Undersökning av köksavfallskvarnar i ett separat system i Västra hamnen, Malmö Insamlingssystemet och rötningsprocessen

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Undersökning av köksavfallskvarnar i ett separat system i Västra hamnen, Malmö Insamlingssystemet och rötningsprocessen Examensarbete av Charlotta Lövstedt & Peter Norlander Lund, december 22

Avdelningen för Vattenförsörjningsoch Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lund Institute of Technology University of Lund Sweden Undersökning av köksavfallskvarnar i ett separat system i Västra hamnen, Malmö Insamlingssystemet och rötningsprocessen Investigation of kitchen disposers in a separate system in Västra hamnen, Malmö The collection system and the anaerobic digestion process Master s Thesis no 22-4 by Lövstedt Charlotta, Ekosystemteknik, LTH, Lund Norlander Peter, Väg- och Vattenbyggnad, LTH, Lund December 22 Handledare / supervisor: Doktorand Åsa Svärd Examinator: Professor Jes la Cour Jansen ABSTRACT: Investigation of the function of kitchen disposers with a separator tank as a household organic waste separation method and examination of the gas potential of the separated waste during anaerobic digestion. Also investigation of effects on anaerobic decomposing of washing-up detergent and pre-treatment by heating. KEYWORDS: Kitchen disposer, anaerobic digestion, methane, biogas, organic waste, waste separation SÖKORD: Köksavfallskvarn, kökskvarn, avfallskvarn, rötning, metan, biogas, organiskt avfall, källsortering, Västra hamnen Postal adress: Visiting address: Telephone: Telefax: P.O Box 118 John Ericssons väg 1 +46 46-222 89 96 +46 46-222 42 24 SE_221 Lund +46 46-222 Web address: Sweden www.vateknik.lth.se

Summary Summary Introduction Waste management is a current issue of interest and there are great changes in progress within the business. As of the year 25, it will be forbidden to deposit organic waste in Sweden. Therefore, alternative and new waste treatment techniques have to be developed. A newly built urban area in Malmö, called Västra hamnen, was constructed with the ecological cycles in mind. One main idea is to separate organic waste and treat it by anaerobic digestion at the local wastewater treatment plant, Sjölundaverket. Biological treatment with anaerobic digestion is beneficial from both a waste management and an energy-production point of view. Anaerobic digestion reduces the organic content in the waste, produces methane, and gives a nutrient rich remainder. Methane is a renewable energy source that can be used to produce heat and energy or as an alternative fuel for vehicles. The digested residue can be brought back into the ecosystem as a fertiliser. The purpose of this report is to investigate the separation system, including kitchen disposers, of the organic waste in Västra hamnen and the gas production from the sourcesorted material. Background Anaerobic digestion In anaerobic digestion, microorganisms decompose biomass into carbon dioxide, water, methane, and new biomass. The produced gas is called biogas. The energy exchange during the decomposing is low compared to aerobic conversion, and the anaerobic organisms therefore grow relatively slow. There are four main steps in the anaerobic digestion process. In the first step complex and large organic compounds as lipids, proteins and carbohydrates are decomposed into simpler organic compounds as fatty acids, amino acids and simple sugars. The products in the second step are then turned into volatile fatty acids (VFA) and alcohols. In the third step, the VFAs and the alcohols are decomposed into acetic acid or carbon dioxide and hydrogen. The last step, the methane formation, is carried out in two different ways. About one third of the produced methane comes from carbon dioxide and hydrogen, which is transformed into water and methane. The other two thirds of the methane is produced from acetic acid, which is converted into methane and carbon dioxide. The four steps of the anaerobic digestion are carried out by a complex correlation between different groups of microorganisms. The organisms are dependent on different parameters such as temperature, ph and nutrient accessibility. Temperature is one of the most important factors in this process, which can be carried out in either mesophilic (3-4 o C) or thermophilic (5-6 o C) conditions. In nature, anaerobic digestion can also occur under psycrophilic conditions (15-2 o C). 1

