, 2003). I likhet med bakterier är arkéer prokaryota, men de båda skiljer sig avsevärt genetiskt från varandra, bl.a. i cellväggsstruktur, cellväggskemi, membranlipidstruktur och metabolism (Björnsson et al., 2010; Gerardi, 2003; Willey et al., 2008). Metanogener har en längre tillväxttid och är betydligt känsligare för miljöstörningar såsom ph-förändringar, temperatursvängningar och förekomst av inhiberande föreningar såsom tungmetaller eller organiska föreningar som exempelvis aromatiska föreningar (Mata-Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009). De har också tillväxtoptimum vid ett högre ph-intervall än övriga grupper (Björnsson et al., 2010). Detta gör att det metanbildande steget många gånger är det hastighetsbestämmande steget för hela nedbrytningsprocessen. De metanogena mikroorganismerna kan bara använda sig av ett fåtal substrat för metabolism, däribland acetat, vätgas, koldioxid, metanol och format (Björnsson et al., 2010). Metanogenerna kan delas in i två undergrupper beroende på vilket substrat de använder sig av. Den dominerande gruppen kallas acetotrofa metanogener och använder sig av 7 7

19 acetat som substrat. Den andra gruppen kallas hydrogenotrofa metanogener och använder sig huvudsakligen av vätgas och koldioxid som substrat. Acetat står normalt för majoriteten av den bildade biogasen vid anaerob nedbrytning (Mata-Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009). 1.2 Processparametrar för rötningsprocessen Biogasprocessen är en känslig biologisk process som kräver att omgivningsfaktorerna måste anpassas efter ingående arter av mikroorganismer för att processen ska kunna fortgå optimalt. De individuella arterna av mikroorganismer har skiljda tillväxtoptimum och processoptimum ligger således i det område där överlapp sker mellan de individuella arternas tillväxtkrav. Uppehållstid (HRT) Davis et al. (2009) definierar uppehållstiden, eller den hydrauliska retentionstiden (HRT), som den teoretiska genomsnittliga tid inmatat substrat upplöst i vätskefasen stannar i rötkammaren under kontinuerlig drift. De påpekar att i verkliga situationer kommer uppehållstiden variera från den teoretiska pga skillnader i densitet, temperatur samt icke-ideal omrörning och liknande störningar. Utöver detta nämner både Gerardi (2003) och Jarvis et al. (2009) att volymen på vätskefasen i en biogasreaktor varierar till följd av att organiskt material i fast och flytande form omvandlas till biogas vilket påverkar uppehållstiden. Typiska värden på HRT, enligt Jarvis et al. (2009), är minst 15 dygn för en mesofil process och 12 dygn för termofil process då anaerob nedbrytning generellt går hastigare vid en högre temperatur. Temperatur Den optimala tillväxttemperaturen för de olika arterna av mikroorganismer i biogasprocessen varierar men det finns intervall inom vilka optimal temperatur för biogasprocessen ligger. Både Jarvis et al. (2009) och Mata-Alvarez (2003) identifierar de vanligaste intervallen som mesofil samt termofil temperatur, dvs. runt 35 C respektive runt 55 C. Dessa visas nedan i figur 3 som även visar relativ nedbrytningshastighet vid de olika temperaturerna. Jarvis et al. (2009) nämner även att för samtliga intervall gäller att den temperatur som ger högst tillväxthastighet ligger nära den maximala temperatur som de ingående arterna tål utan att drabbas av celldöd. 8 8

20 Figur 3 Temperaturintervall för anaerob nedbrytning med relativ nedbrytningshastighet (Rate of the AD process) på Y-axeln och temperatur i Celcius på X-axeln. Optima för mesofiler är runt 35⁰C och för termofila runt 55⁰C och visas både med en streckad linje. Bild med tillåtelse från Mata-Alvarez (2003). Mikroorganismer är även känsliga för temperaturfluktuationer och förändringar på bara några grader kan orsaka inhibering hos vissa anaeroba mikroorganismer, framförallt hos metanogener som är känsligare än övriga grupper av mikroorganismer (Gerardi, 2003). Detta gör att metanproduktionen i biogasprocessen blir starkt beroende av att temperaturen hålls relativt stabil (Gerardi 2003). För mesofiler bör temperaturfluktationer inte variera mer än 2-3 grader Celsius per dag medan för termofiler, som är betydligt känsligare för snabba temperaturförändringar, bör variationer ligga under en grad Celsius per dag (Gerardi, 2003). När det gäller skillnader mellan mesofilt och termofilt temperaturintervall så finns det både för och nackdelar med båda. Termofil temperatur ökar tillgängligheten av organiska molekyler eftersom löslighet i vatten generellt ökar med temperaturen. Lösta enskilda partiklar medför mer yta på vilken mikroorganismer kan angripa det organiska materialet vilket medför att nedbrytningshastigheten ökar (Jarvis et al., 2009). Enligt Gerardi (2003) är den mikrobiella aktiviteten under anaerob nedbrytning 25-50% högre under termofil temperatur jämfört med mesofil temperatur. Detta medför att uppehållstiden, HRT, kan hållas lägre för en termofil process då nedbrytningen av organiskt material går snabbare (Jarvis et al., 2009). En lägre uppehållstid innebär mindre reaktorvolymer vilket kan vara fördelaktigt vid konstruktion av rötkammaren. Rötning vid mesofil temperatur har andra fördelar. Både Gerardi (2003) samt Jarvis et al. (2009) hävdar att det är fler arter av mikroorganismer närvarande i en mesofil process än i en termofil vilket ger en stabilare process i och med att den högre artvariationen gör processen robustare mot miljöförändringar. Mesofila processer har också dokumenterats ha en 9 9

21 högre nedbrytningsgrad av vissa organiska föreningar vilket skulle kunna bero på den högre artrikedomen (Gerardi 2003; Jarvis et al., 2009). Torrsubstanshalt (TS) & Glödförlust (VS) Enligt vedertagen standard presenterad av Tchobanoglous et al. (2003) är torrsubstanshalt, eller total solids, (TS) den massa som kvarstår efter att ett avfallsvattenprov har torkats vid 105⁰C i 24 timmar. TS är alltså ett mått på massan föreningar som är närvarande i ett vattenprov. Av dessa föreningar är glödförlust, eller volatile solids, (VS) den massa som förloras genom förbränning av ett TS-prov vid 550⁰C i 2 timmar. Denna massa antas bestå av nästan uteslutande organiska ämnen, dvs. substrat för mikroorganismerna, och parametern VS-halt används därför för att avgöra den organiska belastningen till biogasprocessen. Organisk belastning (OLR) Begreppet organisk belastning, eller det engelska organic loading rate, (OLR), innebär den massa organiskt material som matas in i rötkammaren per volym- och tidsenhet. Belastningen beräknas med hjälp av substratets TS- respektive dess VS-halt och anges i kg VS/(m 3 dygn). Vid uppstart av en biogasprocess ligger belastningen initiellt lågt, så att mikroorganismerna kan anpassa sig till det aktuella substratet, för att sedan öka successivt till den önskade belastningen. Vilken belastning ett system tål beror på vilket substrat som rötas men generellt kan sägas att termofila processer tål en högre organisk belastning än mesofila (Jarvis et al., 2009). Dock så kan för hög OLR med t.ex. fett- och proteinrika substrat orsaka problem med bildning av ytskikt eller fettsyreackumulering som kan leda till inhibering (Jarvis et al., 2009). En väl fungerande biogasprocess har vid mesofila förhållanden normalt en belastning på 2-3 kg VS/(m 3 dygn) medan en termofil process ofta körs vid 4-5 kg VS/(m 3 dygn) (Jarvis et al., 2009; Tchobanoglous et al., 2003). Utrötningsgrad Hur mycket av det organiska materialet som bryts ned under anaerob nedbrytning benämns utrötningsgrad. Ju högre utrötningsgrad desto mer organiskt material har alltså omvandlats till biogas, dock är det sällan ekonomiskt att uttnyttja ett substrats fulla biogaspotential då det skulle kräva långa uppehållstider och därmed stora reaktorvolymer. Välfungerande processer har en utrötningsgrad mellan 50-70% VS-reduktion (Jarvis et al., 2009; Tchobanoglous et al., 2003). Omrörning Omrörning i en kontinuerlig reaktor har flertalet positiva effekter på biogasprocessen. Bland annat skapar det en jämn temperaturfördelning i rötkammaren och förhindrar sedimentering. Omrörning ger även en homogen fördelning av mikroorganismer och substrat vilket innebär att de i större utsträckning kan komma i kontakt med varandra. Enligt Jarvis et al (2009) är sådan homogen fördelning framförallt viktigt för hydrolysen då mikroorganismerna i denna måste vara i kontakt med substratet för att kunna klyva det. Vidare hävdar Jarvis att en ökad homogenisering är även viktigt för det syntrofiska samarbetet mellan metanogener och acetogener kring 10 10

22 koncentrationen av vätgas. Också problem med skumbildning, dvs. när substrat klumpar ihop sig på ytan i biogasreaktorn vilket medför försämrad kontakt mellan substratet och mikroorganismerna, kan motverkas genom omrörning hävdar Jarvis, vilket även stöds av Gerardi (2003). ph De flesta mikroorganismer trivs bäst runt ph 7, dvs. neutralt ph-värde, men det finns arter inom biogasprocessen som har optima vid högre eller lägre ph-värden (Davis et al., 2009). Två exempel är grupperna acidogener, som generellt trivs i surare miljöer, och metanogener vilka har ett optima i en mer basisk miljö. Särskilt metanogener är känsliga för låga ph och inhiberande nivåer har rapporterats ligga under ph med en total inhibering vid ph 5.5 (Henze et al., 2002; Jarvis et al., 2009; Min et al., 2005; Tcobanoglous et al., 2003; Willey et al., 2008). En stabil biogasprocess bör ha ett nära neutralt ph-värde i intervallet vilket ger alla grupper av mikroorganismer en acceptabel tillväxthastighet (Gerardi 2003; Jarvis et al., 2009; Mata- Alvarez 2003; Tcobanoglous et al., 2003). ph-nivån påverkas starkt av den höga CO 2 -halten i biogas, men även av fettsyre- och ammoniakkoncentrationerna (Mata-Alvarez 2003). Alkalinitet Alkalinitet är ett mått på processens buffrande förmåga mot ph-förändringar och beror på koncentrationen av alkaliska, dvs. basiska, joner. I ph-intervallet 6-8 där biogasproccesen oftast sker utgörs alkaliniteten främst utav karbonat- och bikarbonatjoner (Davis et al., 2004; Willey et al., 2008). Ju högre alkalinitet i systemet desto större buffrande förmåga har det, vilket därmed främjar en stabil biogasprocess (Gerardi, 2003). Sjunkande alkalinitetsnivåer kan tyda på processinstabilitet och uppstår vanligtvis vid uppstart, överbelastning eller om mikroorganismerna utsätts för inhiberande ämnen (Jarvis et al., 2009). Typiska värden för alkalinitet i biogasprocessen är mg CaCO 3 /L (Gerardi, 2003; Heo et al., 2004; Mata- Alvarez, 2003; Tcobanoglous et al., 2003). 1.3 Sammansättning av substrat och dess behandling i rötningsprocessen Substratet, det organiska materialet som matas in i processen, fungerar som energikälla för de mikroorganismer som närvarar i rötningsprocessen och vilka substrat som rötas påverkar därmed dess stabilitet, hur stor mängd biogas som produceras samt gasens sammansättning (Mata- Alvarez 2003; Jarvis et al., 2009). En stor källa till substrat för biogasproduktion är avloppsslam från avloppsreningsverk (ARV) (Jarvis et al., 2009). Avloppsslam består oftast av lättnedbrytbart primärslam, dvs. slam från det primära reningssteget på avloppsreningsverk och mer svårnedbrytbart bioslam slam från de biologiska reningsstegen (Stålhandske 2011d). Att avloppsslam är en stor substratkälla för biogasproduktion kan anas då man studerar figur 4 nedan som visar fördelning av organiskt avfall i Malmö. Där är det även intressant att notera att källsorterat matavfall (source-sorted organic fraction of municipal solid waste = SSOFMSW) utgör ungefär en fjärdedel av allt organiskt avfall

23 Figur 4 Diagram över VS-fördelning av organiskt avfall i Malmö. Noterbart är andelarna avloppsslam och källsorterat matavfall från hushåll. Med tillåtelse från Davidsson et al. (2007b) Beroende på dess sammansättning har substrat olika metanpotential, dvs. hur stor mängd metan de producerar vid anaerob nedbrytning (Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Den teoretiska metanpotentialen kan bestämmas genom beräkning utifrån substratets sammansättning av specifika grundämnen (kol, väte, kväve och syre) eller beståndsdelar såsom kolhydrater, fetter och proteiner (Angelidaki, 2002; Jarvis et al., 2009). Det är viktigt att hålla i åtanke att beroende på utifrån vilken sammansättning man utgår ifrån vid beräkning av den teroetiska metanpotentialen så kan resultaten skilja sig avsevärt. Detta kan ses i tabell 1 nedan där Jansen et al. (2004) använt sig av båda beräkningsmetoderna för två skilda prover av kvarnmatavfall och där värdena i ena fallet sammanfaller väl med varandra men där det i det andra fallet är en ansenlig skillnad. Den teoretiska metanpotentialen kan därför mer ses som en fingervisning om hur mycket metanproduktion som kan förväntas

24 Tabell 1 Teoretiska metanpotentialer (BMP) för kvarnmatavfall beräknade på beståndelar respektive grundämnessammansättning. Från studien av Jansen et al. (2004). Teoretisk BMP baserat på beståndsdelar (Nm 3 CH 4 /ton VS) Teoretisk BMP baserat på grundämnessammansättning (Nm 3 CH 4 /ton VS) Substrat Kvarnmatavfall Kvarnmatavfall 2 Nedan kommer en närmare beskrivning av beståndsdelarna fett, protein och kolhydrater göras och hur de inverkar på en rötningsprocess. I tabell 2 nedan presenteras värden på metanpotential för fett, kolhydrater samt protein baserat på generaliserade grundämnessammansättningar. Värt att notera är fetters relativt höga metanpotential. Dock så avgörs hur lämpligt ett substrat är för att rötas inte enbart av dess sammansättning av grundämnen eller fetter, kolhydrater och protein. Hänsyn måste även tas till bland annat hur substraten behandlas, om de rötas tillsammans med andra substrat och vilka föreningar som faktiskt utgör beståndsdelarna, t.ex. så är kolhydraten hemicellulosa extremt svårnedbrytbar trots att kolhydrater generellt har en hög metanpotential (Jarvis et al., 2009). Tabell 2 Generell metanpotential för fetter, protein och kolhydrater (Angelidaki, 2002). Teoretisk Metanpotential (Nm 3 CH 4 /ton VS) Fett 1014 Protein 496 Kolhydrater 415 Fetter är ett samlingsnamn för molekyler ingående i gruppen lipider och i biogasprocessen förekommer de oftast i form av triglycerider, dvs. estrar sammansatta av glycerol och tre fettsyror (Willey et al., 2008; Fernández, 2005). Fetter används för energilagring hos levande organismer, något som återspeglas i deras höga metanpotential i tabell 2 ovan. Substrat som innehåller höga andelar fett är t.ex. slakteriavfall, avfall från mejeri, restaurang- samt fettavskiljarslam (Jarvis et al., 2009; Jansen et al., 2004). Av tabell 2 att döma är fettrika substrat mycket önskvärda i en biogasprocess då metanproduktionen teoretiskt ökar med en förhöjd andel VS från fett men det finns en baksida med den höga metanpotentialen också. Vid rötning av substrat med hög andel fetter kan dock ett överskott av fettsyror produceras vilket ger problem med bildning av ytskikt, dvs. när material klumpar ihop sig vid ytan av rötkammaren. Protein består utav långa kedjor av aminosyror och i biogasprocessen bryts proteiner ned till aminosyror eller peptider i hydrolysen (Gerardi 2003; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Dessa bryts i senare steg ned ytterligare och som en biprodukt bildas då ammoniak (NH 3 ) och 13 13

