Ökat utnyttjande av befintliga biogasanläggningar

Transkript

1 Institutionen för teknik och samhälle Miljö- och energisystem Ökat utnyttjande av befintliga biogasanläggningar Mikael Lantz Rapport nr 63 September 2007 Adress Box 118, Lund Telefon (vxl) Telefax Internet

2 ISSN ISRN LUTFD2/TFEM--07/3054--SE + (1-123) ISBN Mikael Lantz, 2007

3 Dokumentutgivare, Dokumentet kan erhållas från LUNDS TEKNISKA HÖGSKOLA vid Lunds universitet Institutionen för teknik och samhälle Miljö- och energisystem Box Lund Telefon: Telefax: Dokumentnamn Rapport Utgivningsdatum September 2007 Författare Mikael Lantz Dokumenttitel och undertitel Ökat utnyttjande av befintliga biogasanläggningar Sammandrag Syftet med denna studie är att utreda hur befintliga svenska biogasanläggningar skulle kunna utnyttjas effektivare genom en ökad organisk belastning i form av en förändrad eller ökad tillförsel av substrat. Syftet är också att ur ett ekonomiskt perspektiv beräkna kostnadseffektiviteten av sådana åtgärder. De biogasanläggningar som finns på avloppsreningsverk drivs idag med låga organiska belastningar och det finns sannolikt utrymme för ett betydligt större utnyttjande av den befintliga reaktorkapaciteten. Det kan dock konstateras att kvittblivningskostnaden för det rötade avloppsslammet har mycket stor betydelse för det ekonomiska resultatet. För att samrötning av avloppsslam och organiskt hushållsavfall i samma reaktor ska vara mer ekonomiskt än att bygga en ny reaktor krävs det låga eller mycket låga kvittblivningskostnader, maximalt kr/ton TS. För samrötningsanläggningar som utnyttjar andra substrat än avloppsslam går det inte att säga generellt huruvida det är mer ekonomiskt att öka utnyttjandet av befintlig kapacitet eller att utöka reaktorvolymen. Här krävs specifika studier för enskilda anläggningar och fall. När det gäller behovet av en mer förfinad övervakning och kontroll kan det konstateras att utnyttjandegraden av avloppsreningsverkens reaktorer kan öka betydligt utan att uppnå exceptionellt höga belastningar, det vill säga sannolikt utan att det krävs någon utökad övervakning. Väljer man trots det att investera i sådan utrustning ryms de indikerade investeringsnivåerna sannolikt inom det investeringsutrymme som beräknats här. För samrötningsanläggningar är investeringsutrymmet mindre och mer beroende av alternativkostnaden för en ny reaktor. Det är dock viktigt att påpeka att eventuella processtörningar, som kan inträffa även vid relativt låga belastningar, kan vara mycket kostsamma. En enda störning kan mycket väl medföra kostnader i samma storleksordning som för en utökad övervakning och kontroll av processen. Slutligen bör läsaren observera att de analyser som genomförts här förutsätter att det finns tillgängligt kapital och fysisk plats för att bygga ytterligare reaktorer vid den aktuella biogasanläggningen. Om så inte är fallet kan det finnas situationer där det är ekonomiskt intressant att öka belastningen av en befintlig anläggning även om kalkylerna på lång sikt visar att en ny reaktor är ett bättre alternativ. Nyckelord Biogas, organisk belastning, avloppsslam, samrötningsanläggningar, ekonomi Sidomfång 123 Språk Svenska Sammandrag på engelska ISRN LUTFD2/TFEM--07/3054--SE + (1-123) ISSN Intern institutionsbeteckning ISBN Rapport nr 63

4

5 Organisation, The document can be obtained through LUND UNIVERSITY Department of Technology and Society Environmental and Energy Systems Studies Box 118 SE Lund, Sweden Telephone: int Telefax: int Type of document Report Date of issue September 2007 Author Mikael Lantz Title and subtitle Increased utilisation of existing biogas plants Abstract The purpose of this study is to analyse how existing biogas plants in Sweden could be utilised more efficiently, by increase the organic loading rate, and to calculate the cost efficiency of such measures. Biogas plants treating sewage sludge are currently operated with low organic loading rates and it is likely that there could be a considerable potential of increased utilisation of existing capacity. However, disposal costs of digested sewage sludge have a great impact on the economic result. Thus, the cost must be low, below kr/tonne DS, for co-digestion of sewage sludge and organic household waste to be economic competitive, compared to building a new reactor. For co-digestion plants, using manure and organic waste as feedstock, it is not possible to say whether it is more economic to increase the utilisation of existing capacity or to increase the reactor volume. Therefore, more specific studies are required for individual plants and cases. Regarding the need for a more sophisticated monitoring and control of the biogas process, it can be established that the utilisation of sewage sludge digestion plants could be increased considerably without exceptionally high organic loading rates, thus probably without any additional monitoring and control. However, indicated prices for such applications are probably acceptable compared to establishing a new reactor. For co-digestion plants, the scope for investments is smaller and more dependent on the alternative cost for new reactors. Also, any process disturbances, which may appear even at low organic loading rates, could be very costly and result in costs in the same range as for monitoring and control equipment. Finally, the reader should observe that the analyses conducted here assume that funding and physical space for additional reactors is available at the existing site. If not, there could be situations where it is economic interesting to increase the organic loading rate although cost estimates shows that a new reactor would be more profitable. Keywords Biogas, organic loading rate, sewage sludge, co-digestion plants, economy Number of pages 123 ISSN Department classification Report No. 63 Language Swedish, English abstract ISRN LUTFD2/TFEM--07/3054--SE + (1-123) ISBN

6 Förord Denna studie har genomförts med hjälp av Pål Börjesson och Lovisa Björnsson vid Lunds Tekniska Högskola, avdelningen för miljö- och energisystem respektive bioteknik. Studien har möjliggjorts genom finansiering av Göteborg Energi, E.ON och Energimyndigheten. Lund i september 2007 Mikael Lantz