Summary How much gas that is produced by the digestion depends mainly on which substrate is being decomposed but also on how the process is carried out. Organic municipal waste gives 467 ml methane/gvs 1 according to a report from the Danish EPA (Miljøstyrelsen) 22. A common pre-treatment method is to pasteurise the organic waste in 7 o C for one hour before putting it into the anaerobic digester. The energetic substance in the produced biogas is methane, which has the energy content of 9.8 kwh/m 3. Biogas from controlled reactors consists of 6-7 volume-% methane. Biogas as a fuel has several advantages compared to fossil fuels. The emissions of nitrogen oxides and other atmospheric pollutants are lower. Furthermore, the combustion of biogas does not contribute to the enhanced greenhouse effect, and the energy is also renewable. Compared to other renewable energy sources, such as solar and wind power, the methane can be stored. The rest product from the anaerobic digestion is a high nutrient sludge, which can be used as a fertiliser in agriculture. However, this has been questioned because of the risk for contamination, e.g. of heavy metals. If the sludge comes from digestion of only municipal organic waste this use is more accepted. In Sweden there are several anaerobic digestion plants that treat organic wastes. The organic wastes consist of livestock manure, waste from slaughterhouses and restaurants, and sourcesorted municipal organic wastes. At Sjölundaverket in Malmö, two new anaerobic reactors have been built to complete the four old ones. One of the new reactors can be used to treat organic waste, from households and commercials, separately. The system in Västra hamnen The organic wastes in Västra hamnen are sorted in two different ways. Most of the inhabitants collect their organic waste in paper bags, which are then left in a separate disposal tank. Furthermore, about 6 households are equipped with kitchen disposers that are connected to a separate low-pressure sewage system. Disposers are rather uncommon in Sweden, and the system is unique because of the separate pipe system. When using the disposer, water has to be added. After the waste has been ground it passes through a cutting pump, which further grinds the material. The slurry then enters a separation tank in the area. The separation tank has a volume of 4.7m 3 and is divided into two parts: one sedimentation part and one fat separation part. Excessive water is lead into the ordinary sewage system after passing the tank. Sludge from the separation tank is collected by a tank car and is transported to Sjölunda wastewater treatment plant. There the sludge is pumped into one of the mesophilic anaerobic reactors and is there treated together with sludge from the wastewater treatment. The biogas from the treatment is combusted in two gas engines that produce electricity and heat. Today, the residue from the anaerobic treatment is mixed with sand and is used as a 1 VS = volatile solids i.e. the organic content of the material. 2

Summary filling material. Instead of mixing the organic waste material with sludge, it can be treated separately, resulting in a residue with higher quality, which can be recycled in farmlands. Methods The separation system Samples from the separation tank in Västra hamnen were taken four times. The amount of dry matter, organic matter (VS) and particle size were analysed and the temperature in the tank was measured. Samples from the sedimentation part, the fat separation part and the outflow from the tank were also analysed for ammonium, VFAs and COD. Additionally, the operation time of one of the pumps in the sewer system was read off. The possibility to take samples from the system in Västra hamnen was rather limited. Therefore, a smaller model of the separation tank was built to get a better picture of the separation process. The model was attached to a disposer that was installed in a kitchen sink. Two tests, with source-sorted organic waste from a two-person household, were carried out in the model tank for one week each. Once a day, the organic waste was weighed and then ground in the disposer. Thereafter, it was weighed again to determine how much water that was added during the grinding. The slurry was then slowly poured into the tank. After four days, the sedimentation layer was measured and then the dry matter and VS content were analysed. The purpose of the first experiment was to analyse how much material that was collected in the two chambers of the tank. During this test, a thick floating layer was observed. Therefore, another test with slow stirrers at the surface was carried out, in an attempt to get rid of the layer. The disposer was also used to analyse the grain size of the ground material and to investigate how much water that was used to grind a certain amount of waste. The anaerobic digestion The gas production from the material from Västra hamnen was measured by batch experiments. In addition, the possible inhibition of dishwashing detergent and effects of pretreatment by heating was investigated. The batch-experiments were carried out in bottles (2 litres) with a rubber cork at 35 o C and material from the reactors at Sjölunda was used as inoculum. A gas syringe with a pressure lock was used to take samples (.2 ml) from the batches. The samples were then analysed to determine the methane content in a gascromatograph. When required, gas was released through a syringe tip to decrease the pressure in the batches. To analyse the biogas yield from the material, an experiment with six batches was carried out during 36 days. Three of the batches only contained 4 ml of inoculum to investigate the background gas yields. The other three contained 4 ml of inoculum and 1 ml of the organic waste. In the experiment with dishwashing detergent, concentrations of 1, 4 and 1 g/l in three parallel batches were used. The batches were first filled with 4 ml of inoculum and 1 ml of waste and were then added dishwashing detergent. 3