25 ammonium (NH 4 + ) som står i jämvikt med varandra (Mata-Alvarez 2003). Det största problemet med att röta proteinrika substrat står just i samband med frigörandet av ammoniak/ammonium under processen, något som behandlas i kapitlet om inhibering nedan. Substrat som vanligtvis är rika på protein är matavfall, slakteriavfall, etanoldrank samt gödsel från svin och höns (Jarvis et al., 2009). Kolhydrater är ett samlingsnamn för de olika sockerarterna, mono-, di- och polysackarider vilka utgör vanliga beståndsdelar i organiskt material (Gerardi, 2003; Willey et al., 2008). På grund av sockerarternas stora olikhet beter de sig mycket olika i biogasprocessen. Monosackarider, t.ex. glukos, bryts ned snabbt vilket är positivt så länge koncentrationen inte blir för hög vilket kan orsaka inhibering på grund av fettsyreackumulering (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009). Polysackarider är generellt sett mer svårnedbrytbara vilket gör att de måste vistas längre i rötkammaren för att producera lika mycket metangas per massaenhet som monosackarider. Ett viktigt undantag till detta är polysackariden stärkelse, vilken återfinns i potatis och ris, och som kan brytas ned snabbt under biogasprocessen (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009). De i växter vanliga polysackariderna cellulosa och hemicellulosa kan också vara mycket svåra att bryta ned på grund av sin svårlösliga struktur och sammanvävning med lignin (Jarvis et al., 2009; Mata- Alvarez, 2003). Substrat med en hög andel av dessa kräver ofta sönderdelning eller förbehandling för att kunna rötas effektivt (Carlsson et al., 2009; Izumi et al., 2010). Slutligen kan den aromatiska föreningen lignin nämnas. Det är en vanlig förening i växter som gör växtmaterial svårnedbrytbart genom att bilda stora polymerer kring cellulosa och hemicellulosa. Detta gör att hydrolysen i rötprocessen går mycket långsamt och det tar lång tid att spjälka cellulosan och hemicellulosan för vidare nedbrytning, lignin själv bryts enbart ner under aeroba förhållanden (Mata-Alvarez, 2003; Willey et al., 2008). Matavfall som substrat i rötprocessen Matavfall är ett organiskt avfall med mycket varierande sammansättning beroende på insamlingsplats och tid på året (Jarvis et al., 2009). Ofta så lämpar det sig väl för biogasrötning då det är energirikt och innehåller en lämplig blandning av fetter, proteiner, kolhydrater, snabbtoch långsamt nedbrytbart material samt de spårämnen som mikroorganismerna behöver (Jarvis et al., 2009; Davidsson et al., 2008). Dock så kan matavfall ibland innehålla en för hög andel protein, vilket kan orsaka problem med för höga koncentrationer av ammoniak/ammonium, eller för mycket fetter vilket kan orsaka ytskiktsbildning genom aggregering av materialet i rötkammaren. En studie gjord på rötning av matavfall visade att det är lättnedbrytbart och därmed kan resultera i ackumulering av fettsyror om man inte buffrar processen eller samrötar matavfallet med mer svårnedbrytbart material som exempelvis trädgårdsavfall (Abdulkarim et al., 2010). För källsortering av matavfall finns det olika typer av insamlings- och förbehandlingsmetoder. Den vanligast förekommande insamlingsmetoden i Skandinavien är insamling i påse, antingen papper eller plast (Davidsson et al., 2007), men på senare år har man 14 14

26 även i mindre skala installerat köksavfallskvarnsystem (KAK-system) för insamling av matavfall från hushåll (Jansen et al., 2004; Davidsson et al., 2007) Behandling av substrat i rötprocessen Inom detta examensarbete kommer enbart den relevanta behandlingsmetoden sönderdelning samt tekniken att samröta substrat att behandlas. Börjar man med den senare så kan samrötning, dvs. att röta olika substrat tillsammans, ge en mängd fördelar. Främst kan icke optimala parametrar hos ett substrat förbättras genom att det blandas med ett substrat med andra egenskaper men samrötning kan också tillämpas för att minska justeringsbehovet av parametrar som TS, ph och alkalinitet (Mata-Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009). Att samröta substrat ger också en bredare sammansättning av näringsämnen vilket tillåter att flera olika arter av mikroorganismer kan växa i rötkammaren (Jarvis et al., 2009). Detta gör processen mindre känslig för fluktuationer då flera olika arter kan utföra samma steg i biogasprocessen och därmed kompensera för eventuella bortfall av mikroorganismer på grund av inhibering eller förändring i substratsammansättning (Jarvis et al., 2009). I vissa fall kan samrötning även öka metanproduktionen genom synergieffekter, dvs. mer metan produceras vid samrötning än summan av produktionen från de båda substraten då de rötas var för sig (Davidsson et al., 2008; Davidsson et al., 2007; Jansen et al., 2004; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez, 2003). Detta kan bero på att samrötade substrat innehåller fler essentiella spårämnen för mikroorganismernas tillväxt (Jarvis et al., 2009). I en undersökning av Jansen et al. (2004) samrötades avloppsslam med matavfall som behandlats med KAK-system, där man vid VS-förhållandet 4:1 mellan slam respektive matavfall fann att metanproduktionen var 10-15% högre, pga. synergieffekt, än produktionen från singelrötning av de båda substraten. Tyvärr gjordes i undersökningen ingen utvärdering av samrötning vid termofil temperatur. Kuglarz et al. (n.d.) utförde ett utrötningsförsök av matavfall och avloppsslam som visade att samrötning mellan de två substraten ökade utrötningsgraden jämfört med att röta substraten för sig. Behandlingsmetoden sönderdelning är av särskild vikt inom detta examensarbete då det är just så en köksavfallskvarn fungerar när den river matavfall. Sönderdelning innebär helt enkelt att substratet krossas eller rivs ned i mindre delar vilket kan medföra flera positiva effekter (Mata- Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009). Bland annat så ökar sönderdelning ration mellan yta och volym hos substratet vilket innebär att mikroorganismerna får större total yta att bearbeta substratet på (Jarvis et al., 2009). Framförallt är detta viktigt för de hydrolyserande mikroorganismerna och då hydrolysen är det hastighetsbestämmande steget i den anaeroba nedbrytningen kan sönderdelning minska tiden som krävs för rötning. Det kan också öka metanproduktionen genom att större utrötning av substratet hinner ske under samma uppehållstid (Mata-Alvarez, 2003; Jarvis et al., 2009). Dock så kan sönderdelning till alltför små partiklar medföra att det hydrolyserande steget går alltför hastigt jämfört med metanogenesen vilket kan leda till inhibering av processen genom ackumulering av fettsyror beskrivet under avsnittet inhibering nedan (Izumi et al., 2010)

27 Köksavfallskvarnar En metod för att sönderdela matavfall, som nämndes ovan, är köksavfallskvarnar (KAK). Dessa installeras vanligtvis direkt i hushållens vask och kvarnens utlopp leds sedan vidare till insamlingskärl eller avloppsnät. Det finns olika modeller av kvarnar men gemensamt för dem är att matavfallet sönderdelas genom att en roterande skiva i avfallskvarnen slungar materialet ut mot en rivare varefter det strimlade matavfallet, kvarnmatavfallet, leds ut ur kvarnen. Allt matavfall kan behandlas med KAK men svårigheter kan uppstå för deg, benrester och fiberrika material som ärt- och bönskidor (Lövstedt et al., 2002). Matavfallet har efter behandling en partikelstorlek på ca 3-5 mm och är, till skillnad från matavfall insamlat med påse som måste genomgå sortering för att få bort allt oönskat material såsom plast och metal, lämpligt att pumpas direkt in i rötkammaren (Aquateam, 2006; Jansen et al., 2004). Här kan matavfall insamlat i påse nämnas som jämförelse till matavfall insamlat med köksavfallskvarn. Det förstnämnda är en vanlig metod för att samla in matavfall i Sverige idag och matavfall insamlat i påse kräver behandling som till exempel skivsikt, skruvpress eller tryckpress där en viss del organiskt material går förlorat (Hansen et al., 2007). Utöver detta så ger dessa två insamlingsmetoder även stora skillnader i torrhaltsammansättning, där insamling med köksavfallskvarn ger matavfall med högre andel vätska och fett då dessa sköljs ned i avfallskvarnen men inte sorteras ut i papperspåse (Jansen et al., 2004; Davidsson 2011a). Figur 5 och 6 Bild på köksavfallskvarn monterad i diskho respektive foto på avfallskvarn. (Bild med tillåtelse från Aquateam AS). En norsk sammanställning av nordiska undersökningar kring KAK, gjord av företaget Aquateam (2006) fastställer att ca två tredjedelar av ett hushålls matavfall behandlas med köksavfallskvarn efter installation där resterande andel går till restavfall. De menar också att problem med råttor och andra skadedjur minskar med systemet då sopor inte längre mellanförvaras i sopkärl samt att malt köksavfall inte lockar till sig dessa djur. Ett exempel på problem som kan uppstå med 16 16

28 köksavfallskvarnar är att nedbrytning av materialet börjar i ledningsnätet om det är för dåligt flöde eller lång transportsträcka till avloppsreningsverket. Detta kan i så fall ge upphov till illaluktande och korroderande svavelgaser (Aquateam, 2006). Ett problem som kan uppstå när kvarnmatavfallet förvaras i lagringstank inför hämtning är att en del av organiska materialet i avfallet kan gå förlorat genom nedbrytning (Davidsson 2011a). Tidigare studier på rötning av matavfall Många studier över metanproduktion från rötning av matavfall återfanns inom litteraturstudien i detta examensarbete och värdena från relevanta studier återges i tabellerna nedan. Här skiljs det på värden för metanpotential, dvs. värden som tagits i fram i satsvisa utrötningsförsök, och de för metanproduktion som tagits fram genom kontinuerlig rötning av substrat i reaktorer som gjort för att efterlikna processen vid större anläggningar som vid reningsverk. Dessa senare värden är alltså mer lika de som kan förväntas i storskalig drift medan metanpotentialer säger mer om eventuella skillnader mellan insamlingsmetoder, behandlingsmetoder och rötning vid olika temperaturer. Man bör också hålla i minne medan man använder sig av tabellerna att matavfall, som nämnt ovan, är ett substrat som varierar i sammansättning och därför kan ge olika metanproduktion på grund av detta. Tabell 3 Medelvärden för metanpotentialer från utrötningsförsök av matavfall med olika insamlingsmetoder och behandling. n.d. no data, uppgifter saknas. Insamlingsmetod Behandling Metanpotential (Nm 3 CH 4 /ton VS) Temperatur ( C) Källa Diskho Avfallskvarn Lövstedt et al. (2002) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Papperspåse+ Tryckpress Jansen et al. (2004) vakumsug Papperspåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastspåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Källsorterat n.d Zhang et al. (2007) 17 17

29 Tabell 4 Erhållna värden på metanproduktion från kontinuerliga försök av rötning av matavfall med olika insamlingsmetoder och behandling. Insamlingsmetod Behandling % Matavfall Temperatur ( C) Metanproduktion (Nm 3 CH 4 /ton VS in ) Källa Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Papperspåse+ Tryckpress Jansen et al. (2004) vakumsug Papperspåse+ Tryckpress Jansen et al. (2004) vakumsug Papperspåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Papperspåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Simulerat matavfall Labbmixer Heo et al. (2004) 1.4 Föreningar som kan inhibera rötprocessen Föreningar som negativt påverkar mikroorganismers tillväxt inhiberar dem och i en biogasprocess visar sig detta oftast genom minskning av metanproduktionen eller ackumulering av organiska syror (Chen et al., 2008). Eftersom varje biogasprocess är unik i sin sammansättning av arter av mikroorganismer och tillväxtmiljö finns det naturligtvis stora skillnader i när en förening blir inhiberande. Signifikanta skillnader kan t.ex. bero på substrat, ymp, miljöförhållanden och acklimatiseringstid (Banks et al., 2008; Chen et al., 2008). Detta är något som återspeglas i uppmätta värden på inhibering i litteraturen som ofta kan variera mycket. Generellt kan dock sägas att metanogenerna anses vara den känsligaste gruppen mikroorganismer i den anaeroba nedbrytningen samt att de vanligast inhiberande ämnen för processen är ammoniak, vätesulfid, fettsyror och metaller (Chen et al., 2008). Nedan presenteras några inhiberande föreningar närmare. Vätesulfid Sulfat (SO 4 2- ) och sulfit (SO 3 2- ) är vanligt förekommande i många avloppsvatten och har en positiv inverkan på biogasprocessen vid låga koncentrationer då svavel är ett essentiellt mikronäringsämne för metanogener (Gerardi, 2003). Molekylerna sulfat och sulfit används som elektronmottagare av sulfatreducerande bakterier (SRB) då de bryter ned organiskt material och omvandlas då till den inhiberande gasen divätesulfid (H 2 S), hädanefter kallad vätesulfid (Gerardi 2003; Tchobanoglous et al., 2003). Vätesulfid kan även bildas vid fermentation av svavelinnehållande aminosyror såsom cystein och metionin (Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009). Exakt hur vätesulfidinhibering går till förklaras lite olika i publicerad litteratur men går ut på att vätesulfid stör metabolismen hos mikroorganismer, och framförallt då de känsliga metanogenerna (Chen et al., 2008; Gerardi 2003). Både Gerardi (2003) och Chen et al. (2008) är 18 18

30 ense om att det endast är den oladdade föreningen vätesulfid (H 2 S) som, löst i vätskefasen i reaktorn, kan diffusera genom cellmembranet och därmed både tas upp som näringsämne och eventuellt orsaka inhibering. Gerardi (2003) menar att vätesulfid är inhiberande genom att föreningen vid för höga koncentrationer osakar utfällning av spårämnen och stör metabolismen hos framförallt metanogener men även andra grupper av mikroorganismer. Chen et al. (2008) har en mer utförlig förklaring som går ut på att vätesulfid, efter att ha diffuserat in i cellens cytoplasma, denaturerar protein genom att bilda sulfid- eller disulfidbindningar mellan polypeptider vilket i sin tur stör metabolismen. Inhiberande nivåer har visats ligga mellan 50 mg- 400 mg H 2 S/L (Chen et al., 2008; Gerardi 2003; Henze et al., 2002; Tchobanoglous et al., 2003). Utöver att vätesulfid är inhiberande konkurerar SRB dessutom med metanogener om substrat och förhindrar därmed tillväxtmöjligheterna för de senare, något som leder till en försämrad biogasproduktion (Chen et al., 2008; Gerardi, 2003; Henze et al., 2002; Tchobanoglous et al., 2003). Avslutningsvis kan det också nämnas att gasen vätesulfid lätt känns igen på sin illaluktande doft och dessutom är kraftigt korrosiv mot metall (Chen et al., 2008; Gerardi 2003; Jarvis et al., 2009; Tchobanoglous et al., 2003). Ammoniak/Ammonium Ammoniak (NH 3 ) och dess jonform ammonium (NH 4 + ) står i temperatur och ph-beroende jämvikt med varandra vilket visas i figur 7 nedan. Båda molekylerna bildas genom nedbrytning av aminogrupper i proteiner. I låga koncentrationer är ammoniak och ammonium positiva för biogasprocessen. Då koncentrationerna stiger, t.ex. om biogasprocessen matas med ett proteinrikt substrat, kan ammoniak dock vara inhiberande. Chen et al. (2009) förklarar att mikroorganismerna inhiberas genom att den oladdade ammoniakmolekylen transporteras genom cellmembranet och det intercellulära ph-värdet där får molekylen att omvandlas till ammonium. Detta konsumerar cellens vätejoner, vilket leder till ph-förändring i cellen och inhiberar mikroorganismens tillväxt. Vidare förklarar Chen, och detta menar även Jarvis et al. (2009), att metanogener är den känsligaste gruppen av mikroorganismer mot ammoniakinhibering och alltså drabbas först vid stigande koncentrationer. Både Gallert (1997) och El Hadj (2009) visade att termofila processer tolererar dubbelt så höga nivåer av ammoniak utan att inhiberas än mesofila processer