7

8 Sammanfattning I föreliggande studie har beräkningar genomförts för biogasanläggningar belägna på avloppsreningsverk och för samrötningsanläggningar som hanterar gödsel och olika typer av avfall. Syftet med studien är att utreda hur dessa anläggningar skulle kunna utnyttjas effektivare genom att öka den organiska belastningen samt att ur ett ekonomiskt perspektiv beräkna kostnadseffektiviteten av sådana åtgärder under olika förutsättningar. De beräkningar som presenteras ska dock inte ses som generellt giltiga utan varje enskild anläggning bör analyseras utifrån sina specifika förutsättningar. När det gäller biogasanläggningar belägna på avloppsreningsverk kan det konstateras att många anläggningar drivs vid en låg organisk belastning och därmed finns det sannolikt utrymme för ett betydligt större utnyttjande av dessa anläggningar än vad som är fallet idag. Då föreliggande studie har begränsats till hur utnyttjandegraden kan ökas genom en ökad substrattillförsel har kvittblivningskostnaden för det rötade avloppsslammet men också andra kostnadsposter som rejektvattenhantering med mera mycket stor betydelse för det ekonomiska utfallet av en sådan åtgärd. Det finns två alternativa sätt att tillföra externt substrat till ett avloppsreningsverk. En lösning är att samröta det externa substratet tillsammans med avloppsslammet, vilket också innebär att den rötrest som produceras ska hanteras som rötat avloppsslam och att kvävebelastningen på avloppsreningsverket ökar. Alternativet är att frigöra reaktorvolym, vilket kan ske genom förtjockning av ingående avloppsslam och/eller sänkt uppehållstid, så att de olika substraten kan rötas var för sig. Detta förfarande är dock endast aktuellt för anläggningar med minst två reaktorer. I föreliggande studie har det externa substratet representerats av organiskt hushållsavfall. Kostnaden för att frigöra upp till 50 % av en anläggnings reaktorvolym, för att möjliggöra separat rötning av slam och avfall, varierar mellan kr/m 3 och år. Då motsvarande kostnad för att bygga en ny reaktor ligger mellan kr/m 3 och år är slutsatsen att det är mer ekonomiskt att frigöra befintlig kapacitet än bygga en ny reaktor. Den organiska belastningen fördubblas visserligen men är ändå så låg att det sannolikt inte krävs någon mer förfinad övervakning och kontroll av anläggningen än vad som är normalt idag. Om så mycket som 75 % av reaktorvolymen skulle frigöras ökar den organiska belastningen betydligt vilket troligen kräver en mer utvecklad övervakning och kontroll. Kostnaden för att frigöra så mycket reaktorvolym har dock beräknats till kr/m 3 och år vilket gör det betydligt mer osäkert om det finns några ekonomiska incitament för att öka belastningen så mycket oavsett vilka insatser som behöver göras vad gäller övervakning och kontroll.

9 Om avloppsreningsverket endast har en reaktor eller om det av andra skäl inte är möjligt eller praktiskt att röta de olika substraten separat krävs det att kvittblivningskostnaden för slammet inte överstiger kr/ton TS för att det ska vara mer ekonomiskt att utnyttja befintlig kapacitet än att bygga en helt ny reaktor för att röta substraten separat. Detta kan jämföras med rapporterade uppgifter om kvittblivningskostnader på kr/ton TS. Därmed kan det konstateras att det krävs låga eller mycket låga kvittblivningskostnader för att det ska vara ekonomiskt intressant att samröta avloppsslam och organiskt hushållsavfall. För samrötningsanläggningar har beräkningar genomförts för två olika fall. Dels har utnyttjandegraden ökats genom att anläggningen tillförts en större mängd substrat utan att sammansättningen förändrats och dels har utnyttjandegraden ökats genom att substratsammansättningen förändrats med avseende på mängden och typen av organiskt material. Mer specifikt har hela eller delar av flytgödseln ersatts med organiskt hushållsavfall eller slakteriavfall. Oavsett tillvägagångssätt så hamnar kostnaden för en ökad belastning dock inom de kostnadsintervall för en ny reaktor som antagits här. Det går därmed inte att säga huruvida det är mer ekonomiskt att öka utnyttjandegraden av befintliga anläggningar än att bygga ut kapaciteten. När det gäller behovet av en mer förfinad övervakning och kontroll kan det inledningsvis konstateras att det inte legat inom ramen för föreliggande studie att visa på under vilka förutsättningar som detta är nödvändigt. Utnyttjandegraden kan dock ökas betydligt, i synnerhet för anläggningarna belägna på avloppsreningsverk, utan att uppnå exceptionellt höga belastningar. Betalningsförmågan för sådana applikationer varierar också beroende på alternativkostnaden för en ny reaktor. En utökad övervakning och kontroll av biogasanläggningen skulle också kunna bidra till en mindre risk för processtörningar. Kostnaden för sådana störningar varierar naturligtvis, men de schablonmässiga beräkningar som genomförts indikerar dock att det inte krävs några dramatiska störningar för att kostnaden ska hamna i samma storleksordning som för en utökad övervakning och kontroll av processen. Slutligen bör läsaren observera att resultatet för såväl samrötningsanläggningar som för anläggningar belägna på avloppsreningsverk inte tar hänsyn till huruvida det finns tillgängligt kapital som kan investeras under de förutsättningar som antagits här eller om det rent fysiskt finns plats för ytterligare reaktorer vid den aktuella biogasanläggningen. Resultatet påverkas också i stor utsträckning av kostnaden för en ny reaktor vilken kan variera beroende på olika anläggningars förutsättningar. Därmed kan det finnas situationer där det trots allt kan vara ekonomiskt intressant att öka utnyttjandegranden och den organiska belastningen av en befintlig anläggning trots att kalkylerna på lång sikt visar att en ny reaktor är ett bättre alternativ.

10 Innehållsförteckning 1. INLEDNING SYFTE METOD OCH AVGRÄNSNINGAR BIOGASPROCESSEN PROCESSPARAMETRAR BELASTNING BIOGASPRODUKTION VID SVENSKA AVLOPPSRENINGSVERK PROCESSPARAMETRAR BIOGASPRODUKTION VID SVENSKA SAMRÖTNINGSANLÄGGNINGAR PROCESSPARAMETRAR ÖVERVAKNING OCH STABILITET ÖKAD BELASTNING AV BIOGASREAKTORER KONTROLL OCH STYRNING AV BIOGASPROCESSEN UPPNÅDD BELASTNING EXEMPEL PÅ KOMMERSIELLA APPLIKATIONER FÖR ÖVERVAKNING OCH KONTROLL BERÄKNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR BERÄKNINGSFALL AVLOPPSRENINGSVERK BERÄKNINGSFALL SAMRÖTNINGSANLÄGGNINGAR SUBSTRAT, GASUTBYTE OCH NEDBRYTNINGSGRAD SAMRÖTNING OCH TERMOFILA PROCESSER FÖRTJOCKNING AV AVLOPPSSLAM OMRÖRARE BIOGASENS VÄRDE HANTERING AV RÖTAT AVLOPPSSLAM REJEKTVATTENHANTERING HANTERING AV RÖTREST PROCESSENERGI KAPITALKOSTNADER INVESTERINGSNIVÅER NYA BIOGASREAKTORER BERÄKNINGSFALL AVLOPPSRENINGSVERK FRIGÖRA REAKTORVOLYM VS NY REAKTORVOLYM SAMRÖTNING AV AVLOPPSSLAM OCH ORGANISKT AVFALL VS SEPARAT RÖTNING MED NY REAKTOR BERÄKNINGSFALL SAMRÖTNINGSANLÄGGNINGAR ÖKAD SUBSTRATTILLFÖRSEL KONCENTRERAD SUBSTRATBLANDNING VÄRDET AV FÄRRE OCH MINDRE ALLVARLIGA PROCESSTÖRNINGAR SLUTSATSER OCH DISKUSSION REFERENSER BILAGA A SUBSTRAT BILAGA B KVITTBLIVNINGSKOSTNAD FÖR AVLOPPSSLAM BILAGA C BERÄKNING AV VÄRMEBEHOV BILAGA D BIOGASENS VÄRDE BILAGA E FÖRTJOCKNING AV AVLOPPSSLAM BILAGA F FÖRTJOCKNING VS FÖRKORTAD UPPEHÅLLSTID BILAGA G INVESTERINGSNIVÅER BIOGASANLÄGGNINGAR