Summary When pre-treatment was investigated, three batches were filled with 4 ml of inoculum and 1 ml of waste that had been pasteurised in 7 o C for 1h. The results from the gascromatograph were used to calculate methane and biogas yield in the comparable unit Nml/gVS in. Results and discussion The separation system Västra hamnen The results showed that the separation tank in Västra hamnen only had a content of.8-.13% dry matter in the sedimentation part and.9-.14% in the fat separation part. The percentages seemed to increase with time since last emptying the tank. Both the contents of dry matter and VS in the two parts of the tank were almost the same. There was no floating layer in the sedimentation part, while a thin fat layer appeared in the fat separation part. The grains in the material were small, much smaller than in the material taken directly from the disposer, which probably can be attributed to the cutting pump grinding the material further. The total mass of dry matter was lower than expected and this is probably due to that the inhabitants not using the disposer as much as they could or due to the separation tank not working properly. Calculations from the observations of the operation time of one of the pumps, showed that the average flow from every household was 61 l/day. This is a very high flow revealing that the system is used for other purposes than food wastes. It is likely that the inhabitants use the sink with the disposer as an ordinary sink and flush for example wastewater from dish washing through it. In the tank in Västra hamnen a maximum temperature of 18.6 o C was measured. This means that psycrophilic anaerobic digestion could have occurred. The chemical analyses showed that the VFA concentration in the sedimentation part was 82 mg/l and in the fat separation part and in the outflow, 61 mg/l and 32 mg/l respectively. These rather high concentrations are a sign that the first step in the anaerobic decomposing process has started. Ammonium concentrations were low, 4.7 mg/l. This is probably due to the low concentrations of material in the tank. COD in the fat separation part was very high (116 mg/l) compared to the sedimentation part (151 mg/l) and the outflow (82 mg/l) and is presumably caused by the fat layer. Even in the outflow the COD is rather high, which shows that organic material leaves the tank in the outflow. The model tank About 9% of the waste material from the disposer was caught in the tank model during both tank experiments. A thick floating layer appeared in both tests. Thus, the stirrer in the second test did not have any effect on the surface layer. Results from the grain size experiment showed that 52% of the weight of the particles was less than 1mm, 13% was 1-2 mm, 13% was 2-4 mm, 14% was 4-8 mm, 6% was 8-16 mm and 2% was larger than 16 mm. The grain sizes were much larger than the material from the tank, where 1% were less than 1 4