31 Figur 7 Förhållande mellan ammoniak/ammonium beroende av ph och temperatur (Fricke et al., 2007). Med tillstånd från Elsevier Limited genom Copyright Clearance Center. Ammoniak är den form som verkar inhiberande på mikroorganismer men då den förekommer med sin jonform och dessa står i temperatur och ph-beroende jämvikt med varandra så kan inhiberande nivåer anges i både ammoniak och ammonium. Det förstnämnda ammoniak är då oftast inhiberande vid betydligt lägre koncentrationer än ammonium (El Hadj et al., 2009; Gallert et al., 1997; Jarvis et al., 2009). Halter på mg NH 3 /L har visats orsaka inhibering (Chen et al., 2008; Gallert et al., 1997; Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009; Tchobanoglous et al., 2003). När det gäller ammonium har nivåer mellan mg NH 4 + -N/L visats vara inhiberande, medan koncentrationer på över 3000 mg NH 4 + -N/L förekommer mer ofta i litteraturen (Chen et al., 2008; El Hadj et al., 2009; Gallert et al., 1997; Gerardi, 2003; Jarvis et al., 2009; Tchobanoglous et al., 2003). Här bör det också nämnas att Jarvis et al. (2009) hävdar att acklimatiseringstid, alltså den tidsrymd under vilken förändringar sker, är av stark betydelse för vilka nivåer av ammoniak och ammonium som är inhiberande för biogasprocessen. Lättflyktiga fettsyror (VFA) Under biogasprocessen bryts fetter ned till glycerol och fettsyror. Fettsyrorna delas beroende på antal kolatomer i deras kedja in i långkedjade fettsyror, kallade long chain fatty acids (LCFA), och lättflyktiga fettsyror vilka också benämns volatile fatty acids (VFA). Gerardi (2003) förklarar att VFA verkar inhiberande genom att de ackumuleras till sådana nivåer att de sänker ph under livskraven för närvarande mikroorganismer. En sådan ackumulering, förklarar Gerardi, sker vanligtvis pga en ökning av den organiska belastningen (OLR). Den vanligast förekommande VFA i biogasprocessen är ättiksyra och dess korresponderande jonform acetat, som vanligtvis utgör ca 85% utav de närvarande VFA (Gerardi, 2003). För en stabil process ska halten acetat helst ligga på motsvarande mg/l (Gerardi, 2003; Mata- Alvarez, 2003). Både Gerardi (2003) och Mata-Alvarez (2003) anger propionsyra som en kraftigt inhiberande VFA och denna används därför ofta som en indikator över processtabilitet. Enligt 20 20

32 Mata-Alvarez (2003) är en koncentration av propionsyra över 3000 mg/l klart inhiberande och kan leda till processhaveri. Dock understryker Mata-Alvarez att hastigheten med vilken koncentrationen av fettsyror förändras är en minst lika viktig indikator på processinstabilitet som den absoluta koncentrationen. För att få en uppfattning om normala värden av fettsyror kan det nämnas att Heo et al. (2004) utförde kontinuerliga rötningsförsök vid 35⁰C i labbskala där olika blandningsratios, baserade på VS-halt, mellan matavfall och avloppsslam användes. Under försöken detekterades koncentrationer av VFA motsvarande mg Acetat/L vid blandningsratio 70:30 mellan matavfall och avloppsslam och mg Acetat/L vid blandningsration 90:10. Ingen av dessa försök visade tecken på VFA-inhibering. Långkedjade fettsyror (LCFA) Långkedjade fettsyror (LCFA) innehåller mellan 8-18 kolatomer och strukturen hos flertalet påminner om lipiderna i cellväggen hos acetoklastiska bakterier och metanogener (Gerardi, 2003). Under anaeroba förhållanden bryts LCFA ned långsamt och en koncentration på millimolar kan leda till inhibering av acetogener och metanogener. Den huvudsakliga mekanismen för en sådan inhibering är adsorbering av ytaktiva LCFA på cellmembranet med en påföljande minskning av membranpotentialen som försvårar att transporten av näringsämnen till cellen (Chen et al., 2008; Stabnikova et al., 2005; Fernández et al., 2005; Jarvis et al., 2009). När sådan adsorbering sker förlorar cellmembranet även sin förmåga att skydda cellen vilket har påvisats kunna orsaka permanent inhibering av metanogener (Jarvis et al., 2009). De mest problematiska långkedjade fettsyrorna är laurinsyra, kapronsyra, myrsyra och oljesyra (Gerardi, 2003). Vid eventuell ytskiktsbildning dras de mikroorganismer som har adsorberade fettsyror på cellmembranet lättare med, vilket leder till urtvättning av mikroorganismer ur systemet (Chen et al., 2008; Fernández et al., 2005; Jarvis et al., 2009). Chen et al. (2008) sammanställde studier som visade att vissa LCFA medför en kraftigare inhibering i närvaro av varandra, dessutom visades det i studierna att termofiler är känsligare för fettsyror än mesofiler på grund av skillnader i cellmembranen. Avfall med höga halter av LCFA är hushålls-, växtoljeindustri- och slakteriavfall (Gerardi, 2003). Tungmetaller Både Gerardi (2003) och Jarvis et al. (2009) hävdar att tungmetaller är inhiberande i sin elementform, dvs. som enskilda atomer, och inhiberar mikroorganismer genom att jonbinda sig vid aktiva fickor i de extracellulära enzym mikroorganismer har utanför sina cellmembran. Detta gör att enzymerna därmed mister sin katalyserande förmåga och mikroorganismernas tillväxt försämras. I gruppen tungmetaller ingår ämnen såsom bly, kvicksilver och kadmium, men även livsnödvändiga metaller som järn, zink koppar, krom, mangan, molybden, nickel och selen (Chen et al., 2008). Gerardi (2003) nämner att kadmium och zink har visats vara inhiberande vid koncentrationer av 0.02 mg/l Cd respektive 5-20 mg/l Zn

33 22 22

34 2. Rötförsök av kvarnmatavfall i laborations- och pilotskala 2.1 Inledning till rötförsök Inledningsvis skulle utrötningsförsök, det vill säga satsvis rötning i labbskala, genomföras för att undersöka metanpotential och nedbrytningshastighet av kvarnmatavfallet. Det var även för avsikt att undersöka om det förekom några svårigheter med att röta kvarnmatavfallet, såsom utebliven metanproduktion eller lagfas, dvs. en fördröjd start av nedbrytningsprocessen. Detta skulle i sin tur ge indikationer på vilka värden som skulle kunna väntas då försöken senare skalades upp till det mer tidskrävande kontinuerliga rötförsöket och därmed användas för att formulera försöksuppställningen kring detta tillsammans med litteraturstudien. Då litteraturstudien tidigt visade att det kan förekomma stora skillnader i sammansättning hos matavfall gjordes två utrötningsförsök vid olika tidpunkter på året för att se om det blev några större skillnader i metanproduktion vid olika insamlingstillfällen av kvarnmatavfallet. Försöken drevs under 48 dagar i november 2010 till och med januari 2011 respektive under 37 dagar i mars till och med april Efter det första utrötningsförsöket startades det kontinuerliga rötförsök vilket i sin uppställning närmare liknar hur rötningsprocesser bedrivs i stor skala, t.ex. på avloppsreningsverk, och ger därför mer användbara data om möjligheterna och potentialen från att samröta kvarnmatavfall och avloppsslam. Resultaten erhållna från det första utrötningsförsöket användes här tillsammans med litteraturstudien för att utforma försöksuppställningen. Försöket gick ut på att undersöka möjligheten att röta kvarnmatavfall vid termofilt temperaturförhållande både under samrötning med förtjockat avloppsslam och vid singelrötning samt att se till eventuella skillnader i metanproduktion mellan rötning vid mesofil och termofil temperatur för att resultaten sedan skulle användas för att besvara de frågeställningar som angavs i examensarbetets syfte. Det kontinuerliga försöket bedrevs i lokal på Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö, från den 24 januari till den 2 maj 2011 och hade totalt 100 försöksdagar. 2.2 Insamling och behandling av ymp och substrat till rötförsöken Till alla försök användes ymp för att starta upp försöken, det vill säga slam med hög aktivitet av anaeroba mikroorganismer från en aktiv rötningsprocess. I försöken hämtades termofil ymp från Kävlinge avloppsreningsverk (Kävlinge) som rötar primärslam, bioslam och kemslam från hushåll respektive industrier vid en temperatur på 50 C och en OLR på max 2,5 kgvs/(m 3 dygn) samt där ingående substrat brukar ha en VS-halt på 2,8% (Zaimovic 2011). Den mesofila ympen som användes hämtades från Sjölunda avloppsreningsverk (Malmö) som rötar primärslam och bioslam från hushåll vid 35 C och med en OLR på normalt 1,2 kgvs/(m 3 dygn) (Stålhandske 2011b)

35 Som substrat i försöken användes vid olika tillfällen kvarnmatavfall, förtjockat avloppsslam och cellulosapulver. Kvarnmatavfall som användes samlades in från Turning Torso i Malmö där köksavfallskvarnar installerats i anslutning till vask i ett flertal lägenheter. Detta kvarnmatavfall leds vidare ned till en sedimenteringstank under byggnaden och hämtades därifrån var fjärde vecka. Efter insamling så transporterades kvarnmatavfallet till lokal på Sjölunda ARV där det tappades upp i 5 L dunkar och frystes in. Inför använding togs sedan dunkar ut vid behov och tinades upp innan kvarnmatavfallet matades in till reaktorerna. Alla analyser på kvarnmatavfall är gjorda på det upptinade substratet. Förtjockat avloppsslam, som bestod av primärslam och bioslam, hämtades in var tionde dag från Sjölunda ARV och förvarades i kyl. Cellulosapulver användes som referens i utrötningsförsöken för att fastställa ympers kvalitet och var en blandning, 50:50 baserat på massa, mellan Microcrystallline Cellulose Powder från MP BioMedicals och Cellulose microcrystalline från FLUKA Sigma-Aldrich Biochemika. Det andra utrötningsförsöket startades den 21 mars 2011 och avslutades den 27 april 2011 och drevs alltså under 37 dygn. 2.3 Utrötningsförsök av kvarnmatavfall vid termofil och mesofil temperatur Två utrötningsförsök av kvarnmatavfall gjordes vid olika tidpunkter i examensarbetet. Uppställningen i de två utrötningsförsöken var i det närmaste den samma och därför presenteras uppställningen för det första utrötningsförsöket nedan varefter endast de detaljer som ändrades till det andra utrötningsförsöket presenteras. Den utrustning som användes vid uppställningen av utrötningsförsöken var ett Automatic Methane Potential Test System (AMPTS) från Bioprocess Control AB som registrerade och normaliserade metanproduktionen från respektive försöksprov till standardtryck och -temperatur (STP), dvs. 1 atm och 0 C. Utrustningen bestod utav 15 slutna 500 ml provflaskor med semikontinuerliga omrörare. Provflaskorna var kopplade till koldioxidfällor som skulle rena biogasen till ren metangas som därefter leddes vidare till mätceller som registrerade metanproduktionen. Alla dessa enheter var ihopkopplade med gummislang. Uppställningen av provflaskor baserades på AMPTS Method description Methane potential test, vilken återfinns i Appendix 2, och inkluderade utrötning av kvarnmatavfall och ymp, i en ratio av 40:60 baserat på VS-halt, vid både mesofil och termofil temperatur. Den inkluderade även blankflaskor med endast ymp vid båda temperaturer för att subtrahera mätbrus samt referens vid mesofil temperatur bestående av ymp och cellulosapulver för att avgöra ympens kvalitet och därmed försökets pålitlighet. För att få säkrare resultat sattes alla uppställningar i triplikat med undantag av den mesofila blanken som pga. brist på ymp endast sattes i par

36 Tabell 5 Uppställning samt benämning av flaskor i första utrötningsförsöket. Flaska Nr. Benämning Temperatur Innehåll 1-3 Termo Blank Termofil (55 C) Ymp (Kävlinge) 4-6 Termo Kvarnmatavfall Termofil (55 C) Ymp (Kävlinge) + Kvarnmatavfall 7-9 Meso Kvarnmatavfall Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) + Kvarnmatavfall Meso Blank Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) Meso Referens Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) + Cellulosapulver Innan utrötningsförsöket startades så hämtades termofil samt mesofil ymp från Kävlinge ARV respektive Sjölunda ARV samt kvarnmatavfall som samlats in från sedimenteringstanken kopplad till hushållen i Turning Torso. Den termofila samt mesofila ympen fick stå i 8 dagar vid 55⁰C respektive 37⁰C för att avgasas, vilket innebär att mikroorganismerna i ympen fortsätter att bryta ner kvarvarande organiskt material. Detta gjordes för att få en mindre inverkan från ympens egen biogasproduktion i försöket. Temperaturerna 37 C för mesofil rötning samt 55 C för termofil rötning baserades på uppställningarna från Gallert et al. (1997), Fernández et al. (2005) respektive Davidsson et al. (2007b). Vid försökets start placerades provflaskorna på en våg med två decimalers noggrannhet som fylldes med den beräknade massan ymp varefter substrat och destillerat vatten fylldes på för att uppnå den totala massan av 500 g. Därefter skruvades den kombinerade kork/omröraren fast och alla provflaskor gasades med kvävgas i en minut för att skapa en anaerob miljö. Slutligen kopplades provflaskorna ihop med mätutrustningen. Undersökning av TS och VS utfördes på substratet, ymparna och referensen innan start av utrötningsförsök och på försöksproverna efter avslutat försök. Utöver detta mättes vatten- och lufttemperaturer under veckodagarna under försöksperioden. Kvarnmatavfallet som användes i det första utrötningsförsöket lämnades in för analys av sammansättningen i dess beståndsdelar, kolhydrater, protein och fett. Utifrån dessa data beräknades den teoretiska metanpotentialen. Utrötningsförsökets alla beräkningar finns att tillgå i Appendix