11 Definitioner Anaerob nedbrytning Aktiv reaktorvolym Biogas Nedbrytning av organiskt material utan syre. Vätskefasen i reaktorn där den anaeroba nedbrytningen äger rum. Energigas som produceras vid anaerob nedbrytning, består huvudsakligen av metan och koldioxid. BOD Biokemisk syreförbrukning, anger vattens innehåll av syreförbrukande organiskt material. OLR Pe Röta Substrat Total reaktorvolym TS TS-halt VS Organic loading rate, ett mått på hur en biogasreaktor belastas. Anges ofta som mängden VS som tillförs reaktorn per dygn utslaget på den aktiva volymen (kg VS/m 3 och dygn). Personekvivalent, den mängd BOD som en person i genomsnitt ger upphov till per dygn. Annan benämning för anaerob nedbrytning Organiskt råmaterial som används för att producera biogas Reaktorns totala volym bestående av vätskefas och gasfas. Torrsubstans, den mängd material som är kvar av substratet efter att det hettats upp till 105 o C i ett dygn. Andelen torrsubstans i ett material. Volatile solids, engelsk benämning för den mängd material som avgår efter att torrsubstans hettats upp till 550 o C i två timmar. Det vill säga differensen mellan mängden torrsubstans och aska. På svenska används också termen glödförlust

12

13 1. Inledning Biogas är en förnybar energibärare som kan produceras på de flesta platser i Sverige utifrån lokala råmaterial som avloppsslam, gödsel och organiskt avfall. Biogas kan användas för att producera värme, kraftvärme och fordonsbränsle. Biogasproduktion kan därför uppfylla såväl nationella som internationella mål och åtaganden om förnybar energiproduktion, biologisk behandling av avfall och en trygg energiförsörjning med mera (Lantz et al., 2007). Dessa och andra faktorer har gjort att intresset för att producera biogas är mycket stort idag men en begränsande faktor för en fortsatt ökad biogasproduktion är de relativt höga investeringar som krävs för nya anläggningar. Nyttan och intresset av att producera biogas men också de höga investeringarna speglas i att biogasrelaterade investeringar är mycket vanligt förekommande bland ansökningar och beviljade bidrag inom klimatinvesteringsprogrammet (KLIMP) (Naturvårdsverket, 2007). Samtidigt är utnyttjandegraden av merparten av den svenska reaktorkapaciteten vid biogasproduktion låg (Liu et al., 2004) varför det kan vara kostnadseffektivt att effektivisera utnyttjandet av befintliga anläggningar Syfte Syftet med föreliggande studie är att utreda hur befintliga svenska biogasanläggningar skulle kunna utnyttjas effektivare genom att öka den organiska belastningen och ur ett ekonomiskt perspektiv beräkna kostnadseffektiviteten av sådana åtgärder. Målsättningen är att studien ska kunna utgöra ett underlag för en fortsatt utveckling och effektivisering av svensk biogasproduktion genom att visa på de ekonomiska ramar som finns för att öka utnyttjandegraden av biogasanläggningar under olika förutsättningar Metod och avgränsningar Studien utgår från befintliga svenska biogasanläggningar belägna på avloppsreningsverk respektive samrötningsanläggningar. Fokus ligger dock på anläggningar belägna på avloppsreningsverk då dessa utgör merparten av de befintliga anläggningarna. Studien begränsas till kontinuerligt omrörda tankreaktorer och därmed beaktas inte andra typer av reaktorkonfigurationer. Vidare begränsas föreliggande studie till hur utnyttjandegraden av reaktorkapaciteten kan ökas genom en ökad organisk belastning. Därmed beaktas inte andra åtgärder som förbehandling av substrat, tillsatser etc. som också skulle kunna användas för att öka utnyttjandet av reaktorkapacitet och tillfört substrat. En ökad belastning kan dock kräva en mer förfinad övervakning och kontroll av processen. Därför läggs extra vikt på att beskriva biogasprocessen och hur den kan övervakas och kontrolleras. Då syftet med studien är att beräkna kostnadseffektiviteten av att öka den organiska belastningen ställs sådana åtgärder mot att utöka den befintliga reaktorkapaciteten genom - 1 -

14 nybyggnation. Huruvida en ökad biogasproduktion är ekonomiskt intressant eller inte jämfört med alternativa behandlingsmetoder respektive energibärare beaktas därmed inte i denna studie. De ekonomiska beräkningarna består i huvudsak av investeringskalkyler baserade på annuitetsmetoden

15 2. Biogasprocessen Biogas produceras genom mikrobiell nedbrytning av organiskt material under anaeroba förhållanden (rötning). Nedbrytningen involverar flera olika typer av organismer och sker i flera steg som vart och ett har olika karaktär. I Figur 2:1 visas en förenklad bild av processen med de fyra huvudstegen, hydrolys, fermentation, ättiksyrabildning och metanbildning. POLYMERER (Fetter, kolhydrater & proteiner etc.) Hydrolys MONOMERER (Aminosyror, långa fettsyror & sockerarter etc.) Fermentation MELLANPRODUKTER (Alkoholer & flyktiga fettsyror etc.) ÄTTIKSYRA Ättiksyrabildning Metanbildning KOLDIOXID & VÄTGAS KOLDIOXID OCH METAN Figur 2:1 Biogasprocessen, bearbetad efter Björnsson (2000) och Meulepas et al. (2005) - 3 -