Summary mm. The experiments with the disposer also showed that an average 34.4 litres of water was used to grain one kilogram of waste (wet-weight). The anaerobic digestion The methane potential experiments showed that the material could produce as much as 55 Nml methane/gvs in. The biogas that was produced had a methane content of 67% on average. Dishwashing detergent was inhibiting the gas production in concentrations of 1 g/l or higher. With a concentration of 1 g/l, the methane production ceased totally, but with lower concentrations (1-4 g/l), the production was delayed. There are two theories how the washing-up detergent effects the process: The detergent cuts out parts of the micro population. Resistant bacteria that have survived, however, build up the population level again. Some substance in the detergent must first be decomposed of some other bacteria than the ones producing methane. The methane-producing bacteria can then attack the substrate. The gas potential results from the pre-treated material did not show any effect by the heating. This is probably due to a low rate of fat and protein, which are sensitive to heat in the material. Final conclusions The final conclusion of the disposer experiments state that the system in Västra hamnen with kitchen disposers is an efficient and user-friendly way to source-sort organic waste from households. However, the fact that the disposers were installed in the ordinary kitchen sink caused a problem with high water flows through the system. Therefore, the kitchen disposer would be better suited in a small separate sink in the kitchen. Furthermore, the cutting pump could be exchanged or removed to achieve a better sedimentation function. Further investigations could be to examine a similar system, but without the cutting pump. This experiment would mainly be done to examine the behaviour of the larger particles in the separation tank and to see if the gas potential is affected. In addition, the function of the separation tank in Västra hamnen could be investigated more thoroughly in order to find ways to optimise its performance. 5

6

Sammanfattning Sammanfattning Avfallshantering är en mycket aktuell fråga och det pågår stora förändringar inom avfallsbranschen. I Sverige kommer det från och med år 25 vara förbjudet att deponera organiskt avfall. Detta gör att alternativa och nya avfallsbehandlingstekniker måste utvecklas. Biologisk behandling genom rötning, d v s nedbrytning utan tillgång på syre, är bra både ur avfallsbehandlingssynpunkt och ur energisynvinkel. Rötning som behandlingsteknik minskar det organiska innehållet i avfallet, producerar en förnyelsebar energikälla i form av metangas samt ger en näringsrik rötrest som kan återföras till kretsloppet. Metangasen kan användas till att producera värme och energi eller som ett bränslealternativ till fordon. Västra hamnen i Malmö är ett nytt bostadsområde där planeringen genomsyrats av kretsloppstänkande. Nya unika lösningar för vatten, avlopp och avfallssystem har införts. Ungefär 6 bostäder är utrustade med köksavfallskvarn. Avfallets som mals i kvarnen leds via ett separat tryckavloppssystem till en avskiljartank bestående av en sedimentationsdel och en fettavskiljardel. Det avskiljda avfallet transporteras sedan med slamsugarbil till Sjölundaverkets rötkammare. Denna rapport syftar till att utvärdera avskiljningssystemet och gaspotentialen hos avfallet. Avskiljningssystemet undersöktes dels genom provtagning från det verkliga systemet och dels genom försök med en modell av tanken i mindre skala. Modellen var kopplad till en diskho med en köksavfallskvarn. Resultatet från den verkliga tanken visade på en låg koncentration av material, i genomsnitt,1% torrsubstanshalt. Detta kan vara en följd av att kvarnarna använts för lite, att avskiljartanken är feldimensionerad eller att pumpen i tryckavloppssystemet påverkar materialets sedimentationsegenskaper negativt. Flödet i systemet var stort, ca 6 l per hushåll och dag. I försöken på modellen visade sig att ungefär 9% av det tillförda avfallet stannade i tanken. Mesofila rötningsförsök på matavfall från Västra hamnen utfördes satsvis i tvåliters batchflaskor i värmeskåp. Prover togs ut med en stängningsbar gasspruta och analyserades med avseende på metaninnehåll med en gaskromatograf. Test utfördes för att undersöka gaspotential, hämning av diskmedel samt inverkan av förhygienisering (7 o C i en timme) på materialet. Resultaten visade att metanproduktionen från matavfallet är hög, 55Nml/gVS, i medel. Diskmedel visade sig hämmande för rötningsprocessen i koncentrationer på 1g/l eller högre. Vid 1g diskmedel per liter upphör metanproduktionen helt, medan den vid lägre koncentrationer (1-4g/l) blir fördröjd. Förhygieniseringsförsöken visade att denna förbehandling inte påverkar gaspotentialen hos matavfallet. Systemet med köksavfallskvarnar, som används i Västra hamnen är användarvänligt och effektivt. Dock är det ett problem att kvarnen är placerad i den vanliga diskhon varifrån onödigt mycket spillvatten kommer till systemet. Det kan därför vara lämpligt att placera köksavfallskvarnen i en liten separat ho i diskbänken. Vidare skulle avskiljartankens storlek i förhållande till flödet kunna ändras. Det är önskvärt att röta matavfallet separat från avloppsreningsverksslammet eftersom rötresten då blir mer lämpad för användning som gödningsmedel. 7