37 Figur 8 Experimentuppställning av utrötningsförsöket. Längst till höger syns provflaskorna i de två vattenbaden, för termofil resp. mesofil tempertur, som är kopplade med slang till koldioxidfällorna som sedan är vidarekopplade till vattenbadet med mätceller. Längst till vänster i bild syns datorn som registrerade alla mätvärden. Uppställningen för det andra utrötningsförsöket var detsamma som för det första med följande undantag. Inget vatten sattes till försöksproverna för att undvika miljöförändringar, det vill säga för att inte späda ut proverna. Dessutom gjordes även en utvärdering av AMPTS-utrustningens koldioxidfällor för att fastställa hur väl de renade metangasen. Tillvägagångssätt och resultat från utvärderingen av koldioxidfällorna finns att tillgå i Appendix Erhållna data från utrötningsförsöken samt jämförande tabeller med metanpotentialer från relevanta studier I tabell 5 nedan presenteras medelvärdena för metanpotentialen från de båda utrötningsförsöken tillsammans med den teoretiska metanpotential för kvarnmatavfallet som baserades på analysen av kvarnmatavfallets beståndsdelar fett, protein och kolhydrater. Det ses tydligt att resultaten för de termofila rötningarna (Termo Kvarnmatavfall) överensstämde väl mellan de båda försöken då de skiljde sig med mindre än 4% från varandra. Vidare ligger metanpotentialerna för de termofila 26 26

38 rötningarna i båda fallen strax över den teoretiskt beräknade metanpotentialen. Metanpotentialerna för de mesofila rötningarna (Meso Kvarnmatavfall) i försöken skiljde sig mer från varandra, nästan 13%, där det i första försöket låg strax under det teoretiska, medan det låg över med ca 11% i det andra försöket. Tabell 6 Medelvärden för metanpotentialer (BMP) från de båda utrötningsförsöken av kvarnmatavfall samt den teoretiska metanpotentialen beräknad efter analys av kvarnmatavfallets beståndsdelar. Värdena är medelvärden från tre flaskor av rötning av kvarnmatavfall vid termofil temperatur (Termo Kvarnmatavfall), mesofil temperatur (Meso Kvarnmatavfall) samt rötning av cellulosa vid mesofil temperatur som referens (Meso Referens). Försök 1 (Nm 3 CH 4 /ton VS) Försök 2 (Nm 3 CH 4 /ton VS) Teoretisk BMP (Nm 3 CH 4 /ton VS). Meso Referens (Cellulosa) Meso Kvarnmatavfall Termo Kvarnmatavfall I figur 9 och 10 har medelvärdena av metanproduktionen för de mesofila och termofila rötningarna i försöken sammanställts grafiskt. För alla medelvärden har metanpotential från respektive blank subtraherats, för att kompensera för den metanproduktion som ympen bidragit med. Det framgår tydligt i båda graferna att det termofila försöket med kvarnmatavfall har en snabbare nedbrytningshastighet än det mesofila. Den något krokiga kurvan för de mesofila referenserna beror på att den subtraherade blanken inledningvis har haft en högre metanproduktion. Standardavvikelsen för var 50:e medelvärde har valts att visas i figurerna. I båda figurerna har kurvorna planat ut mot försökens slut vilket indikerar att det tillsatta organiska materialet i stort är nedbrutet. Utifrån lutningen på kurvorna i figur 9 och 10 kan även nedbrytningshastigheten avläsas, båda utrötningsförsöken visar på att nedbrytningshastigheten är högre vid termofil temperatur än vid mesofil

39 Figur 9 Ackumulerad metanproduktion mot tiden för första utrötningsförsöket där värdena för metanproduktion är medelvärdet från triplikaten av de mesofila respektive de termofila försöken med kvarnmatavfall samt de mesofila referenserna. Termo samt Meso Kvarnmatavfall är de termofila resp. mesofila försöken med kvarnmatavfall och Meso Referens är mesofila försöket med cellulosa. Staplarna visar standardavvikelse för var 50:e medelvärde. Figur 10 Ackumulerad metanproduktion mot tiden för andra utrötningsförsöket där värdena för metanproduktion är medelvärdet från triplikaten av de mesofila respektive de termofila försöken med kvarnmatavfall samt de mesofila referenserna. Termo samt Meso Kvarnmatavfall är de termofila resp. mesofila försöken med kvarnmatavfall och Meso Referens är mesofila försöket med cellulosa. Staplarna visar standardavvikelse för var 50:e medelvärde

40 Utrötningsgraden presenterad i tabell 7 nedan visar hur stor andel av det organiska materialet, VS, som brutits ner under försöken. Den stora standardavvikelsen för de termofila försöken med kvarnmatavfall beror på att i båda försöken har det varit en utav tripletterna som avvikit mycket från övriga två. Vidare fanns efter båda utrötningsförsökens slut att det bildats ett ytskikt, som kan ses i figur 11 nedan, i samtliga flaskor med kvarnmatavfall som rötats vid termofil temperatur. I det andra utrötningsförsöket fanns ett mindre ytskikt även i de termofila flaskor som rötats med enbart ymp. Dessa bestod troligtvis av organiskt och inorganiskt material som flockats till ytan på grund av adsorbering av långkedjade fettsyror i enlighet med vad Chen et al. (2008), Fernández et al. (2005) och Jarvis et al. (2009) hävdar. Detta kan också vara orsaken till varför de termofila flaskorna i försök två når en utrötningsgrad över 100% då det organiska material som klumpats vid ytan inte togs med i VS-analyserna. Det verkar dock inte ha påverkat metanpotentialerna i stort då båda försöken ger överenstämmande värden mellan rötning vid mesofil och termofil temperatur vilket talar för att klumpningen skedde långsamt och inte påverka nämnvärt under försökets första två veckor då majoriteten av biogas bildades. Utvärderingen av koldioxidfällorna hos AMPTS-utrustningen fastställde att de fungerade som utlovat av rening av biogasen. Resultat och grafer för denna utvärdering finns att tillgå i Appendix 4. Tabell 7 Utrötningsgrad baserad på nedbruten massa VS för de mesofila och termofila utrötningsförsöken med kvarnmatavfall samt för de mesofila referenserna. Uträkningarna för de termofila rötningarna av kvarnmatavfall i försök 2 visade på över 100% utrötningsgrad och presenteras därför inom parantes. Inom parantes efter utrötningsgraden står standardavvikelse. Försök 1 Utrötningsgrad (%) (s.d.) Försök 2 Utrötningsgrad (%) (s.d.) Meso Referens 102% (9%) 79% (9%) Meso Kvarnmatavfall 71% (1%) 70% (8%) Termo Kvarnmatavfall 75% (18%) (115%) (30%) 29 29

41 Figur 11 Klumpar av det ytskikt som bildats på ytan i de termofila försöksflaskorna. Här uthällda ur flaskorna och placerade bredvid linjal. Utvärdering av resultaten i utrötningsförsöken samt jämförelse med andra studier Metanpotentialerna från rötningen av cellulosa i utrötningsförsöken visas i tabell 8 nedan tillsammans med cellulosas teoretiska metanpotential och värdena från utrötning av det i andra studier. Det blir tydligt att metanpotentialerna överrenstämde väl med publicerad litteratur samt var rimliga i förhållande till den teoretiska metanpotentialen. Viss osäkerhet kan råda kring metanpotentialerna för rötning vid termofil temperatur då material hade klumpat ihop och bildat ytskikt i dessa flaskor. Detta var troligtvis orsaken till att beräkning av utrötningsgrad för det termofila testet i försök 2 visade på över 100% utrötning. Vid beräkningarna drogs utrötningen i blankflaskorna bort och den enda anledningen till en utrötningsgrad på över 100% är annars att rötning med kvarnmatavfall vid termofil temperatur medför en betydligt högre utrötning av ympen på grund av samrötningseffekter. Detta hölls för otroligt, framförallt då de andra flaskorna alla visade på betydligt mer sannolika utrötningsgrader. Eftersom metanpotentialerna hos termofilt och mesofilt temperaturförhållande var likvärdiga mellan försök 1 och 2 och utrötningsgraden för det mesofila i försök 1 och 2 även där var likvärdiga så antas klumpbildningen inte nämnvärt ha påverkat resultaten och metanpotentialerna från de två försöken ses därför som representativa. Tabell 87 Metanpotentialer för rötning av cellulosa från olika studier. Värdena för Rötförsök 1 och Rötförsök 2 är från detta examensarbete. Studie Teoretisk BMP (Nm 3 CH 4 /ton VS) Praktisk BMP (Nm 3 CH 4 /ton VS) Rötförsök Rötförsök Raposo et al. (2011) 350±29 Hansen et al. (2004) 379 Angelidaki, (2002)

42 Metanpotentialerna för rötförsöken av kvarnmatavfall har sammanställts tillsammans med data från liknande studier av matavfall i tabell 9 nedan. I tabellen anges insamlingsmetod och behandling samt medelvärden för de metanpotentialer som har fåtts vid undersökningarna. Den mest framstående skillnaden kan ses för medelvärdet hos de termofila utrötningsförsöken av kvarnmatavfall som ligger över samtliga resultat i tidigare studier, framförallt att det ligger 32% över medelvärdet från Jansen et al. (2004) som också använde sig av kvarnmatavfall som behandlats med köksavfallskvarn. För det mesofila utrötningsförsöket med kvarnmatavfall så sammanfaller resultaten väl med de som fåtts i studierna av Jansen et al., (2004) och Lövstedt et al., (2002), båda gjorda på kvarnmatavfall behandlade med köksavfallskvarn. Tabell 9 Medelvärden av metanpotentialer från utrötningsförsök av matavfall vid olika temperaturer samt deras insamlings- och behandlingsmetod. n.d. betyder att inga data erhölls. Insamlingsmetod Behandling Metanpotential (Nm 3 CH 4 /ton VS) Temperatur ( C) Källa Papperspåse Vakumsug Jansen et al. (2004) Papperspåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastspåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Källsorterat n.d Zhang et al. (2007) Diskho Avfallskvarn Lövstedt et al. (2002) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Detta examensarbete Diskho Avfallskvarn Detta examensarbete 31 31

43 2.4 Kontinuerligt rötförsök i pilotskala av kvarnmatavfall vid mesofil och termofil temperatur Litteraturstudien visade på stora skillnader mellan artiklarna i metod vid insamling och behandling av matavfall samt rötningsmetod vilket gjort det svårt att finna jämförbara data till uppställningarna i detta examensarbete. De mest relevanta studierna var Davidsson et al. (2007) och Jansen et al. (2004) vilka behandlade matavfall från hushåll som insamlats med köksavfallskvarn. I båda dessa studier lyckades man röta kvarnmatavfall under olika blandningsförhållanden vid mesofil temperatur men lyckades aldrig få någon process stabil vid termofil temperatur. Vidare visade litteraturstudien att problem med ammoniak- eller fettsyreinhibering kunde uppstå vid rötning av matavfall på grund av dess höga halt av protein och fett. Utrötningsförsöket visade däremot inga problem med att röta kvarnmatavfall. ph-analys visade att ingen av flaskorna hade gått sur och metanproduktionskurvorna visade inte heller tecken på svårigheter i form av lagfas, dvs. förskjuten uppstart, eller långsamma produktionshastigheter. Tvärtom visade resultaten en hög metanpotential för kvarnmatavfallet samt likvärdiga förhållanden mellan mesofil och termofil temperatur. Baserat på ovanstående information beslöts att det kontinuerliga rötförsöket skulle ha en försiktig uppstart då man gick över till kvarnmatavfall och att uppställningar med mindre andel kvarnmatavfall i förhållande till avloppsslam skulle inkluderas. Själva uppställningen bestod av tre stycken rötkammare för termofil rötning (55 C) samt två för mesofil rötning (37 C) för att kunna utvärdera rötning vid olika temperaturer. De specifika temperaturerna var baserade på försöken av Davidsson et al. (2007) respektive Gallert et al. (1997) och Fernández et al. (2005). I figur 12 och 13 ses en skiss av en reaktoruppsättning respektive en bild på en utav reaktorna i lokalen på Sjölunda ARV. Samtliga rötkammare hade en aktiv volym på 20 L, utrustning för uppvärmning, omrörare samt var kopplade till gasklockor för uppsamlande av biogas. Både rötkammare och gasklockor är mer utförligt beskrivna i Appendix

44 Figur 12 Skiss över en reaktor (Digester) till gasklocka (Gas collection tank). 1 Vattenkolonn för tryckavläsning, 2 Gasventil, 3 Ventil för utgående rötslam, 4 Inmatningtratt. Bild med tillåtelse från Davidsson et al. (2007). Figur 13 Foto över en reaktoruppställning på Sjölunda ARV. Monterad på reaktorn finns den elektriska omröraren och monterad på sidan av reaktorn syns termostaten

45 2.4.1 Metod för det kontinuerliga rötförsöket Försöket bedrevs på Sjölunda ARV, Malmö, från den 24 januari 2011 till den 2e maj samma år och hade totalt 100 försöksdagar vilka var uppdelade i tre faser. Dessa ses i figur 14 nedan och var, uppstart, kontinuerlig drift samt en avslutande utvärderingsperiod. Figur 14 Schema över det kontinuerliga rötförsöket. Överst försökets tre faser och under nämnvärda händelser under försökets gång. Uppstarten var den period under vilken reaktorerna startades upp och dess viktigaste syfte var att ge en försiktig övergång till kvarnmatavfall för att minska risken för de problem som identifierats i litteraturstudien. Vid uppstarten hälldes ymp ned i respektive reaktor i vilka uppvärmningsanordningen hade startats tidigare. Startvolymen ymp var 10 L per reaktor så att dessa sedan, när inmatning startade, inte skulle behöva tappas på reaktorslam de första dagarna medan reaktorn fylldes till den aktiva volym på 20 L som skulle behållas under resten försöket. Från och med den försöksdag reaktorerna fyllts med 10 L ymp matades reaktorerna med avloppsslam vid en låg organisk belastning (OLR) på 2,0 kg VS/(m 3 dygn) för att inte stressa populationerna av mikroorganismer. Denna ökades sedan stegvis under fem dagar med en hastighet av 0,15 kg VS/(m 3 dygn) tills den nådde en OLR på 2,8 kg VS/(m 3 dygn) som sedan behölls genom resten av uppstarten. Denna slutgiltiga organiska belastning baserades på uppställningarna i Jansen et al. (2004) och Davidsson et al. (2007). Efter den försöksdag då reaktorerna nådde en volym av 20 L började de tömmas på samma volym som matades in, dvs. en aktiv volym på 20 L behölls härifrån. Från och med försöksdag 18 byttes avloppsslam som substrat stegvis, under upptill 16 dagar, ut mot de belastningskvoter mellan kvarnmatavfall och avloppsslam som är angivna i tabell 9 nedan. Uppstarten avslutades försöksdag 33 då full övergång till belastningskvoten mellan kvarnmatavfall och avloppsslam 34 34