16 Hydrolys Biogasproduktionen inleds med att partikulära organiska föreningar, till exempel cellulosa, fett eller kolhydrater, bryts ned till enklare, lösliga föreningar som fettsyror eller sockerarter. Nedbrytningen sker med hjälp av enzymer som utsöndras av olika grupper av bakterier. För partikulära substrat, till exempel avloppsslam eller flytgödsel, är det ofta hydrolysen som begränsar nedbrytningshastigheten för hela biogasprocessen (Björnsson, 2000; Meulepas et al., 2005). Fermentation I en stabil reaktor bryts de monomerer som producerats genom den inledande hydrolysen ned till ättiksyra, koldioxid och vätgas vilket ofta är det snabbaste steget vid nedbrytningen av komplexa organiska föreningar i vätskefas. Dessutom bildas mellanprodukter som alkohol och flyktiga fettsyror. I en instabil reaktor ökar mängden mellanprodukter vilket är bakteriernas svar på en förhöjd koncentration av vätgas i reaktorns vätskefas. Dessa mellanprodukter kan inte utnyttjas direkt av de metanalstrande mikroorganismerna utan måste brytas ned ytterligare (Björnsson, 2000; Boe, 2006). Ättiksyrabildning I det tredje processteget, vid den så kallade ättiksyrabildningen, omvandlas mellanprodukter huvudsakligen till ättiksyra, koldioxid och vätgas. Denna nedbrytning förutsätter dock låga mängder av vätgas och för att nedbrytningen ska fortgå är det därför nödvändigt att vätgasen inte ackumuleras i systemet utan konsumeras av andra organismer, som de vätgaskonsumerande metanogenerna (Björnsson, 2000; Meulepas et al., 2005). Därmed finns det viktiga återkopplingar mellan de olika grupperna av mikroorganismer som deltar i processen. Metanbildning Den avslutande metanbildningen sker framförallt genom att ättiksyra omvandlas till metan, vilket är nedbrytningsvägen för cirka % av den totala metanproduktionen, eller genom att vätgas används för att reducera koldioxid till metan (Björnsson, 2000; Meulepas et al., 2005; Svensson, 2005; Svärd, 2003). De mikroorganismer som är inblandade i det sistnämnda vätgassteget har normalt en snabb tillväxt jämfört med övriga metanogener i den anaeroba nedbrytningen, men de kan vara begränsande vid för hög substrattillförsel. De vätgaskonsumerande mikroorganismerna är dock mycket viktiga då de håller nere mängden vätgas vilket minskar produktionen av de olika mellanprodukterna. De organismer som svarar för nedbrytningen av ättiksyra, vilket står för huvuddelen av metanproduktionen, växer däremot långsamt och för lätt hydrolyserbara substrat är det ofta dessa organismer som begränsar nedbrytningsprocessens hastighet (Björnsson, 2000; Liu, 2003; Meulepas et al., 2005). Metanogenerna är också känsliga för förändringar av olika processparametrar som temperatur, - 4 -

17 ph, hydraulisk och organisk belastning samt substratsammansättning med mera (Björnsson, 2000; Boe, 2006; Liu, 2003) Processparametrar De organismer som deltar i biogasprocessen påverkas av den miljö de lever i vilken i sin tur påverkas av ett antal olika processparametrar som temperatur, ph, tillgång på näringsämnen och närvaro av toxiska substanser med mera. Temperatur Normalt tillämpas en processtemperatur på cirka 35 o C (mesofil process) respektive 55 o C (termofil process). Det är också möjligt att driva den anaeroba processen vid psykrofila (cirka 15 o C) eller extremt termofila förhållanden (>65 o C) även om detta inte är särskilt vanligt (Meulepas et al., 2005; Svärd, 2003). Den termofila processen har flera fördelar som snabbare reaktionshastighet och högre avdödning av patogener. Dessutom ökar lösligheten för de olika organiska föreningarna vilket underlättar nedbrytningen. Detta innebär att gasproduktionen och graden av nedbrytning kan öka vid termofila förhållanden och att en termofil process möjliggör en högre organisk belastning (Björnsson, 2000; Boe, 2006; Liu, 2003; Meulepas et al., 2005). Termofila förhållanden kan dock också medföra en instabilare process jämfört med mesofila förhållanden (Björnsson, 2000; Boe, 2006; Liu, 2003) Buffring och ph Så som beskrivits tidigare är det olika grupper av mikroorganismer som deltar i biogasprocessens olika steg och dessa har olika ph-optimum. De fermentativa och enzymutsöndrande organismerna föredrar till exempel ph 6 samtidigt som organismerna som deltar i ättiksyrabildningen och metanproduktionen föredrar en mer neutral miljö, kring ph 7 (Björnsson, 2000; Boe, 2006). Det är dock möjligt att tillföra ett surt substrat, till exempel ensilage, eftersom ph-sänkande organiska syror konsumeras under metanbildningen vilket höjer ph (Meulepas et al., 2005). Om den anaeroba processen sker i ett steg, vilket förutsätts i föreliggande studie, är det nödvändigt att anpassa ph efter de känsligaste organismerna vilka är metanogenerna vars tillväxt försämras kraftigt om ph sjunker under 6,6 (Björnsson, 2000; Boe, 2006). Buffertförmågan, eller möjligheten att stå emot förändringar av ph, är också viktig för biogasprocessens stabilitet och det vanligaste buffrande ämnet är bikarbonat. Substratblandningar med en stor andel flytgödsel från nöt och svin innehåller normalt mycket bikarbonat och ammoniak vilket ger ett stabilt ph kring 7,5 8,0. Mängden bikarbonat gör också att en sådan substratblandning kan tolerera ett relativt högt innehåll av flyktiga fettsyror innan ph sjunker (Boe, 2006)