8

Förord Förord Detta examensarbete på 2 poäng har utförts för avdelningen för vattenförsörjnings- och avloppsteknik på Lunds Tekniska Högskola i samarbete med Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö. Rapporten och samtliga försök är utförda under höstterminen 22. Vi vill tacka våra handledare Åsa Svärd, doktorand på avdelningen för VA-teknik på LTH, Christopher Gruvberger, utvecklingsingenjör på VA-verket i Malmö samt vår examinator Jes la Cour Jansen, professor på avdelningen för VA-teknik på LTH, för all hjälp vi har fått med att utveckla våra försök och för alla bra idéer som framkommit under våra möten, vilka slutligen har resulterat i denna rapport. Tack även till: Gerd Persson, Mona Wretling-Hamrin och Ylva Persson i VA-labbet för all den hjälp vi fått med kunskap och material för att kunna genomföra våra försök. Niklas Hanner processingenjör, Sjölundaverket i Malmö, för att Du alltid tagit Dig tid att hjälpa oss när vi varit på Sjölundaverket. Personalen i Sjölundas verkstad för att Ni hjälpte oss med konstruktionen av vår kvarnbänk. Till sist vill vi även skänka en tanke till alla anaeroba bakterier som har lidit under våra hämningsförsök. Utan Er hade inte våra försök varit möjliga att genomföra. Lund 22-12-12 Charlotta Lövstedt Ekosystemteknik Peter Norlander Väg och vattenbyggnad 9

1

Innehållsförteckning Innehållsförteckning 1 SYFTE...15 2 BAKGRUND... 16 2.1 INLEDNING... 16 2.2 VÄSTRA HAMNEN... 17 2.2.1 Områdesbeskrivning... 17 2.2.2 Kretsloppstanke... 17 2.2.3 Avfallskvarnar... 18 2.2.4 Energiåtervinning... 19 2.3 B I O GAS 1 PROJEKTET... 19 2.4 RÖTNING... 2 2.4.1 Processen... 2 2.4.2 Hämmande faktorer... 26 2.4.3 Förhygienisering... 27 2.4.4 Gaspotential... 27 2.4.5 Rötningstekniker... 28 2.4.6 Användning av biogasen... 29 2.4.7 Restprodukter... 32 2.4.8 Rötning av matavfall... 32 2.5 KÖKSAVFALLSKVARNAR... 33 2.5.1 Historia... 33 2.5.2 Teknisk beskrivning... 33 2.6 SEDIMENTATION... 34 2.6.1 Allmänt... 34 2.7 SJÖLUNDAVERKET... 34 2.7.1 Allmänt... 34 2.8 ANDRA ANLÄGGNINGAR I SVERIGE... 35 2.9 TIDIGARE STUDIER PÅ ANDRA ANLÄGGNINGAR... 37 2.9.1 Staffanstorp... 37 2.9.2 Surahammar... 37 2.9.3 Ishøj kommun, Danmark... 38 2.1 AVFALLSSTATISTIK FÖR SVERIGE... 38 2.11 EGNA KOMMENTARER OCH SLUTSATSER... 39 3 SYSTEMBESKRIVNING... 4 3.1 AVFALLSKVARNARNA... 41 3.2 LPS-ENHETEN... 41 3.3 AVSKILJARTANKEN... 42 3.4 RÖTKAMRARNA... 42 3.5 ENERGIPRODUKTION... 44 3.6 RESTPRODUKTER... 44 11