46 gjorts för alla reaktorer. Därefter vidtog den kontinuerliga driften. Utförligare information om uppstarten finns i Appendix 3. Tabell 10 Benämningar, temperatur och blandningskvoter (baserade på VS-halt) för de kontinuerliga reaktorerna. Reaktor Benämning Temperatur % Avloppsslam % Kvarnmatavfall R1 - Termo 0% KAK Termofil (55 C) R2 - Termo 20% KAK Termofil (55 C) R3 - Meso 0% KAK Mesofil (37 C) R4 - Termo 100% KAK Termofil (55 C) R5 - Meso 20% KAK Mesofil (37 C) Fasen med kontinuerlig drift startade försöksdag 34 och bedrevs till försöksdag 90. Under fasens första tre veckor, försöksdag 34-56, matades reaktorerna ej helgtid utan endast under vardagar. Dock så behölls den dagliga belastningen konstant för att inte stressa de nyligen uppstartade reaktorerna vilket innebar att utslaget över alla dagar i veckan så sjönk OLR till 2,0 kg VS/(m 3 dygn). Först efter försöksdag 56 matades reaktorerna återigen alla veckodagar vilket innebar att OLR utan övergång steg till 2,8 kg VS/(m 3 dygn). Den kontinuerliga driften pågick tills dess att alla reaktorer genomgått minst tre retentionstider (HRT) och således bytt ut, enligt formeln för uppehållstid i ideella omrörda kontinuerliga reaktorer (CSTR), 95% av reaktormaterialet från uppstarten till det i belastningskvoterna i tabell 10. Under hela den kontinuerliga driften så analyserades den bildade biogasen samt det utgående reaktorslammen (rötslammen). Analys på biogasen i gasklockorna innan nollställning av gasvolymer samt innan analyser på reaktorslam gjordes. Analys på biogasen utfördes dagligen och inkluderade temperatur, gastryck samt gassammansättning. Temperatur mättes i vattenbaden till gasklockorna med en termometer av märket Ama-digit ad 15th PRECISION (-40 till120⁰c) och gastryck avlästes genom okulär besiktning av vattenkolonnerna på gasklockorna varefter gasvolymer beräknades. Vid dessa beräkningar normaliserades gasvolymen från temperaturerna i gasklockornas vattenbad och atmosfärstrycket för Malmö stad, inhämtat från SMHI:s hemsida, till standardtryck och temperatur (1 atm, 0 C) enligt allmänna gaslagen. Gassammansättningen mättes med portabel gasmätare av märke SEWERIN SR2-DO vilken angav volymprocent CH 4, CO 2, O 2 samt ppm H 2 S. Först när gasvolymerna nollställts togs rötslam ut från reaktorerna för analys och detta skedde innan inmatning av substrat till reaktorerna. Uttaget rötslam fraktades i enliters plastbehållare med bil till labb på VA-teknik vid LTH för analys och total tidsrymd innan analys blev som högst två timmar. Rötslammet analyserades en gång per vecka för ammoniumkväve (NH 4 + -N) samt två gånger per vecka för total alkalinitet (TA) och koncentration av de lättflyktiga fettsyrorna (VFA) acetat och propionat. Proverna för analys av ammoniumkväve och VFA förbereddes genom att rötslammen från respektive reaktor centrifugerades vid rpm under 5 minuter i centrifug av märket Centronix (1236 V) och filtrerades sedan genom filterpapper med en filterhastighet på 10 ml/110 s och porstorlek 2-3 µm. För ammoniumkvävet späddes sedan 40 µl av respektive centrifugerat och filtrerat prov med 960 µl destillerat vatten varefter Dr.Lange ampuller LCK 303 användes för att fastställa koncentrationer (NH 4 + -N). Från detta beräknades sedan även ammoniakkoncentrationer. För 35 35

47 VFA-analys konserverades 0.9 ml centrifugerat prov med 0.1 ml tioprocentig fosforsyra. Koncentrationer av acetat och propionat fastställdes sedan genom analys i gaskromatograf av märket Agilent 6850 A (utrustad med en flame ionisation detector (FID) och en 25 m (längd), 0,32 µm (diameter), 0,5 µm (tjocklek) kolumn). Prov från reaktor 4, som matades med enbart kvarnmatavfall fick inför VFA-tester centrifugeras i totalt tio minuter då det fortfarande var alltför grumligt efter fem minuters centrifugering. Den totala alkaliniteten mättes på obehandlat rötslam och analyserna utfördes enligt europeisk standard EN ISO med undantagen att en 0,5 M saltsyrelösning istället för en på 0,05 M användes samt att provvolymen var 25 ml istället för 100 ml. Den avslutande utvärderingsfasen varade mellan försöksdag och bedrevs som den kontinuerliga driften med följande undantag. Utöver de analyser som beskrives ovan gjordes även TS/VS-analyser av utgående rötslam för att beräkna utrötningsgrad. Alla data ifrån denna fasen bedömdes vara representativa för kontinuerlig drift av rötning med de aktuella blandningsförhållandena av substrat. De substrat som användes i alla faser var förtjockat avloppsslam och kvarnmatavfall. Tilläggas kan att när nya volymer av dessa substrat inhämtades så analyserades de för ph, VS-halt, Total Alkalinitet (TA), ammoniumkväve samt de lättflyktiga fettsyrorna propionat och acetat. Då osäkerhet på om nedfrysningen av kvarnmatavfallet skulle påverka dess egenskaper gjordes samtliga analyser av detta på material som frysts ner och sedan tinats, alltså på kvarnmatavfall som behandlats precis som det som matades in i reaktorerna. I tabell 11 nedan presenteras variationen hos substraten under försökets alla faser, dvs. från försöksdag Värt att notera är kvarnmatavfallets låga ph och alkalinitet. Tabell 11 Uppmätta värden för analyserade parametrar hos substraten förtjockat avloppsslam och kvarnmatavfall som användes i det kontinuerliga försöket. Substrat ph TS (vikt%) VS (vikt%) Alkalinitet (mg CaCO3/L) VFA (mg/l) NH 4 + -N (mg/l) Avloppsslam 6,0 6,5 3,3 4,9 2,6 3, Acetat: Propionat: Kvarnmatavfall 4,6 4,8 4,0 6,5 3,9 6, Acetat: Propionat: Resultat och diskussion för det kontinuerliga rötförsöket Nedan presenteras erhållna data både från utvärderingsperioden samt fasen kontinuerlig drift. Data från sistnämnda perioden presenteras främst där långtgående trender eller avvikelser behöver poängteras medan data från utvärderingsperioden anses vara de som representerar stabil kontinuerlig drift

48 Reaktorernas stabilitet Figur 15 ger en överblick över reaktorernas stabilitet under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperiod. I figuren presenteras den ackumulerade producerade metangasen från respektive reaktor plottad mot ackumulerad massa inmatad VS efter det att fasen uppstart avslutats. Vid ideal stabil drift förväntas en linjär utveckling mellan volymen producerad metan och den inmatade massan organisk material (VS). Ackumulerad metan (Nm3) 1 0,8 0,6 0,4 R3: r^2 = R5: r^2 = 1 R1: r^2 = R4: r^2 = n.d. R2: r^2 = n.d. R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK 0,2 R5 - Meso 20% KAK 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 Ackumulerad VS (kg) Figur 15 Den ackumulerade metanproduktionen mot ackumulerad inmatad massa VS för respektive reaktor. För de reaktorer som har utvärderingsperiod är den fetmarkerad och motsvarar de 10 sista försöksdagarna. Bredvid utvärderingsperioden står dess determinationskoefficient (r^2) som är ett mått på hur väl utvärderingsperioden är anpassad till en linjär funktion där ett värde på 1 motsvarar perfekt anpassning. n.d. betyder att ingen utvärderingsperiod fanns. Figur 15 visar att de mesofila reaktorerna uppvisar stabil drift både under den kontinuerliga driften och under utvärderingsperioden samt dessutom har en högre metanproduktion än de termofila reaktorerna. De tre termofila reaktorerna visar alla upp mer eller mindre ostadiga kurvor. Av dessa är utvecklingen för reaktor 4, som matades med 100% kvarnmatavfall, mest dramatisk då denna inhiberas mot slutet av försöksperioden vilket kan avläsas genom en utplanande linje i figuren. Denna inhibering skedde innan tre retentionstider hade uppnåtts och reaktorn har därför ingen utvärderingsperiod. Vidare ses en lätt fördjupning i kurvan för 37 37

49 reaktor 1under ca 20 dagar mellan försöksdag Detta pekar på en lättare inhibering som reaktorn dock senare har återhämtat sig ifrån vilket kan ses genom att kurvan återgår till en närmast linjär utveckling och data från reaktorn under utvärderingsperioden bedöms fullt representativa. Kurvan för reaktor 2 är ojämn och visar på en väldigt låg metanproduktion. Detta kan förklaras med att gasläckage vid läcktest av samtliga reaktorer vid ett flertal tillfällen endast fanns hos reaktor 2. Trots att dessa tätades fanns då det kontinuerliga försöket avslutats att reaktorn fortfarande läckte gas och data på metanproduktion från denna reaktor finns alltså inte med i resultaten. En utförligare förklaring till läcktesterna återfinns i Appendix 3. Analyserade parametrar En tydlig skillnad för de uppmätta parametrarna kunde ses för reaktor 4, som rötade 100% kvarnamatavfall, jämfört med övriga reaktorer. För koncentrationen av vätesulfid (H 2 S), som visas i figur 16, ses tydligt att koncentrationen för just reaktor 4 var högre än för övriga reaktorer. Mellan försöksdag så fluktuerar koncentrationen kring 60 mg/l för att därefter stiga kraftigt. Även reaktor 1 visar delvis förhöjda värden av vätesulfid under försöksdagar Löst H 2 S i vätskefas (mg/l) R1 - Termo 0% KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Försöksdag Figur 16 Koncentrationen av vätesulfid i samtliga reaktorer under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden. I graferna över ph och metanhalt, vilka ses i figur 17 och 18, blir det också tydligt hur förändringrana för de termofila reaktorerna 1 och 4 är kraftigare än för övriga reaktorer. Värt att notera i dessa figurer är främst den dramatiska förändringen i ph hos reaktor 4 somvisar på att den inhiberas från försöksdag 80. Detta speglas också av en sjunkande metanhalt för reaktorn från denna dag

50 Metanhalt (%) ph 8 7,6 7,2 6,8 6,4 R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Försöksdag Figur 17 ph-värde i reaktorerna under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden. 100% 80% 60% 40% 20% R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK 0% Försöksdag Figur 18 Metanhalt hos biogas från reaktorerna under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden. Tydliga avvikelser i propionathalt för både reaktor 1 och reaktor 4 ses i figur 19. Reaktor 1 uppvisar en krökt kurva med ett maximum kring försöksdag 80 som sedan avtar under försökets slut. Propionatkoncentrationen i reaktor 4 stiger från försöksdag 60 och når till slut över 2000 mg/l. Figur 20 som visar halterna av acetat är problematisk att tolka men endast reaktor 4 visar en avvikande kurva där halten av acetat hastigt stiger från försöksdag

51 Acetat (mg/l) Propiononat (mg/l) R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Försöksdag Figur 19 Koncentration av den lättflyktiga fettsyran propionat under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Försöksdag Figur 20 Koncentration av den lättflyktiga fettsyran acetat under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden. I tabell 12 syns det tydligt att samtliga reaktorer höll stabil temperatur med undantag för reaktor 1 vars temperatur fluktuerade relativt kraftigt

52 Total Alkalinitet (mg CaCO3/L) Tabell 12 Medeltemperaturer, temperaturintervall samt max temperaturfluktuation över ett dygn för samtliga reaktorer under faserna kontinuerlig drift samt utvärderingsperioden. Reaktor Benämning Medeltemperatur (⁰C) Temperaturintervall (⁰C) Max Temperaturskillnad mellan mätningar (⁰C/dygn) R1 - Termo 0% KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Den totala alkaliniteten hos reaktorerna genom försökets gång ses i figur 21. Avvek här gjorde endast reaktor 4 som låg ca 30% lägre än övriga reaktorer vilket dock skall utvärderas med tabell 11 i minnet där det visades att alkaliniteten hos substratet kvarnmatavfall var mycket lägre än för avloppsslam. Det är märkbart hur alkaliniteten för reaktor 4 inte sjunker när reaktorn inhiberas, från försöksdag 80 och framåt, utan förblir stabil trots att ph under samma period hastigt sjönk från 7,2 till 6,2. Anledningen till detta var troligtvis att alla substrat var rika på partiklar, något som medfört att både analysmetod och ph-meter fungerade dåligt på dem R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK Försöksdag Figur 21 Total alkalinitet som mg CaCO 3 /L för samtliga reaktorer under hela driftsperioden efter uppstart. Koncentrationerna uppmätt ammoniumkväve samt beräknat ammoniakkväve visas i figurerna 22 respektive 23. Dessa koncentrationer visade inte några större fluktuationer under försökets gång med undantag av reaktor 4 vars koncentration av ammoniumkväve stiger från försöksdag 80 vilket korresponderar mot det sjunkande ph-värdet i reaktorn från denna dag. Ingen av reaktorerna uppvisar annars intressanta förändringar i halterna av ammonium och ammoniak

53 NH 3 -N (mg/l) NH 4 + -N (mg/l) R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK försöksdag Figur 22 Uppmätta koncentrationer av ammoniumkväve i reaktorerna under faserna kontinuerlig drift och utvärderingsperioden R1 - Termo 0%KAK R2 - Termo 20% KAK R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK R5 - Meso 20% KAK försöksdag Figur 23 Beräknade koncentrationer av ammoniakkväve i reaktorerna under faserna kontinuerlig drift och utvärderingsperioden. Utvärdering av inhibering genom analyserade parametrar De båda reaktorer, R1 och R4, som inhiberades visade på så tydliga avvikelser jämfört med övriga reaktorer så att de senare därmed kunde bedömmas som stabila i jämförelse. Reaktor 1 visade under en period på ca 20 dagar tecken på mild inhibering genom sjunkande metanhalt och ph samt ökande vätesulfid- och propionatkoncentrationer, vilket kan ses i figurer 16 19, som den senare återhämtade sig ifrån. Driftsparamatrarna ph, vätesulfid och propionat låg utanför rapporterade inhiberande nivåer och kan därför uteslutas som orsak (Gerardi 2003; Henze et al., 2002; Jarvis et al., 2009; Mata-Alvarez 2003; Tchobanoglous et al., 2003). Troligt är att inhiberingen beror på att belastningen vid tiden för inhiberingen ökade med 40% VS genom att helgmatning återupptogs och därmed lade stress på systemet som ledde till 42 42

54 inhibering. Reaktor 1 var dessutom också stressad genom relativt kraftiga temperaturfluktuationer, som visades i tabell 12, vilket kan förklara varför endast denna reaktor inhiberades när belastningen ökade. Inhiberingen av reaktor 4 kännetecknades av hastigt sjunkande ph och metanhalt samt snabbt ökande koncentration av vätesulfid och höga halter av fettsyrorna propionat och acetat, vilket ses tydligt i figurerna Halterna av vätesulfid och propionat börjar stiga ca 20 dagar innan anmärkningsvärda förändringar hos övriga parametrar kan observeras. Dock så överstiger aldrig propionathalten det inhiberande gränsvärdet fastställt av Mata-Alvarez (2003) medan vätesulfidhalten redan vid försöksdag 65 passerade de gränsvärden för inhibering som angetts av Chen et al. (2008) och Tchobanoglous et al. (2003) för att sedan ytterligare öka i koncentration. Inhiberingen av reaktor 4 orsakades alltså utav den höga koncentrationen av vätesulfid. Reaktor 4 rötade 100% kvarnmatavfall vid termofil temperatur och inhiberingen visar på stora svårigheter med att singelröta detta substrat vid termofil temperatur vilket liknar resultaten i studien som utfördes av Jansen et al. (2004) där uppställningen med 100% kvarnmatavfall vid termofil temperatur inte ens gick att starta. Resultaten och studien av Jansen et al. pekar på att rötning av 100% kvarnmatavfall termofilt lätt leder till inhibering och därmed inte kan rötas stabilt. Metanproduktion I tabell 13 återfinns data över metanproduktionen från de tre reaktorer som gav resultat tillsammans med utrötningsgraden för alla reaktorer. Då den termofila reaktorn som rötade 20% kvarnmatavfall (R2) inte gav några resultat blir en jämförelse mellan mesofil och termofil rötning av kvarnmatavfall omöjlig att göra. Noterbart är att R5 som rötade 20% kvarnmatavfall vid mesofil temperatur gav lägre metanproduktion än R3 som enbart rötade avloppsslam vid samma temperatur, medan utrötnigsgraden var högre än för R3. Tabell 13 Metanproduktion och utrötningsgrad för samtliga reaktorer under utvärderingsperioden. n.d. innebär att inga data erhölls. Reaktor Benämning Metanproduktion (Nm 3 CH 4 /ton VS) Utrötningsgrad (%VS) R1 - Termo 0% KAK R2 - Termo 20% KAK n.d. 57 R3 - Meso 0% KAK R4 - Termo 100% KAK n.d. n.d. R5 - Meso 20% KAK För att jämföra resultatet från den enda reaktor, R5, som gav resultat på metanproduktion från rötning av kvarnmatavfall (20% KAK) presenteras dess metanproduktion tillsammans med de från relevanta studier i tabell 14. Resultatet är, med ett undantag, lägre än de från alla andra studier och mest noterbart 18% lägre än det som erhölls med en väldigt liknande försöksuppställning i Jansen et al. (2004). Då undersökta parametrar inte visade någon inhibering för reaktorn ligger orsaken troligtvis i naturlig variation i substraten som användes. Det är visserligen underligt att kvarnmatavfallet som gav högre metanpotential i utrötningsförsök vid termofil temperatur jämfört med alla undersökta studier skulle ge lägre 43 43