18 Näringsämnen För en effektiv nedbrytning måste flera olika makro- och mikronäringsämnen vara tillgängliga för de olika mikroorganismerna. Viktigast är dock kväve och fosfor (Svärd, 2003). Dessutom är förhållandet mellan olika näringsämnen mycket viktigt. För lite kväve medför till exempel att mikroorganismerna inte kan producera vissa enzym som krävs för att de ska tillgodogöra sig det kol som finns tillgängligt samtidigt som buffringsförmågan minskar vilket leder till en känsligare process (Murto, 2003; Svärd, 2003). För mycket kväve medför å andra sidan att mängden ammoniak ökar vilket verkar hämmande på processen. Förhållandet mellan mängden kol och kväve anges ofta som kol:kväve-kvoten där den optimala kvoten anges till 16:1 30:1, även om det varierar mellan olika försök och olika substratblandningar (Murto, 2003; Svärd, 2003, Yadvika et al., 2004). Toxiska substanser De bakterier som deltar i den anaeroba processen, i synnerhet de metanalstrande, är känsliga för en rad olika toxiska substanser som vid låga koncentrationer kan verka hämmande och vid högre koncentrationer i värsta fall kan döda delar av eller hela den bakteriella populationen (Liu, 2003). De toxiska substanserna kan tillföras systemet via substratet men den mikrobiella aktiviteten kan också omvandla ofarliga substanser till toxiska (Boe, 2006; Meupelas et al., 2005). Exempel på toxiska substanser är bland annat ammoniak, flyktiga fettsyror, tungmetaller och olika salter (Liu, 2003; Meulepas et al., 2005). Graden av toxicitet beror bland annat på ph som har stor betydelse för hur ammoniak och fettsyror påverkar den anaeroba processen. Vid ph 7 är jämvikten mellan ammoniak och ammonium till exempel förskjuten så att omkring 1 % föreligger som ammoniak, jämfört med omkring 10 % vid ph 8 (Björnsson, 2000; Liu, 2003). Detta har betydelse då det framförallt är ammoniak som är hämmande. Andelen ammoniak ökar också med en högre temperatur vilket gör att risken för hämning ökar vid termofila förhållanden. Ammoniakhämning kan ofta kopplas till substrat som innehåller mycket protein, till exempel gödsel och slakteriavfall. Det är dock viktigt att notera att bakterierna uppvisar en förmåga att anpassa sig till höga nivåer av ammoniak. Försök har till exempel visat att bakteriekulturer som inte hunnit anpassa sig kan hämmas vid 150 mg ammoniak/dm 3 samtidigt som kulturer som gradvis anpassats till höga koncentrationer kan klara upp till mg/dm 3 utan att hämmas (Björnsson, 2000). Fettsyror blir till skillnad från ammoniak mer toxiska om ph sjunker under 7 (Björnsson, 2000; Liu 2003). En annan substans som är mycket toxisk för metanogenerna är syre men generellt är detta inget problem med den mix av bakterier som förekommer i en reaktor då syret snabbt konsumeras av de bakterier som är inbladade i fermentationen (Björnsson, 2000; Meulepas et al., 2005). Generellt kan det dock konstateras att vilka substanser och koncentrationer av substanser som är toxiska kan variera betydligt mellan olika reaktorer beroende på om bakterierna haft tid att - 6 -

19 anpassa sig och beroende på vilka ytterligare substanser som finns i substratet eftersom vissa substanser kan förstärka eller försvaga den toxiska effekten (Meupelas et al., 2005) Belastning Så som beskrivits tidigare är den mikrobiella populationen, och då i synnerhet de metanalstrande organismerna, känsliga för miljöstörningar av olika slag. Det kan till exempel handla om förändrad temperatur, suboptimala näringsbalanser eller tillförsel av toxiska substanser. I föreliggande studie fokuseras dock på förändringar i hur biogasprocessen belastas. Som ett mått på hur mycket en biogasreaktor belastas används ofta den organiska belastningen som anger hur mycket organiskt material en reaktor tillförs per tidsenhet, se också definitioner. Organisk belastning förkortas här OLR (Organic Loading Rate). Det är dock viktigt att notera att ett substrat består av mer eller mindre lättnedbrytbara ämnen och förhållandet mellan dessa ämnen varierar mellan olika substrat. Om biogasanläggningen till exempel tillförs ett substrat som innehåller en hög andel svårnedbrytbara kolhydrater är det lättare att uppnå en hög organisk belastning än om substratet innehåller en stor andel fettsyror, lipider, proteiner och andra mer lättnedbrytbara substanser. Detta beror på att de svårnedbrytbara ämnena inte hydrolyseras utan bara passerar rakt genom processen. Därmed kan det vara missvisande att jämföra olika biogasanläggningar med avseende på organisk belastning om de inte rötar samma typ av substrat. Ett alternativt sätt att visa belastningen eller utnyttjandegraden av en biogasanläggning är att ange gasproduktionen per m 3 reaktor. På så sätt beaktas också skillnaderna i substratsammansättning då ett mer lättnedbrytbart substrat ger en högre gasproduktion vid en given uppehållstid än ett som tar längre tid att bryta ned. Ett annat mått på hur mycket en biogasreaktor belastas är den hydrauliska belastningen eller den hydrauliska uppehållstiden som anger hur lång tid det teoretiskt tar för substratet att passera genom reaktorn. Ibland är det också intressant att tala om uppehållstiden för det fasta materialet i substratet eftersom vissa reaktorer är anpassade för att hålla kvar eller recirkulera fast material. För kontinuerligt omrörda reaktorer i ett steg, vilket är fokus i föreliggande studie, är den hydrauliska uppehållstiden och det fasta materialets uppehållstid dock den samma (Boe, 2006). En låg hydraulisk belastning medför en lång uppehållstid i reaktorn och ju längre uppehållstiden är desto mer gas kan normalt sett utvinnas per kg substrat. Den hydrauliska och organiska belastningen hänger också samman då en ökad hydraulisk belastning också leder till en ökad organisk belastning. För kommersiella anläggningar väljs uppehållstiden genom att väga en högre gasproduktion mot en större och därmed dyrare reaktor. Belastningen av en biogasreaktor kan ha stor betydelse för gasproduktion och reaktorstabilitet och en ökad belastning kan uppnås genom att reaktorn tillförs ett mer koncentrerat substrat, alternativt genom att uppehållstiden sänks eller - 7 -

20 en kombination av dessa åtgärder (Boe, 2006). Genom att öka belastningen av en given aktiv reaktorvolym kan gasproduktionen per m 3 reaktor därmed öka vilket leder till ett bättre utnyttjande av anläggningen. Om belastningen ökar för snabbt eller blir för hög kan reaktorn dock bli överbelastad vilket resulterar i sämre prestanda eller i värsta fall en total utslagning av den mikrobiella populationen. Mekanismerna som leder till att en reaktor blir överbelastad är mycket komplicerade men förenklat kan till exempel följande situation inträffa. Den organiska belastningen ökas genom en ökad tillförsel av substrat vilket inledningsvis medför att andelen substrat som hydrolyseras minskar eftersom de aktuella bakterierna inte hinner föröka sig tillräckligt snabbt för att svara på den ökade tillförseln. Därmed ökar andelen substrat som inte bryts ned utan bara passerar genom reaktorn. Förutom de partikulära materialen i substratet, där hydrolysen begränsar hastigheten, finns det dock alltid en viss andel material som är lätt att hydrolysera eller som inte behöver hydrolyseras vilket gör att belastningen på de följande processtegen också ökar (Björnsson, 2006). Detta gäller i synnerhet om belastningen ökas genom att reaktorn tillförs ett lättnedbrytbart substrat. Då den efterföljande fermentationen är det snabbaste steget vid anaerob nedbrytning av komplexa substrat kan de inblandade bakterierna normalt sett hantera en ökad belastning vilket i första hand innebär att mängden flyktiga fettsyror, ättiksyra samt koldioxid och vätgas ökar. De metanogener som bryter ned ättiksyra har en långsam tillväxt och kan därför få problem med att hinna bryta ned all ättiksyra som produceras. Detta leder till att ättiksyra ackumuleras i reaktorn vilket kan leda till att ph sjunker vilket i sin tur bland annat hämmar de metanogener som konsumerar vätgas. Därmed kan vätgas börja ackumuleras i systemet vilket leder till en ökad produktion av flyktiga fettsyror. Detta påskyndar sänkningen av ph vilket leder till att den metanogena aktiviteten minskar ytterligare vilket i sin tur sänker ph ytterligare och så vidare. Om det inte vidtas några åtgärder kommer processen förr eller senare att bli så hämmad att den upphör att fungera. Som angetts tidigare är de olika syrorna dock inte toxiska så länge som reaktorn har ett neutralt ph vilket innebär att buffrande system, om substratet till exempel består av mycket flytgödsel, kan hantera en hög andel fettsyror utan att bli överbelastade. Det är också möjligt att, åtminstone tillfälligt, stabilisera processen genom att tillföra ett buffrande substrat (Boe, 2006). I kontinuerligt omrörda tankreaktorer byts en del av substratet ut varje gång reaktorn tillförs mer substrat. Då konventionella reaktorer av den här typen inte inkluderar något bärarmaterial eller andra metoder för att hålla kvar bakterierna i reaktorn kommer samtidigt en del av bakterierna att lämna systemet. Detta innebär, i synnerhet för metanogenerna, att den bakteriella tillväxten inte bara måste matcha tillförseln av organiskt material utan också kompensera för de bakterier som - 8 -