Innehållsförteckning 4 KVARNSYSTEMET... 45 4.1 METODUTVECKLING... 45 4.2 METOD... 46 4.2.1 Kvarnbänken... 46 4.2.2 Avskiljartanken... 47 4.3 RESULTAT & DISKUSSION... 48 4.3.1 Kvarnbänken... 48 4.3.2 Avskiljartanken... 52 4.3.3 Felkällor... 54 4.4 SLUTSATSER... 54 4.4.1 Kvarnbänken... 54 4.4.2 Avskiljartanken... 54 5 RÖTNINGSFÖRSÖK... 56 5.1 METODUTVECKLING... 56 5.2 METOD... 6 5.2.1 Gaspotential... 6 5.2.2 Hämning... 61 5.2.3 Förhygienisering... 62 5.3 RESULTAT & DISKUSSION... 63 5.3.1 Gaspotential... 63 5.3.2 Hämning... 67 5.3.3 Förhygienisering... 7 5.3.4 Felkällor... 72 5.4 SLUTSATSER... 72 5.4.1 Gaspotential... 72 5.4.2 Hämning... 72 5.4.3 Förhygienisering... 73 5.4.4 Metodförbättringar... 73 6 SLUTSATSER FÖR SYSTEMET I HELHET... 74 6.1 FÖRDELAR OCH NACKDELAR... 74 6.2 FÖRSLAG TILL FÖRBÄTTRINGAR... 74 6.3 FRAMTIDA FORSKNING... 75 7 REFERENSER... 76 12

Innehållsförteckning BILAGA A HANDLINGAR FRÅN SJÖLUNDAVERKET... I A.1 AMMONIUM ENL. FIA 5-2/84...I A.2 KEMISK SYREFÖRBRUKNING ENL. REFERENS HACH AMPULLMETODEN... III A.3 FLYKTIGA SYROR VAV P54 ANG 1984... V BILAGA B BERÄKNINGAR...VI B.1 BERÄKNING AV PUMPENS KAPACITET...VI B.2 BERÄKNING AV METANPRODUKTION...VII B.3 BERÄKNING AV GASPRODUKTION... VIII B.4 BERÄKNING AV METANHALT...IX B.5 BERÄKNING AV GASPOTENTIALEN... X BILAGA C KVARNFÖRSÖKEN...XI C.1 BILDER FRÅN KVARNFÖRSÖK 1...XI C.2 BILDER FRÅN KVARNFÖRSÖK 2...XII BILAGA D RESULTAT FRÅN RÖTFÖRSÖKEN...XIII D.1 GASPOTENTIAL... XIII D.2 HÄMNINGSFÖRSÖK...XVI D.3 FÖRHYGIENISERINGÖRSÖK... XXIII 13

14

1 Syfte 1 Syfte Syftet med denna rapport är att undersöka det nya avskiljningssystemet för matavfall, som används i Västra hamnen i Malmö. Målet med undersökningarna för det befintliga systemet är att ta reda på: Köksavfallskvarnens mekaniska inverkan på hushållsavfallet LPS-enhetens inverkan på avfalls- och vattenblandningen från kvarnarna Avskiljartankens funktion och massbalans Gaspotentialen hos det avskiljda avfallet Dessutom misstänks att det finns risk för att större koncentrationer diskmedel sköljs ned i avfallskvarnen. Därför undersöks: Hämning av gaspotentialen vid tillsats av olika koncentrationer diskmedel Då förhygienisering av matavfallet från Västra hamnen antagligen kommer att införas innan rötning, för att kunna använda rötresten inom jordbruket, undersöks slutligen: Inverkan av förhygienisering på gaspotentialen 15