55 metanproduktion då det rötades termofilt i kontinuerliga försök men ingen tänkbar förklaring kan annars hittas till skillnaden. Tabell 14 Jämförelse av metanproduktion från rötning av matavfall från olika insamlingsmetoder och behandling. Försöken i samtliga studierna har alla drivits med en OLR på 2,7 2,8 kg VS/(m 3 dygn), en HRT på 15 dagar och värdena på metanproduktion är från en stabil 10-dagars driftperiod. Insamlingsmetod Behandling % Matavfall Temperatur ( C) Metanproduktion (Nm 3 CH 4 /ton VS in ) Papperspåse+ vakumsug Tryckpress Jansen et al. (2004) Papperspåse+ vakumsug Tryckpress Jansen et al. (2004) Papperspåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skivsikt Davidsson et al. (2007) Papperspåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Plastpåse Skruvpress Davidsson et al. (2007) Simulerat matavfall Labbmixer Heo et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Jansen et al. (2004) Diskho Avfallskvarn Detta examensarbete Källa 44 44

56 3. Slutsatser Resultaten från det kontinuerliga rötförsöket fastslog att singelrötning av kvarnmatavfall vid termofil temperatur inte kan rötas stabilt under kontinuerlig drift, vilket även påvisats i en tidigare studie. Däremot så visades i det kontinuerliga rötförsket att samrötning av 20% kvarnmatavfall med förtjockat avloppsslam kan rötas stabilt under kontinuerlig drift och vid termofilt temperaturförhållande. I frågan huruvida samrötning med 20% kvarnmatavfall med förtjockat avloppsslam ger högre metanproduktion vid termofilt temperaturförhållande gentemot mesofilt kunde ej någon slutsats dras pga. av brist på resultat från rötförsöket samt brist på data i publicerad litteratur. De analyserade parametrarna under det kontinuerliga försöket visade på tydliga förändringar hos två utav de fem kontinuerliga reaktorerna som därmed kunde avgöras ha inhiberats. Dessa förändringar var så tydliga att det därmed även kunde fastslås att de övriga reaktorerna var stabila samt att en inhibering av en reaktor tycks vara lätt att urskilja genom de parametrar som analyserades i försöket. Till följd av att den reaktor som rötade 100% kvarnmatavfall havererade i slutfasen av försöket och den reaktor som rötade 20% kvarnmatavfall vid termofilt temperaturförhållande hade en gasläcka så återstod enbart en reaktor för jämförelse av metanproduktion från tidigare studier, den reaktor med 20% kvarnmatavfall vid mesofilt temperaturförhållande. Resultaten från denna reaktor underskred något värdena från tidigare likande uppställningar i publicerad litteratur vilket tillskrevs naturlig variation i sammansättningen hos substratet då skillnaden var relativt liten. Avslutningsvis bör sägas att litteraturstudien visade att kvarnmatavfall är ett mycket lämpligt substrat för biogasproduktion och att både resultat i detta examensarbete samt litteraturstudien visade att kvarnmatavfall kan generera en hög metanproduktion

57 46 46

58 4. Framtida forskning Det finns en stor brist på data i litteraturen angående termofil rötning av matavfall i kontinuerliga försök vilken skulle behöva åtgärdas genom fler och utförligare sådana. Detta då intresset för matavfall som substrat för biogasproduktion ökar och stora volymer sådant avfall kommer att behöva rötas inom en snar framtid för att nå upptill de nationella miljömålen. Huruvida sådan rötning bör ske mesofilt eller termofilt är naturligtvis av största intresse då behandlingen av matavfall skall lösas. Försöken skulle behöva omfatta rötning av enbart matavfall samt samrötning med olika substrat för att utvärdera om det stabiliserar processen. Detta för att avgöra huruvida man bör samröta det insamlade matavfallet med avloppsslam eller om det kan rötas för sig vilket skulle kunna vara gynsammare om rötresten skall spridas på åkermark

59 48 48

60 5. Referenser Abdulkarim B. I. and Evuti A. M. (2010). Effect of buffer (NaHCO 3 ) and waste type in high solid thermophilic anaerobic digestion. International Journal ChemTech Research, 2, Angelidaki, I. (2002). Course literature at Environmental Biotechnology 12133, Environment & Resources, DTU, Technical University of Denmark. Aquateam. (2006). Effekter av bruk av matavfallskverner på ledningsnett, renseanlegg og avfallsbehandling. Oslo: Norsk vannteknologisk senter A/S Banks, C., Chessire, M., Stringfellow, A. (2008). A pilot-scale comparison of mesophilic and thermophilic digestion of source segregated domestic food waste. Water Science and Technology, 58.7, Benabdallah El Hadj T., Astals S., Galí A., Mace S. and Mata-Álvarez J. (2009). Ammonia influence in anaerobic digestion of OFMSW. Water Science and Technology, 59.6, Bissmont, M. (Utvecklingsingenjör, Avfallsavdelningen VA SYD) VA SYD (2011), mailkontakt Björnsson L., Jonsrup M. and Murto M. (2010). Environmental Biotechnology. Department of Biotechnology, LTH (Kurslitteratur) Carlsson M. and Uldal M. (2009). Substrathandbok för biogasproduktion. Rapport SGC 200. Svenskt Gastekniskt Center Chen, Y., Cheng, J.J., Creamer, K.S. (2008). Inhibition of anaerobic processes: A Review. Bioresource Technology, 99, Christensen, T.H., Jansen, J. la Cour and Jørgensen, O. (2003). Datarapport om sammansætning og biogaspotentiale i organisk dagrenovation. Miljøprojekt Nr. 815, Miljøstyrelsen Danmark Davidsson Å., Gruvberger C., Christensen H.T., Hansen T.L., Jansen J. la C. (2007a). Methane yield in source-sorted organic fraction of municipal solid waste. Waste Management, 27, Davidsson Å., Jansen J. la C., Appelqvist B., Gruvberger C. and Hallmer M. (2007b). Anaerobic digestion potential of urban organic waste: a case study in Malmö. Waste Management & Research, 25, Davidsson Å., Lövstedt C., Jansen J. la C., Gruvberger C. and Aspegren H. (2008). Codigestion of grease trap sludge and sewage sludge. Waste Management, 28,

61 Davidsson, Å. (2011a). Forskarassistent Kemiteknik, Lunds Tekniska Högskolan. Personlig intervju Davis, M. L. & Masten S. J. (2009). Principles of environmental engineering and science, 2 nd ed. New York: McGraw-Hill Companies De la Rubia M. Á., Walker M., Heaven S., Banks C. J. and Borja R. (2010). Preliminary trials of in situ ammonia stripping from source segregated domestic food waste digestate using biogas: effect of temperature and flow rate. Bioresource Technology, 101, Ekonomifakta (2011). Hämtat från Ekonomifakta: EUR-LEX. (2010). EU-lagstiftning. Hämtat från EUR-LEX: Fernández A., Sánchez A. and Font X. (2005). Anaerobic co-digestion of simulated organic fraction of municipal solid wastes and fats of animal and vegetable origin. Biochemical Engineering Journal, 26, Fricke K., Santen H., Wallman R., Hüttner A. and Dichtl N (2007). Operating problems in anaerobic digestion plants resulting from nitrogen in MSW. Waste Management, 27, Gallert, C. and Winter, J. (1997). Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of sourcesorted organic wastes: effect of ammonia on glucose degradation and methane production. Applied Microbiological Biotechnology, 48, Gerardi, M. H. (2003). The Microbiology of Anaerobic Digesters. Hoboken: John Wiley & Sons Inc. Hansen T.L., Schmidt J.E., Angelidaki I., Marca E., Jansen J. la C., Mosbæk H., Christensen T.H. (2004). Method for determination of methane potentials of solid organic waste. Waste Management, 24, Hansen T., Jansen J. la C., Spliid H., Davidsson Å. and Christensen T. (2007). Composition of source-sorted municipal organic waste collected in Danish cities. Waste Management, 27, Henriksson G. (2010). Kartläggning av utvecklingsarbete samt problem vid olika insamlingstekniker för matavfall. Projektnummer WR-31. Waste Refinery, SP Sveriges Tekniska Forskningsinstitut Henze, M., Harremoës, P., la Cour Jansen, J., Arvin, E. (2002) Wastewater Treatment. Berlin: Springer-Verlag 50 50

62 Heo N. H., Park S. C. and Kang H. (2004). Effects of mixture ratio and hydaulic retention time on single-stage anaerobic co-digestion of food waste and waste activated sludge. Journal of Environmental Science and Health, A39, Hållbar avfallshantering (2011). Hämtat från Avfallshantering: 922f8c9a html Izumi K., Okishio Y., Nagao N., Niwa C., Yamamoto S. and Toda T (2010). Effects of particle size on anaerobic digestion of food waste. International Biodeterioration & Biodegradation, 64, Jarvis Å. and Schnürer (2009). Mikrobiologisk handbok för biogasanläggningar. Rapport SGC 207. Svenskt Gastekniskt Center Jansen J. la C., Gruvberger C., Hanner N., Aspegren H. and Svärd Å. (2004). Digestion of sludge and organic waste in the sustainability concept for Malmö, Sweden. Water Science and Technology, 10, Kuglarz, M., & Mrowiec, B. (n.d.). Co-digestion of municipal biowaste and sewage sludge for biogas production. Retrieved January 13, 2010, from Department of land and water resources technology, KTH Royal Institute of Technology: Lövstedt, C., Norlander P. (2002). Undersökning av köksavfallskvarnar i ett separat system i Västra Hamnen, Malmö. Lund: Examensarbete vid avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, Lunds Universitet Mata-Alvarez J. (2003). Biomethanization of the Organic Fraction of Municipal Solid Wastes. Padstow: TJ International (Ltd) Malmö Stad (2010). Hämtat hallbarhet/nyhetsarkiv/nyhetsarkiv-miljo--hallbarhet/ ar-turning-torsohallbart.html Malmö stad (2011). Fb39 Biogasreaktor final. Hämtat från Malmö stad: inal.pdf#search='biogasreaktor' Min, K.S., Khan A.R., Kwon, M.K., Jung, Y.J., Yun, Z., and Kiso, Y. (2005). Acidogenic fermentation of blended food-waste in combination with primary sludge for the production of volatile fatty acids. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 80, Naturvårdsverket. (2010a). Styrmedel för en hållbar utveckling. Hämtat från naturvårdsverket:

63 Naturvårdsverket. (2010b). Miljömål för avfallet. Hämtat från naturvårdsverket: Nayono S. E., Gallert C. and Winter J. (2010). Co-digestion of press water and food waste in a biowaste digester for improvement of biogas production. Bioresource Technology, 101, Nermina, Z. (Driftingenjör) Kävlinge (2011), mailkontakt Raposo F., Fernández-Cegrí V., De la Rubia M.A., Borja R., Béline F., Cavinato C., Demirer G., Fernández B., Fdz-Polanco M., Frigon J.C., Ganesh R., Kaparaju P., Koubova J., Méndez R., Menin G., Peene A., Scherer P., Torrijos M., Uellendahl H., Wierinck I, and de Wilde V. (2011). Biochemical methane potential (BMP) of solid organic substates: evaluation of anaerobic biodegradability using data from an international interlaboratory study. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, (wileyonlinelibrary.com) DOI /jctb.2622 Sosnowski P., Wieczorek A. and Ledakowicz S. (2003). Anaerobic co-digestion of sewage sludge and organic fraction of municipal solid wastes. Advances in Environmental Research, 7, Stabnikova O., Ang S., Liu X., Ivanov V., Tay J. and Wang J. (2005). The use of hybrid anaerobic solid-liquid (HASL) system for the treatment of lipid-containing food waste. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 80, Stockholm vatten. (2008). Köksavfallskvarnar (KAK) i Stockholm. Stockholm: Stockholm vatten. Stålhandske, L. (2011a). Enhetschef Avloppsvatten, Driftsområde Sjölunda, VA SYD. Mailkontakt Stålhandske, L. (2011b).Enhetschef Avloppsvatten, Driftsområde Sjölunda,, VA SYD. Mailkontakt Stålhandske, L. (2011c). Enhetschef Avloppsvatten, Driftsområde Sjölunda, VA SYD. Mailkontakt Stålhandske, L. (2011d). Enhetschef Avloppsvatten, Driftsområde Sjölunda, VA SYD. Personlig intervju Tchobanoglous G., Burton F. L. and Stensel H.D. (2003). Wastewater Engineering: Treatment and Reuse 4 th ed. New York McGraw-Hill Companies VA SYD (2011). Hemsida. Hämtat från VA SYD: default.aspx Willey, Joanne M., Sherwood, Linda M. & Woolverton, Christoper (2008). Prescott, Harley, and Klein s Microbiology 7th ed. New York: McGraw-Hill Companies 52 52

64 Zhang R., El-Mashad H. M., Hartman K., Wang F., Liu G., Choate C. and Gamble P. (2007). Characterization of food waste as feedstock for anaerobic digestion. Biosource Technology, 98,

65 54 54

66 Appendix 1 Utrötningsförsök Beräkningar Beräkning av TS och VS För beräkning av TS och VS hos substrat, ymp och cellulosa användes följande ekvationer. [1] Ekvation 1 Ekvation för beräkning utav TS. Ekvation 2 Ekvation för beräkning utav VS. Där m degel vikten på degeln som provet hälls ner i m torkat prov + degel vikten efter att provet torkats i 105 C m bränt prov + degel vikten efter att provets bränts i VS-ugn vid 550 C Medelvärden för substratets, ympens och referensens TS- och VS-halter inför det första utrötningsförsökets start presenteras i tabellen 1 nedan. VS%-halten av TS hos kvarnmatavfallet visar på att det innehåller en hög halt nedbrytbart organiskt material. Tabell 1 Medelvärden av TS och VS för ymp, substrat och cellulosa för första utrötningsförsöket. TS (g/g) VS (g/g) VS (% av TS) Mesofil ymp 2,29 1,14 58,6% Termofil ymp 1,82 1,34 62,5% Matavfall 4,09 3,88 94,9% Cellulosa 95,2 95,25 100% 55 55