21 lämnar reaktorn. Blir uppehållstiden för kort kan det därmed uppstå en ursköljningseffekt som gör att reaktorn havererar. Schober et al., (1999) anger till exempel en lägsta uppehållstid på sju dygn för att undvika ursköljning samtidigt som Murto et al. (2004) rapporterar om en stabil process vid samrötning av avloppsslam och stärkelserikt avloppsvatten vid en uppehållstid på sju dygn

22 3. Biogasproduktion vid svenska avloppsreningsverk Biogasproduktion vid svenska avloppsreningsverk har pågått i decennier med det huvudsakliga syftet att minska mängden avloppsslam samtidigt som ett rötat slam luktar mindre och har bättre hygieniska egenskaper. Det rötade slammet är också lättare att avvattna än ett orötat (Kjellén och Andersson, 2002; Svärd och la Cour Jansen, 2003). År 2005 producerades det biogas på 139 avloppsreningsverk i Sverige vilket då motsvarade 60 % av det totala antalet biogasanläggningar. Produktionen var 559 GWh vilket i sin tur motsvarade drygt 40 % av den totala biogasproduktionen. Om deponierna undantas svarade avloppsreningsverken för 85 % av antalet anläggningar och närmare 70 % av den totala biogasproduktionen (Energimyndigheten, 2007). Avloppsreningsverk är uppbyggda kring ett antal olika steg som inkluderar mekanisk, biologisk och kemisk rening. Substratet som rötas består huvudsakligen av slam som sedimenterat i två olika steg av reningsprocessen. Det så kallade primärslammet produceras i försedimenteringen efter den mekaniska reningen av avloppsvattnet och överskottsslammet produceras vid den biologiska reningen. Överskottsslam har en betydligt lägre TS-halt än primärslam varför det ofta förtjockas genom någon form av mekanisk förtjockning. Vidare förekommer det också att externt material, till exempel i form av slam från fettavskiljare, tillförs avloppsreningsverkets biogassteg. Det förekommer olika lösningar r på olika avloppsreningsverk men i föreliggande rapport antas att allt slam rötas tillsammans och att det inte tillförs något extra substrat. Vidare antas också att överskottsslammet förtjockas innan det förs in i reaktorn Processparametrar Biogasprocessens utformning kan skilja sig åt betydligt mellan olika avloppsreningsverk vad gäller hydraulisk och organisk belastning, processtemperatur med mera. Vissa anläggningar består endast av en reaktor samtidigt som i synnerhet de större reningsverken kan ha flera reaktorer som kan vara såväl parallella som seriella. Dessutom varierar förekomsten av olika typer av tilläggsutrustning som avvattnare och värmeväxlare med mera. Skillnaderna mellan de olika anläggningarna kan delvis bero på olika syn på biogasstegets roll på avloppsreningsverket men också på att många anläggningar inte går på full belastning. Kjellén och Andersson (2002) anger till exempel att maskiner och annan utrustning på avloppsreningsverk ofta är dimensionerade efter kommunens utbyggnadsmål vilket leder till överdimensionering under stora delar av anläggningens tekniska livslängd. Starberg et al. (2005) anger till exempel att 12 referensanläggningar, dimensionerade för till personekvivalenter, i genomsnitt utnyttjar 73 % av kapaciteten. För de enskilda anläggningarna varierar dock utnyttjandegraden

23 mellan 31 % och 91 %. I en studie av avloppsreningsverk i 13 kommuner i Västergötland redovisar Tideström et al. (2004) att utnyttjandegraden varierar mellan 20 % och 110 % med ett genomsnitt på 63 % för reningsverk dimensionerade för till personekvivalenter. Eftersom biogassteget är dimensionerat efter slamproduktionen vid reningsverket kan det vara rimligt att anta att utnyttjandegraden även här följer samma mönster. Vad gäller processtemperatur förekommer såväl mesofil som termofil drift, även om termofil drift är mycket ovanligt (Energimyndigheten, 2007). Ofta används olika former av tubvärmeväxlare som teoretiskt kan ta tillvara upp mot 50 % av den tillsatta värmen och där % kan anses som acceptabelt. I praktiken har det dock visat sig att många anläggningar redovisar värmeåtervinning ner mot 30 % på grund av feldimensionering med mera (Starberg et al., 2005). En alternativ lösning är att använda värmepumpar för att ta tillvara värmen i det rötade slammet, eventuellt i kombination med värmeväxlare (Svahn, 2006). Värmepumpar möjliggör en betydligt högre värmeåtervinning än enbart värmeväxlare (Svahn, 2006) och har också fördelen att de inte är lika känsliga för slammets TS-halt som värmeväxlare (Starberg, 2006). I föreliggande studie antas att biogasanläggningarna på avloppsreningsverken drivs under mesofila förhållanden och att de tillämpar värmeväxling med 45 % återvinning. Det finns i dagsläget inte någon samlad statistik över hur biogasreaktorerna på de svenska avloppsreningsverken belastas. Energimyndigheten (2007) anger dock att 73 avloppsreningsverk behandlar drygt ton TS avloppsslam samt ytterligare närmare ton (våtvikt) avfall från livsmedelsindustrier med mera. Om avloppsslammet antas motsvara ton VS och det övriga avfallet antas motsvara ton VS, se bilaga A, behandlas årligen ton VS på dessa anläggningar. Antas vidare att dessa anläggningar tillsammans har samma andel av den totala rötkammarvolymen som av det totala antalet anläggningar (Energimyndigheten, 2007) och att den aktiva reaktorvolymen är 90 % av den totala så blir den genomsnittliga belastningen cirka 1,35 kg VS/m 3 och dygn. Energimyndigheten (2007) anger slutligen att gasproduktionen varierar mellan 0,07 10,6 kwh/m 3 och dygn varför det är stora variationer mellan de olika anläggningarna. Gasproduktionen har dock beräknats som årsproduktion/total reaktorvolym och de anläggningar som ligger mycket lågt har inte haft produktion hela året beroende på planerade och oplanerade driftsstopp. Medelvärdet på 3,8 kwh/m 3 och dygn är därför mer representativ för anläggningar i normal drift (Svensson, 2007). Med en antagen metanhalt på 65 % motsvarar det cirka 0,6 m 3 biogas/m 3 reaktor och dygn