2 Bakgrund 2 Bakgrund 2.1 Inledning Avfallshantering är en mycket aktuell fråga och det pågår just nu stora förändringar inom avfallsbranschen i Sverige och Europa. Enligt EUs miljöhandlingsprogram från juni 21, ska uppkomsten av avfall bromsas och så stor del av avfallet som möjligt ska återföras till det ekonomiska systemet genom återvinning av material, näringsämnen och energi. I Sverige arbetar man mot att nå de nationella miljömålen som riksdagen antog 1999. För avfallshantering innebär det främst målet God bebyggd miljö, där konkretiseringar, som att mängden avfall som deponeras ska halveras till år 25 (jämfört med 1994 års nivåer), ger tydliga mål för avfallshanteringen. För att uppnå målen har regeringen beslutat om ett antal styrmedel, t ex att det blir förbjudet att deponera organiskt avfall fr o m år 25 och att deponering av brännbart avfall förbjöds år 22. Dessutom infördes det den 1 jan 22 skatt på avfall, som förväntas höjas redan till årsskiftet 22/23. Dessa förändringar betyder att vi i Sverige behöver nya och alternativa avfallsbehandlingstekniker och de befintliga teknikerna behöver effektiviseras. En metod som verkar vara på frammarsch i Sverige är biologisk behandling, antingen genom kompostering eller genom rötning. År 21 behandlades 9,9 % av hushållens sopor biologiskt, vilket innebär en ökning på 8 % jämfört med 2 (RVF, 22). Detta är bl a en följd av att det i allt fler kommuner sker utsortering av organiskt avfall. Kommunerna har enligt RVF (22) planer som tyder på att den biologiska behandlingen kan fördubblas inom fem år. I de kommuner där källsortering av biologiskt avfall pågått länge i större skala har det visat sig att mellan 2-35% av hushållens avfall sorteras ut, så i teorin skulle en ännu större ökning kunna vara möjlig. Biologisk behandling genom rötning, d v s nedbrytning utan tillgång på syre, är bra både ur avfallsbehandlingssynpunkt och ur energisynvinkel. Rötning som behandlingsteknik minskar det organiska innehållet i avfallet, producerar en förnyelsebar energikälla i form av metangas samt ger en näringsrik rötrest som kan återföras till kretsloppet. Metangasen kan användas till att producera värme och energi eller som ett bränslealternativ till fordon. Rötning sker naturligt i avfallsdeponier och i naturen, men om inte gasen tas tillvara är den en bidragande orsak till den förhöjda växthuseffekten. Forskning pågår över hela världen kring rötningstekniker för att få en så stor gasproduktion som möjligt. Viktigt är dessutom själva utsorteringssteget som kan vara antingen manuell utsortering vid källan, mekanisk utsortering eller en kombination som t ex att lägga nedbrytbart material i påsar med särskild färg som optiskt sorteras ut på avfallsverket. Men vilka är processerna som ligger bakom produktionen av metangas och hur får man det att fungera i kontrollerade former? Hur ska avfallet sorteras ut från hushållssoporna? Det är några av de frågor som kommer diskuteras och svaras på i denna rapport. 16

2 Bakgrund 2.2 Västra hamnen 2.2.1 Områdesbeskrivning Västra hamnen i Malmö är ett helt nytt bostadsområde, beläget på gammal industrimark som från början byggdes ut i havet med hjälp av rivnings- och fyllnadsmassor. Den av industrier förorenade marken har sanerats för att tillgodose kraven på en ny stadsdel där ekologisk anpassning fått en framstående roll. En del av Västra hamnen är mer känt som den europeiska bostadsmässan Bo1 som utgör ca 37 bostäder. Enligt planerna ska det byggas ca 1 bostäder i Västra hamnen. (VA-verket & SYSAV, 21; Gruvberger et al., 21; SYSAV, 22) Se figur 2.1. (a) (b) Figur 2.1. Västra hamnen i Malmö. (a) Bo1. (b) Västra hamnen. (Malmö stad, 22) 2.2.2 Kretsloppstanke Planeringen av det nya bostadsområdet i Västra hamnen har genomsyrats av kretsloppstänkande där Sveriges 15 nationella miljömål varit i åtanke. Ekologiska cykler för energi, vatten och avfall har eftersträvats. Detta har lett till nya unika lösningar för vatten, avlopp och avfallssystem som schematiskt beskrivs i figur 2.2 på nästa sida. (Gruvberger et al., 21) Efter undersökning av alternativ valdes en avloppsvattenrening på konventionell väg i Malmös befintliga avloppssystem med Sjölunda reningsverk som slutstation. På Sjölunda renas avloppsvattnet mekaniskt, biologiskt och kemiskt innan det släpps ut i Öresund. För att minska belastningen på avloppsnätet leds dagvatten bort i öppna kanaler som även har en estetisk funktion. (VA-verket & SYSAV, 21) Energi från matavfallet ska utnyttjas och restavfallet som blir över samlas in med ett underjordiskt sopsugsystem, vilket minimerar transporterna i området och förenklar för de boende. För att energi och näring ur matavfallet ska kunna tillvaratas krävs att det sorteras ut av de boende. De flesta sorterar ut matavfallet i en papperspåse som slängs i ett separat sopnedkast. Matavfallet och restavfallet 2 samlas upp i skilda kammare och sugs upp av ett gemensamt sopsugsystem, som tömmer en kammare i taget. En mindre del av bostäderna är utrustade med avfallskvarnar för utsortering av matavfall. Förutom matavfall kommer tid- 2 Med restavfall menas de sopfraktioner som inte sorterats ut, även kallat skräpsopor. 17