67 Massberäkning för experimentuppställning För beräkning av massa VS av ymp och substrat med förhållandet ymp:substrat = 60:40 och en total vikt på 500 g användes ekvationen nedan. Ekvation 3 Ekvation för beräkning utav mängd ymp vid ymp:substrat ration 60:40 och totalmängden 500 g. För att få ut den massa VS av ymp och substrat med förhållandet ymp:substrat = 60:40 och en total vikt på 500 g gjordes följande utveckling av nedan de två ekvationer: Dessa två ekvationer kombinerades enligt nedan. ( ) 56 56

68 ( ) ( ) Förläng med Där m total m ymp m substrat VS ymp VS substrat totala massan för försöksprovet massan ymp massan substrat VS-halten hos den aktuella ympen VS-halten hos det aktuella substratet De beräknade teoretiska massorna för respektive triplikat av försöksprov anges i tabellen nedan. Tabell 2 Teoretisk mängd utav ymp, substrat respektive referens för de olika försöksproverna för det första utrötningsförsöket. Ymp (g) Substrat (g) Referens (g) Meso Kvarnmatavfall: Meso Blank: Meso Referens: ,45 Termo: Kvarnmatavfall: Termo Blank: Teoretisk metanpotential Den teoretiska metanpotentialen beräknades genom att använda sig av generella formler för substratets sammansättning av kolhydrater, protein och fett. Utifrån dessa kunde den teoretiska metanpotentialen beräknas. Värdena för respektive beståndsdel presenteras i tabell 4 nedan (Christensen et al. 2003). Tabell 4 Teoretisk potential för de olika beståndsdelarna i kvarnmatavfallet. Beståndsdel Nm 3 CH4/ton VS Kolhydrater 415 Protein 496 Fett

69 Kvarnmatavfallet som användes i det första utrötningsförsöket lämnades in för analys av sammansättningen i dess beståndsdelar kolhydrater, protein och fett. Dessa resultat presenteras i tabellen nedan. Tabell 5 Sammansättning hos kvarnmatavfallet som användes som substrat i de mesofila respektive termofila försöksproverna. Beståndsdel Procentandel (% av TS) Kolhydrater 42 Proteiner 32 Fett 22 Aska 5 Energiinnehåll: 490 kcal/100 g TS Utgår man ifrån att sammansättningen av provet är samma i VS som i TS blir beräkningen av den teoretiska metanpotentialen (BMP) enligt följande ekvation. ( ) ( ) ( ) Ekvation 4 Den teoretiska metanpotentialen för kvarmatavfallet som användes som substrat i första utrötningsförsöket. Praktisk metanpotential För att beräkna den praktiska metanpotentialen från de data registrerade av AMPTSutrustningen användes ekvation 5 nedan. Ekvation 5 Ekvation för beräkning av den praktiska metanpotentialen. Där MP = V substrat & ymp V ymp m VS tillsatt substrat metanpotential den normaliserade volymen producerad per massandel VS av tillsatt substrat den ackumulerade volymen producerade från provflaskan med substrat och ymp medelvärdet för den producerade volymen från triplikaten av blankprover massa VS tillsatt substrat 58 58

70 Utrötningsgrad Beräkning utav försöksprovernas utrötningsgrad gjordes enligt ekvationen nedan. Där VS före VS efter totala VS-halten i försöksprovet före utrötningsförsökets start totala VS-halten i försöksprovet efter avslutat Avdunstning av vatten Då det under experimentets försökstid för det första utrötningsförsöket visades att det kondenserat vatten i slangarna (figur 1)gjordes en uppskattad beräkning av den massa vatten som avdunstat från respektive provflaska. Den avdunstade massan vatten för respektive flaska beräknades genom att subtrahera begynnelsemassan med den massa som var kvar i provflaskan efter försöket och den beräknade massa VS som omvandlats till gas under försökstiden. Dessa värden presenteras i tabell 6 nedan tillsammans med procentandelen avdunstad vatten. Figur 1 Avdunstad vatten i slangarna som var ihopkopplade mellan provflaskorna och koldioxidfällorna

71 Tabell 6 Avdunstad mängd vatten, i gram och %, från provflaskorna under det första utrötningsförsökets testperiod. Flaska nr Avdunstad mängd H2O (g) Avdunstad mängd H2O (%) 1 50,7 10% 2 29,7 6% 3 35,1 7% 4 28,5 6% 5 29,1 6% 6 22,8 5% 7 25,6 5% 8 27,6 6% 9 26,8 5% 10 28,1 6% 11 27,1 5% 13 25,2 5% 14 24,2 5% 15 28,9 6% Problem under försöksperioden Under experimentet av det första utrötningsförsöket stöttes mindre svårigheter på, som anses ha haft försumbar påverkan på resultaten. Andra dagen upptäcktes att omröraren i provflaska nummer 2 inte hade fungerat under försökets första 14 timmar, detta åtgärdades vid upptäcktstillfället. Evaporationen från vattenbaden, framförallt det termofila vattenbadet, minskades genom att täcka över vattenytorna med frigolit-material. Det termofila vattenbadet täcktes även med aluminiumfolie. Denna åtgärd gjordes redan på försökets tredje dag. Koldioxidfällorna behövdes vid ett flertal tillfällen bytas ut då deras absorptionsförmåga inte längre var optimal. Specifikationerna datum och nummer på de koldioxidfällor som behövdes bytas ut under försökets period anges i tabellen nedan. Tabell 8 Datum för utbyte av 3M NaOH-lösning hos koldioxidfixerarna under det första utrötningsförsöket. Datum CO2-fälla nr 18/ / / /

72 Cellulosa som referensmaterial Specifikationerna för de två cellulosapreparaten som användes vid utrötningsförsöken presenteras nedan: Microcrystallline Cellulose Powder, MP BioMedicals CAS Number: EC Number: , Avicel PH-101 Cellulose microcrystalline, FLUKA Sigma-Aldrich Biochemika, CAS Number: , EC Number: Kommentarer till det första utrötningsförsöket: Tyvärr så skedde en felberäkning utav mängden ymp:substrat som skulle tillsättas i respektive provflaska för det mesofila respektive termofila testet. Detta ledde till att förhållandena mellan ymp:substrat blev 1,55 och 1,68 för det mesofila respektive termofila testerna istället för 1,

73 62 62

74 Appendix

75 Methane Potential Test This method description is based on the method used at the BPC-laboratory (Bioprocess Control s own laboratory). It can be used as it is, used as base for developing an own method or it can be replaced in its entireness by the customers own method or other method. Preparation When planning for an experiment there are a few things to think about before. If it s the first time using the equipment think about if you need any of the following or if you already have it. Thermometer for temperature indication in the water bath N2 or mix N2/CO2 to obtain anaerobic conditions during the sample preparation phase NaOH for CO2 fixation ph indicator: Alizarin yellow R (C13H8N3NaO5 (powder) Mw=309.2 g/mol, C13H9N3O5 (for free acid) Mw=287.23, CAS # ) (available from for example: Na2CO3 Silicone spray or other similar lubrication Water bath drainage device Power distribution box If there is an interest in off-line biogas composition analysis, gas sampling tubes can be ordered separately from Bioprocess Control. Alternatively, bottles can be connected without/with NaOH bottles to obtain the total gas production and methane production respectively. Adapter (plugs / contacts are European standard ( V)). To be able to start an experiment you also need a substrate and an inoculum. The inoculum is typically the sludge from inside a full scale biogas plant (can be collected from the outgoing sludge). It s recommended to use an inoculum which is used to the current substrate. If the substrate to test is already used in an existing plant, inoculum from that plant might be suitable. Decide which day you should pick up/receive the sludge and sample so that you have time to take care of it and the time until experiment start up is as short as possible. However you should still have time to measure TS and VS before start of the experiment. Preparation of inoculum Preincubate the inoculum at anaerobic conditions (apply e.g. N2) in order to deplete the residual biodegradable organic material present. This is done by storing the sludge typically for 2 to 5 days at a temperature corresponding to the process temperature from where the sludge was taken from, releasing the gas that is produced. When no significant gas production exists, the sludge is ready to be used. Check the ph and measure TS and VS (after the preincubation). Preincubation can be skipped and is normally not performed at the BPC laboratory. Preparation of substrate Check the ph of the substrate to assure that it is not acid, which can cause inhibition problems, also measure TS and VS. Keep the substrate cool until experiment starts. It s preferable to have as short time as possible between sampling time of substrate and start of experiment, in order to avoid degradation of the substrate before the experiment. Preparation of NaOH-bottles for CO2-fixation Prepare a 3 M NaOH-solution from the stock solution (6 M) 64 64

76 Prepare the 0,1% Alizarin ph-indicator solution (for 50 ml solution, use 50 mg) Prepare bottles (100 ml) containing 80 or 100 ml NaOH solution (3M) and Alizarin phindicator, dosing 1 drop 0.1% aq. soln. per 5 ml NaOH. Place a magnet in each bottle and put the rubber lid (with two metal pipes) into the bottle and fasten the screw cap. (some silicone spray can be applied on the rubber lid to facilitate the insertion of the lid) Heated water bath Fill up the water heating bath with some water (see water heating bath manual for recommendations of water type) and make sure the right temperature is set. Preparation of cells and water baths for gas volume measurements Fill water into the water bath with flow cells and connect the cells to the DAQ-box. To avoid trouble when starting the experiment, it s recommended to start the program and try to open each cell in order to make sure everything is functioning properly. Preparation of reactors It s recommended to at least use triplicates of all reactors. For one sample, this will end up with 3 reactors as blanks (3 reactors containing only inoculum and if desired distilled water can be used to fill up so the total volume is the same in all reactors), 3 reactors with inoculum + substrate and if desired 3 reactors as control (cellulose or other standard substrate). When preparing the experiment an inoculum to substrate ratio has to be chosen. Which ratio that is chosen can depend on which method you choose to use or the properties of the substrate. At the BPC laboratory inoculum to substrate ratios of 3:2 or 2:1 (based on VS) are normally used. However, if you know the substrate may contain inhibitory substances it s also recommended to test a higher ratio (less substrate). When the ratio has been decided the amounts of inoculum and substrate has to be calculated. A total volume of 400 ml liquid is normally used in the BPC-laboratory to avoid problems if foaming occurs. If many substrates are to be tested with the same inoculum, calculate the volume of inoculum using the substrate with the lowest VS value (se formulas below). This volume of inoculum is then subsequently used for the other substrates and the amount of substrate is adjusted so that the desired VS ratio is achieved. In this way there won t be any bottles with a larger volume than 400ml and only one set of blanks can be used. Some bottles will, with this method, have a smaller total volume than 400 ml. If the same head space is desired in all bottles you can fill up the reactors to 400 ml using distilled water

77 Example: Ratio 2:1 and a total volume of 400 ml are chosen. To calculate the amount of inoculum needed, the formulas have to be re-written. When substituting Vsubstrate in the first equation the result will be the following: The amount of substrate will then be: If another substrate will be used with the same inoculum the amount of that substrate is calculated using the first formula (re-written) and with the earlier calculated value of Vinoculum: When measuring the amount of inoculum and substrate to be used it s assumed that the density is 1g/ml so that the volume in millilitre is equal to the weight in gram. VS is also measured based on weight so the ratios will be correct, but the volume might not be exactly 400 ml

78 If one substrate is to be tested the experiment might be as follows: 3 blank reactors, containing the same amount of inoculum as in the reactors with sample, in order to be able to withdraw the amount of gas produced from the inoculum from the volume produced with both inoculum and substrate. 3 reactors containing both inoculum and substrate in the desired ratio based on VS. 3 reactors as controls to test the quality of the inoculum. The substrate is cellulose and the inoculums to substrate ratio is the same as with the inoculum and substrate.2 Start-up Two different methods are applied in the BPC-laboratory. a) In the first method all bottles are filled with the same amount of inoculum (prepare one extra mix of each sample that you can use to measure ph, TS and VS on). Leave 3 bottles as blanks (add distilled water up to 400ml if desired), add the calculated amount of substrate (depending on the inoculum to substrate ratio desired) to each one of the three reactors used for the samples. Add cellulose to the three last reactors and fill up with distilled water if desired. This method is especially suitable when using solid substrates. b) Another method is to mix the inoculum and substrate for all three reactors with the same substrate/cellulose in one batch and then distribute 400ml of this mix into each bottle. This method is only suitable when using liquid substrates. Start-up procedure 1. Mark up all reactors and their lids with number. 2. Fill up the reactors with the inoculum and substrate. 3. Apply silicone to the rubber lid (will make it smoother to put it into the bottle) and tighten the aluminium screw cap carefully (see instructions in the AMPTS manual). 4. Fasten the stirring stick to the motor. 5. If not already done, mount a short piece of tygon tubing on one of the metal tubes in the lid and place a tube stopper on it. 6. Place all reactors in the water bath and connect to the CO2-fixing bottles and to the flow cells. Fill up with more water if necessary and connect the contacts for the stirring to the DAQ-box. 7. Flush all reactors with N2 approximatley 2 minutes2, using the extra inlet in the lid, to achieve anaerobic conditions. 8. Empty each flow cell. 9. Start the data logging program, follow the instructions in the user manual and the program. 10. Measure ph, TS and VS in the extra bottles/mixes prepared

79 During the experiment Check the temperature in the water bath regularly and make notes. Also remember to update the room temperature in the program if it changes. Fill up with new water in the water bath when needed - some is lost by evaporation. If the system has been equipped with the extra gas sampling valves (can be ordered at Bioprocess Control), GC analysis can be performed to measure the gas composition. End of experiment The test period often spans over days. End test when CH 4 production is negligible (<5 ml/day3). 1. Turn off the heated water bath and disconnect the contacts for the stirring. 2. Disconnect the reactors one by one from the CO2-fixing bottles and measure the ph in that reactor before disconnecting the next. 3. Measure TS and VS in each reactor in order to see the VS reduction. 4. Disconnect the CO2-fixing bottles, wash reactors and other equipment, empty the water heating bath after it has cooled down. Next step is to handle the data! Data processing If the methane potential of a substrate is evaluated the most interesting thing to know is probably the amount of gas produced per gram of VS added. Use a mean value of the three blanks when withdrawing the gas production from the inoculum. Where MP (methane potential) - is the normalized volume produced per gram VS of substrate added (NL/gVS) V substrate&inoculum - is the accumulated volume produced from the reactor with both inoculum and substrate V inoculum - is the mean value of the accumulated volume produced by the three blanks. It can also be interesting to plot the degradation profile. If only one substrate is used the accumulated volume can be plotted directly. If many substrates with different inoculum to substrate ratios should be compared, calculate the methane potential at every time step and compare the volume produced per gram of VS instead