24 Vidare finns det ett antal publikationer som indikerar att synen på hur reaktorerna ska dimensioneras och belastas har varierat över tiden. Kommunförbundet (1976) anger till exempel i ett kursmaterial i avloppsteknik att en rötkammare normalt dimensioneras för dygns uppehållstid, motsvarande en organisk belastning på 1,5 kg VS/m 3 och dygn. Svenska vatten- och avloppsverksföreningen (1981) sammanfattar dock driftserfarenheter från ett antal avloppsreningsverk, såväl svenska som utländska, samt diverse organisationers rekommendationer till att den organiska belastningen inte bör överstiga 4 kg VS/m 3 och dygn. Vid dimensioneringen ska det dock tas hänsyn till att slammängden kan variera och att det kan bildas avsättningar i reaktorn som minskar den aktiva volymen med mera. Reaktorer som dimensionerats efter dessa riktlinjer är trots detta sannolikt dimensionerade för en belastning betydligt över 1,5 kg VS/m 3 och dygn. Detta i synnerhet som rapporten också nämner att en högre organisk belastning är fullt möjlig även om det kräver en högre grad av uppföljning och insatsberedskap mot begynnande driftstörningar. Kommunförbundet (1988) anger dock att en konventionell reaktor i ett steg inte bör belastas med mer än 0,5 kg VS/m 3. Samtidigt säger man att två eller flera seriekopplade reaktorer kan belastas motsvarande 2 3 kg VS/m 3 räknat på det första steget. Svenska Kommunförbundet (1989) anger slutligen att uppehållstiden för rötning i ett steg inte bör understiga 15 dygn vilket med samma slamsammansättning som vid den rekommenderade uppehållstiden på dygn (Kommunförbundet, 1976) motsvarar en organisk belastning på upp mot 3 kg VS/m 3 och dygn. Om dessa riktlinjer använts vid faktisk dimensionering av reaktorer på avloppsreningsverk kan dessa ha dimensionerats för 0,5 4 kg VS/m 3 och dygn beroende på när de byggts och vilka riktlinjer konstruktören utgått från. Dessutom påverkas den faktiska belastningen av avloppsreningsverkets utnyttjandegrad förutsatt att reaktorerna dimensionerats efter samma utbyggnadsmål som avloppsreningsverket i övrigt. Sett till rapporterad utnyttjandegrad kan det eventuellt antas att större avloppsreningsverk belastar reaktorerna högre än vad som sker på mindre anläggningar (Starberg et al., 2005; Tideström et al., 2004). Det är också möjligt att större anläggningar har de resurser och det intresse som krävs för att arbeta med höga belastningar (Davidsson, 2006) och att dessa också motiveras av att tillsätta mer externt substrat för att öka gasproduktionen, framförallt vid produktion av fordonsgas men också kraftvärme som gynnas ekonomiskt av stora volymer. När det gäller processövervakning anger Björnsson et al. (2000) till exempel att en representativ biogasanläggning på ett svenskt avloppsreningsverk endast mäter gasvolymen on-line kompletterat med att ph mäts off-line en gång i veckan och att gassammansättningen mäts offline två gånger i månaden. Som exempel på hur nya reaktorer vid avloppsreningsverk

25 dimensioneras kan två nya reaktorer på avloppsreningsverket i Malmö nämnas. Enligt Lövstedt och Norlander (2002) har dessa två dimensionerats för en organisk belastning på 3 kg VS/m 3 och dygn samtidigt som den genomsnittliga belastningen för samtliga reaktorer anges till 2,7 kg VS/m 3 och dygn (la Cour Jansen et al., 2004). Slutligen planerar reningsverket i Bromma för en ny reaktor som dimensioneras för 2,4 kg VS/m 3 och dygn (Rydberg och Starberg, 2006). I såväl Bromma som Malmö är reaktorerna dock kopplade seriellt vilket enligt ovan möjliggör en högre belastning. I föreliggande rapports utgångsläge antas en organisk belastning på 1,5 kg VS/m 3 och dygn med en uppehållstid på 20 dygn

26 4. Biogasproduktion vid svenska samrötningsanläggningar Förutom att biogas produceras vid avloppsreningsverk och deponier finns det också ett antal så kallade samrötningsanläggningar i Sverige där olika organiska avfallsfraktioner eller biprodukter rötas, ofta tillsammans med gödsel. Till skillnad från de biogasanläggningar som finns på avloppsreningsverken har samrötningsanläggningarna primärt byggts för att producera biogas och en rötrest som kan spridas på åkermark. År 2005 fanns det 13 samrötningsanläggningar i Sverige motsvarade 6 % av det totala antalet biogasanläggningar. Produktionen var 163 GWh vilket i sin tur motsvarade cirka 13 % av den totala biogasproduktionen och drygt 50 % av gasen uppgraderades och användes som fordonsgas. Undantas deponierna svarade samrötningsanläggningarna för 8 % av anläggningarna och 20 % av den producerade biogasen (Energimyndigheten, 2007). De svenska samrötningsanläggningarna är byggda för att hantera pumpbara substrat och själva biogasreaktorn skiljer sig därmed inte särskilt mycket mellan olika anläggningar eller gentemot biogasanläggningar på avloppsreningsverk. Däremot finns det avsevärda skillnader mellan de olika anläggningarna vad gäller deras förbehandlingskapacitet. De anläggningar som hanterar hushållsavfall och liknande substrat har till exempel en mer eller mindre avancerad förbehandling där det tillförda substratet, beroende på egenskaper, sorteras, finfördelas, späds med mera Samtidigt finns det samrötningsanläggningar som bara hanterar pumpbara substrat där förbehandlingen är betydligt enklare (RVF, 2005a). Till skillnad från de biogasanläggningar som behandlar avloppsslam har samrötningsanläggningar inte en lika homogen substratsammansättning vilket gör det svårt att ange en generell bild av substratsammansättning, nedbrytningsgrad och gasproduktion. Substrat som hanteras i samrötningsanläggningar är till exempel flytgödsel, fettslam, organiskt avfall från hushåll och restauranger samt olika typer av industriavfall från slakterier med mera (RVF, 2005a). Av substratet som tillförs samrötningsanläggningarna (våtvikt) är cirka 40 % slakteriavfall, 30 % flytgödsel och 30 % matavfall eller annat industriavfall (Energimyndigheten, 2007; Nordberg, 2006) Processparametrar Ungefär hälften av de svenska samrötningsanläggningarna drivs under mesofila förhållanden och hälften under termofila. Då det i huvudsak är de större och äldre anläggningarna som drivs under mesofila förhållanden hanteras dock huvuddelen av substratet (79 %) på detta sätt. Samtliga anläggningar tillämpar en totalomblandad process i ett steg (RVF, 2005a)

27 Den organiska belastningen varierar mellan 1 3,7 kg VS/m 3 och dygn med ett medianvärde på 2 kg. Uppehållstiden varierar mellan dygn och dygn för anläggningar som tillämpar mesofil respektive termofil rötning (RVF, 2005a). Vallin (2007) anger dock att biogasanläggningen i Linköping, där cirka 75 % av substratet är slakteriavfall, i dagsläget har en uppehållstid på 45 dygn med en organisk belastning på 2,7 kg VS/m 3 och dygn. Energimyndigheten (2007) anger att biogasproduktionen varierar mellan 0,33 15,4 kwh/m 3 och dygn för de svenska samrötningsanläggningarna med ett genomsnitt på 9,1 kwh/m 3 och dygn förutsatt att biogasen består av 65 % CH 4. Den stora spridningen kan dels förklaras av att vissa anläggningar inte varit i drift hela året och dels av att vissa anläggningar av olika skäl inte drivs vid dimensionerad belastning (Svensson, 2007). Detta kan jämföras med en dansk studie där den specifika biogasproduktionen för 20 anläggningar anges till 0,99 5,93 m 3 biogas/m 3 och dygn (PlanEnergi, 2001). Om det även här antas att biogasen innehåller 65 % CH 4 motsvarar detta cirka 6,4 38,4 kwh/m 3 och dygn. Den organiska belastningen anges inte av PlanEnergi (2001) men däremot anges mängden tillförd gödsel respektive annan biomassa. Vidare anger en av de största biogasanläggningarna i Danmark ett genomsnittligt VS-innehåll på 5,8 respektive 21,6 % VS för gödsel respektive annan biomassa (Kristensen, 2007). Om samma substratsammansättning antas för de 20 anläggningar som beskrivits ovan varierar den organiska belastningen mellan 3,0 respektive 11,4 kg VS/m 3 total reaktorvolym och dygn med ett medelvärde på 5,7 och ett medianvärde på 5,8 kg VS/m 3 och dygn. Mer specifikt kan det också nämnas att den ovan nämnda biogasanläggningen rapporterar om en genomsnittlig organisk belastning på cirka 7,7 kg VS/m 3 aktiv reaktorvolym och dygn för perioden (Kristensen, 2007). Det kan därmed konstateras att de danska anläggningarna arbetar med betydligt högre belastningar än de svenska. En viktig skillnad mellan Sverige och Danmark är att något fler av de danska anläggningarna drivs under termofila förhållanden jämfört med i Sverige och framförallt är det de termofila anläggningarna som hanterar mest substrat. Drygt 70 % av substratet hanteras termofilt i Danmark vilket kan jämföras med 20 % i Sverige. Det är också de termofila anläggningarna som har högst specifik gasproduktion och högst organisk belastning (6,7 respektive 4,3 kg VS/m 3 och dygn i genomsnitt för termofila respektive mesofila anläggningar). Uppehållstiden varierar mellan dygn med medelvärdet och medianvärdet 23 dygn för de mesofila anläggningarna. För de termofila anläggningarna varierar uppehållstiden mellan dygn med ett medelvärde respektive medianvärde på 17 dygn (PlanEnergi, 2001)

28 Vidare kan det konstateras att andelen biomassa som inte är gödsel varierar mellan cirka % (volym) med ett genomsnitt på 28 % för de danska anläggningarna. Detta kan jämföras med den svenska substratsammansättningen där andelen biomassa som inte är gödsel är cirka 70 % (våtvikt) (Energimyndigheten, 2007; PlanEnergi, 2001). Även om våtvikt och volym inte kan jämföras rakt av så tyder uppgifterna på att substratblandningen som tillförs de danska anläggningarna sannolikt inte är lika energirik som substratet som tillförs de svenska anläggningarna. Detta eftersom gasutbytet är betydligt lägre för gödsel än för olika typer av organiskt avfall, se också bilaga A. Detta styrks också av att den genomsnittliga gasproduktionen för svenska samrötningsanläggningar är cirka 100 m 3 biogas/ton våtvikt tillfört substrat medan motsvarande siffra är 45 m 3 biogas/m 3 substrat i Danmark (Energimyndigheten, 2007; PlanEnergi, 2001). Anledningen till att de danska anläggningarna, trots en högre andel flytgödsel, har en högre belastning än de svenska har inte studerats i detalj här men sannolikt beror det bland annat på en kortare uppehållstid i kombination med en högre andel termofila processer. I Tyskland, där det är vanligt att biogasanläggningarna tillsätter energigrödor och därmed också har relativt långa uppehållstider, verkar den organiska belastningen generellt vara lägre än i Danmark. I en rapport där data för drygt 50 anläggningar presenteras varierar den organiska belastningen mellan 0,4 och 5,6 kg VS/m 3 och dygn med ett medelvärde respektive medianvärde på 2,0 respektive 1,8 kg VS/m 3 och dygn. Av dessa anläggningar drevs nästan 90 % under mesofila förhållanden. Drygt hälften av anläggningarna består dock av flera reaktorer och den redovisade belastningen avser den genomsnittliga för hela anläggningen. I praktiken belastas dock det första steget betydligt hårdare än de följande. För fem av anläggningarna presenteras belastningen per reaktor och där är den genomsnittliga belastningen för den första reaktorn cirka 4,8 kg VS/m 3 och dygn (FNR, 2005). Föreliggande studie fokuserar dock på samrötningsanläggningar av den danska och svenska typen där flytgödsel samrötas med organiskt avfall från livsmedelsindustrier och liknande substrat Övervakning och stabilitet Övervakning av biogasprocessen varierar mellan olika samrötninganläggningar men generellt kan det konstateras att provtagningen sker off-line med olika intervall. Vissa anläggningar har eget laboratorium och andra anlitar externa laboratorier för sina analyser. Förutom temperatur, gasproduktion och ph mäts bland annat TS, VS, fettsyror samt ammoniak och ammonium med