80 Appendix 3 Kontinuerligt rötförsök Utförligare information om reaktorer och gasklockor Rötkammarna var konstruerade i rostfritt stål samt cylinderformade. Respektive kammare hade en volym på 35 L (Ø 355mm, höjd 360mm). I toppen och botten av varje rötkammare fanns en kran med ventil för inmatning respektive uttag av substrat, i toppen av kammaren fanns en stålpip ur vilken gas leddes ut. Varje kammare hade en EX-klassad elektrisk omrörare. Kring rötkammaren fanns ett cylinderformat vattenbad i rostfritt stål (Ø 455 mm, höjd 355 mm). Detta värmdes med elektriska värmare placerade under reaktorn. Fyra av rötkamrarna hade värmare för termofil rötning, en hade värmare för mesofil rötning. Värmarna hade temperaturgivare, placerade i rör av rostfritt stål i reaktorn. Gasklockorna var konstruerade i rostfritt stål samt cylinderformade. De hade olika volym men skalenlig utformning. De var utformade med en uppochnedvänd cylinderformad behållare ståendes i en större cylinderformad behållare som fyllts med vatten. Gasklockorna hade öppningar längst ned i sidan så att vattennivåerna kunde utjämnas mellan klocka omgivande vatten. På toppen av respektive klocka fanns två stålpipar, en där gas leddes in från reaktorn och en med en ventil där gas leddes ut ur gasklockan. Mellan gasklockan och rötkammaren fanns en trycksäker gummislang som fästs med slangklämmor av metall vid respektive stålpip. Mer utförlig information om uppstarten Vid försöksdag 1 fylldes reaktor 1,2 och 4 med 10 L termofil ymp. Reaktor 5 fylldes försöksdag 3 med 10L mesofil ymp. I övrigt startades de som beskrivet i examensarbetet. Reaktor 3 kunde inte startas förrän försöksdag 18 pga. att termostaten byttes ut innan detta. Den startades då med 20 L termofil ymp och en OLR på 2,5 kg VS/(m 3 reaktor dag). Denna höjdes sedan stegvis till 2,8 kg VS/(m 3 reaktor dag) under uppstartsperioden. Reaktorn drevs endast med avloppsslam varför ingen övergång till kvarnmatavfall behövde göras. Mer utförligt om läcktest och gasläckorna i reaktor 2 Utrustningen som användes i det kontinuerliga försöket testades vid ett flertal tillfällen för gasläckage. Detta gjordes genom att en behållare fylldes med handdiskmedel som vidare späddes med en liten mängd vatten. Denna såpblandning ströks sedan på de delar av utrustningen där den största sannolikhet för gasläckage skulle finnas. Dessa ställen var framförallt vid ihopkopplingar mellan de olika delarna som exempelvis pip från rötkammare till slang som var vidarekopplad till gasklocka, som visas i figur 1, samt svetsfogar. Gasbildningen i samtliga reaktorer utom en, reaktor 2, visade på att tätning av upptäckta läckor lyckats. Reaktor 2 lyckades dock, trots upprepade försök och nya upptäckter av nya läckor, inte att tätas under försökstiden för det kontinuerliga rötförsöket. Vid läcktesten av reaktor 2 så ströks i princip hela rötkammaren och dess gasklocka in med såpblandning. Först tätades läckor mellan pipar och slangar, efter att dessa tätats hittades ytterligare läckage

81 Dessa var ytterst små läckage som fanns i skruvhål och ihopkoppling mellan rötkammare och motorn till omröraren och trots att dessa lyckades tätas med silikon återstod gasläckage som inte kunde hittas vid nya läcktest. Figur 1 Bild på hur gasläckage upptäcktes vid läcktest. Här ses ett tydligt läckage mellan reaktorkammare och slang vidarekopplad till gasklocka genom att diskmedlet bildar små bubblor. Beräkningar Beräkning av retentionstid För att beräkna när tre retentionstider uppnåtts användes formeln (1) för en ideell kontinuerligt omrörd reaktor (CSTR) från Tchobanoglous et al. (2003). ( ) (1) C t = koncentrationen av startmaterialet vid tiden t C 0 = koncentrationen av startmaterialet vid tiden t = 0 t = tiden (dygn) θ = Normaliserad retentionstid ( ), se formel (2) (2) θ = Normaliserad retentionstid ( ) t = tiden (dygn) τ = Hydraulisk retentionstid (dygn), se formel (3) (3) 70 70

82 τ = Hydraulisk retentionstid (dygn) V R = Aktiv reaktorvolym, i det här fallet 20L (L) Q = flöde (L/dygn), i det här fallet den ackumulerade inmatade volymen substrat/ackumulerad tid En total period av tre retentionstider motsvaras av θ=3 och fås genom följande kombinationer av formler (2) och (3): ( ) ( ) Alltså, när 60L substrat har matats in i en reaktor har den uppnått 3 retentionstider och därmed, enligt formel (1) bytt ut 95% av startmaterialet mot inmatat substrat. Beräkning av normaliserad metanvolym Det antages att systemet kan beskrivas med allmänna gaslagen, formel (4). p = tryck (Pa) V = gasens volym (m 3 ) n = substansmängd gas (mol) R = allmänna gaskonstanten (8,3143 J/(K mol) ) T = temperatur (K) Data skall normaliseras mot STP (Standard temperature and pressure, p=1 atm och T=273,15K). Därför sätts följande beräkning upp: X = Ratio metanhalt i biogas ( ), mättes med gasmätare V 1 = Volym i gasklocka innan tömning (m 3 ), se beräkning nedan P 1 = Tryck i gasklocka innan tömning (Pa), se beräkning nedan V 2 = Normaliserad volym metan i STP P 2 = 1 atm = Pa A Gasklocka = π 0,355m 2 h = höjdskillnad från innan och efter tömning i vattenkolonn kopplad till vattenvolymen i gasklockan (m) P Malmö = Lufttryck i malmö stad, data från SMHI:s hemsida (Pa) (4) (5) (6) (7) 71 71

83 P H2O = Tryck från höjdskillnaden mellan vattenkolonn kopplad till gasklockan och vattenkolonnen som var öppen mot atmposfären, 1cm H 2 O=100Pa (Pa) Beräkning av ammoniak Ammoniakhalten beräknades utifrån den uppmätta ammoniumhalten. Den beräknades i enligt ekvationen i given i både Benabdallah El Hadj T. et al. (2009) och Gallert, C. et al. (1997). Beräkning av NH 3 -N från NH 4 + -N: (8) NH + 4 -N ph T är den uppmätta mängden ammonium i provet är det uppmätta ph-värdet vid provtillfället är den uppmätta temperaturen i Celcius vid provtillfället Beräkning av acetat och propionat VFA-analysen gjordes på VA-teknik vid LTH. Mängden acetat och propionat angavs som COD. För att beräkna om dessa till mängden acetat och propionat användes sambandet av antal mol av acetat respektive propionat mot antalet syremolekyler vid fullständig oxidering. Omräkningen gjordes enligt följande ekvationer. Beräkning av utrötningsgrad Beräkningarna är baserade på 5 mätningar av utgående VS-halt från reaktorerna mellan försöksdag Mätning på Substrat gjordes när det inkom som beskrivet i examensarbetet. Substrat VS-halt (vikt%) Kvarnmatavfall 6.07 Avloppsslam 2,

84 Reaktor Utgående VS-halt rötslam (vikt%) Inmatad VS-halt Substratblandning (vikt%) VSreduktion (vikt%) Utrötningsgrad (vikt%) R1 1,73% 2,82% 1,09% 39% R2 1,48% 3,47% 1,99% 57% R3 1,48% 2,82% 1,34% 48% R4 2,39% 6,07% 3,68% 61% R5 1,45% 3,47% 2,02% 58% Utrötningsgraden = VS-reduktion (vikt%) / Inmatad VS-halt Substratblandning (vikt%) Beräkning av löst H2S i vätskefasen Beräkningarna gjordes med hjälp av Henry s lag med temperaturkonstanter ifrån Tchobanoglous et al. (2003). Beräkning av Henrys konstant: H T = Henrys konstant vid temperatur T (atm) A = Temperaturkoefficient = 884,94 B = Temperaturkoefficient = 5,703 T = Temperatur (K) Omarbetning av Henrys lag ifrån Tchobanoglous et al. (2003): p g = molfraktion av gas i luft (mol gas/mol luft) P T = totalt tryck (atm) X g = molfraktion gas i vätska (mol gas /(mol gas+ mol vätska)) 73 73

85 74 74

86 Appendix 4 Utvärdering av koldioxidfällorna effektivitet hos Automatic Methane Potential System utrustningen Inledning Resultaten från det första utrötningsförsöket visade inte på några märkbara svårigheter med att röta kvarnmatavfall vid vare sig mesofil eller termofil temperatur. I figuren för metanproduktion över tiden (figur 9) så kan skönjas hur hastigheten för metanproduktion mellan temperaturerna varierar men att inga avbrott eller kraftiga fluktuationer kan skönjas i grafen. Detta talade för att ingen särskild hänsyn behövde tas för skillnader mellan rötning vid de olika temperaturerna under uppställningen av det kontinuerliga försöket. Däremot så visade resultaten från det första utrötningsförsöket på att metanpotentialen, både för det mesofila testet och det termofila, överskred det teoretiskt beräknade. Jämförs metanpotentialen från utrötningsförsöket för det termofila försöket i detta examensarbete med dem i studien av Jansen et al. (2004) så är metanpotentialerna 32% högre medan det mesofila sammanfaller väl med resultaten i samma studie. Utifrån dessa resultat så gick funderingar över om möjligen utrustningen inte gett korrekta värden för metanproduktionen. Troliga felkällor skulle kunna vara att felaktiga värden registreras i den mjukvara som följer med utrustningen eller att andra gaser utöver metan når flödescellerna vilka i sådana fall också registreras som metan och därmed bidrar till ett för högt värde på metanpotentialer. Det sistnämnda verkar långt mycket troligare och det fanns även möjlighet att utvärdera denna potentiella felkälla under exjobbets gång vilket gör denna tankekedja långt mycket mer intressant att följa upp. Om man ser till de gaser som kan finnas närvarande i utrustningen räknas kvävgas från den initiella spolningen med denna gas inför försökets start, vattenånga från avdunstning ifrån provflaskorna samt den biogas som bildats under den anaeroba nedbrytningen. Ser man till förekomsten av kvävgas så kommer denna visserligen att passera genom systemet opåverkat men den volym kvävgas som gör så och därmed registreras som metan kommer att vara samma som den gasvolym som kvarstår i provflaskorna vid försökets slut. Det vill säga, den volym kvävgas som registreras som metan kommer att motsvara den volym av bildad biogas som inte registreras vid försökets slut och därmed kan kvävgas avskrivas som felkälla. Vattenånga bildades i alla provflaskor under försökets gång och föga oväntat framförallt i de termofila provflaskorna vilket nämndes i resultatdelen. Denna skulle kunna passera genom systemet till mätcellerna opåverkat men det verkar föga troligt. Detta då det noterades att de droppar av vatten från kondensation i slangarna främst fanns i slangarna mellan provflaskorna och koldioxidfällorna. Det innebar att genomströmningshastigheten av gas genom slangarna var så låg att det mesta av vattenångan uppenbarligen hann kondensera innan den nådde koldioxidfällorna. Visserligen återfanns några få droppar av kondenserat vatten i slangarna för de termofila försöken även efter koldioxidfällorna men dessa var så få jämfört med det pärlband av vattendroppar som fanns innan fällorna att det dömdes otroligt att någon mer vattenånga än den som luften kunde

87 rymma till mättnadsnivå vid omgivande rumstemperatur skulle nå mätcellerna och registreras som metan. Denna sistnämnda volym bedömdes så liten att den knappast kan ha påverkat resultaten nämnvärt. Slutligen återstår då den bildade biogas vilken, utöver metan, består av främst koldioxid men även kan innehålla spår av vätgas (H 2 ) och vätesulfid (H 2 S). Eftersom gasen inte analyserades kunde koncentrationerna av de sistnämnda inte fastställas men baserat på den litteraturstudie som gjordes inom exjobbet döms eventuella koncentrationer som försvinnande små och därmed ointressanta. Kvarstår gör då endast koldioxid och här finns en mer intressant diskussion att göra. De koldioxidfällor som gas leddes igenom under försöket skall enligt manualen för utrustningen rena biogasen från all koldioxid. Det noterades dock att gasen inte bubblas genom lösningen av natriumhydroxid i fällorna utan endast leds in i gasfasen ovanför. I korken ovanför denna gasvolym sitter även utloppet för gasen. Även om lösligheten för koldioxid i vatten, vilket natriumhydroxidlösningen består mest utav, är relativt hög jämfört med den för metan så verkar det rimligt att något av koldioxiden måste färdas direkt mellan inlopp och utlopp. Särskilt om håller teorin för en CSTR i åtanke i vilken en del av ingående material färdas direkt till utlopp oberoende av reaktionshastighet. Analogin mellan gasvolymen i koldioxidfällorna och en CSTR tjänade väl nog för att utvärdera denna felmöjlighet noggrannare. Detta föranledde försöket i vilket koldioxidfällorna i AMPTS samt den alternativa metoden för bestämning av metanpotential utvärderades. Material och metod I samband med uppställningen av det andra utrötningsförsöket så gjordes även en utvärdering av koldioxidfällornas reningsförmåga. Uppställningen var alltså densamma som i det första förutom i två avseenden, i det andra försöket tillsattes inget vatten alls till försöksproverna för att undvika eventuella miljöförändringar och påverkan på fördelningen av mikroorganismer och substrat samt så sattes kopplingar med gummiseptan mellan samtliga koldioxidfällor och mätceller för provtagning av gasens metanhalt efter att den passerat koldioxidfällorna, bild på gummisepta kan ses i figur 1. För en utav provflaskorna (nr. 5) installerades även en sådan koppling mellan provflaskan och koldioxidfällan för att kunna se halten metangas i biogasen när den lämnar försöksflaskan. Utöver dessa skillnader så utfördes uppställningen som i det först utrötningsförsöket. Tabell 1 Uppställning samt benämning av provflaskor i det andra utrötningsförsöket. Flaska Nr. Benämning Temperatur Innehåll 1-3 Termo Blank Termofil Ymp (Kävlinge) (55 C) 4-6 Termo Kvarnmatavfall Termofil (55 C) Ymp (Kävlinge) + Kvarnmatavfall 7-9 Meso Blank Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) Meso Kvarnmatavfall Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) + Kvarnmatavfall Meso Referens Mesofil (37 C) Ymp (Sjölunda) + Cellulosapulver

88 Provtagning av gas skedde med en provvolym av 0,2 ml i trycksäker spruta av märke VICI Precision sampling Inc. och analyserades för metanhalt i gaskromatograf av märke Agilent 6850 A (utrustad med en flame ionisation detector (FID) och en kolumn med specifikationerna längd 30 m, diameter 0,32 µm och tjocklek 0,25 µm). Metanhalten beräknades genom att jämföra provresultatet med en referens av ren metan. Figur 1 Bild på gummisepta koppplat i gummislang mellan koldioxidfälla och mätcell. Resultat och diskussion för utvärderingen av koldioxidfällor De data som erhölls från AMPTS-utrustningen behandlades på samma sätt som i det första utrötningsförsöket och metanpotentialerna från detta utrötningsförsök presenteras i tabell 2. Tabell 2 Medelvärden för metanpotential (BMP) för de olika testerna. Metanpotential (Nm 3 CH4/ton VS) Meso Referens 381 Meso Kvarnmatavfall 644 Termo Kvarnmatavfall 595 I figur 2 nedan åskådliggörs medelvärdet för den ackumulerade metanproduktionen för de termofila respektive mesofila försöken med kvarnmatavfall samt den mesofila referensen. Från denna figur kan även hastigheten av gasbildningen avläsas genom lutningen på kurvorna. Hålles detta i åtanke då figur 3 studeras blir det tydligt att den uppmätta metanhalten är som högst kring samma dagar som hastigheten på gasproduktionen är som störst. Detta inträffar runt dag 5 för både det mesofila och det termofila testet respektive dag 10 för cellulosareferensen. Det blir likaväl tydligt att den uppmätta metanhalten sjunker samtidigt som produktionshastigheten av biogas gör det