2 Bakgrund ningar, pappersförpackningar, glasförpackningar, metallförpackningar, hårda plastförpackningar och farligt avfall att sorteras ut. (VA-verket Malmö, 21; Gruvberger et al., 21) För att systemet ska fungera krävs att de boende följer de instruktioner om avfallssortering som de erhållit. Det är meningen att kretsloppsanpassningen inte ska kräva några större uppoffringar av de boende. Figur 2.2 Avfalls- och avloppssystemet i Västra hamnen (VA-verket & SYSAV, 21). I figur 2.2 finns en KREPRO-anläggning, för utvinning av fosfor ur slam, med. Det var planerat att bygga en sådan anläggning på Sjölundaverket, men en kursändring från myndigheter har gjort att denna anläggning inte kommer att byggas. (Gruvberger, 22) 2.2.3 Avfallskvarnar Avfallskvarnar för matavfall är installerade i diskhon i ca 6 bostäder på Bo1-området. Matavfallet mals ner av den boende samtidigt som vatten spolas i kvarnen. Det malda avfallet pumpas vidare av ett tryckavloppssystem (LPS) till en underjordisk avskiljartank, där fast avfall sjunker till botten och vattenfraktionen leds in i avloppssystemet. Det sedimenterade avfallet sugs upp av en slamsugbil och transporteras till en rötningsanläggning på Sjölundaverket. (VA-verket & SYSAV, 21; Gruvberger et al., 21) Så småningom är det meningen att ca 2 bostäder på området ska ha avfallskvarnar installerade (Hanner, 22). Det unika med avfallskvarnarna i Västra hamnenområdet är att matavfallet tas tillvara istället för att spolas direkt ut i avloppssystemet som vid konventionella avfallskvarnar. En mer detaljrik teknisk beskrivning av avfallskvarnarna återfinns i kap 3.1 Avfallskvarnarna. 18

2 Bakgrund 2.2.4 Energiåtervinning Matavfallet från sopsugsystemet och avfallskvarnarna ska rötas på Sjölundaverket, i två nya rötkammare tillsammans med slam från avloppsreningen. Avfallet kan även rötas separat från avloppsreningsslammet. Vid rötningen bildas energirik biogas (som liksom naturgas innehåller energirik metan) vilket är ett förnyelsebart icke-fossilt bränsle, som kan användas för el- och värmeproduktion eller som drivmedel för fordon. Rötresten används i dagsläget som fyllnadsmaterial, men det är önskvärt att kunna återföra näringsinnehållet i slammet till jordbruket. 2.3 B i o gas 1 projektet Ett projekt som kallas B i o gas 1 har syftet att utvärdera olika koncept som möjliggör att lämpligt organiskt material, som uppstår på Bo1-området, kan utnyttjas för biogasproduktion. Projektet drivs av VA-verket i Malmö som samarbetar med SYSAV, Lunds Tekniska Högskola och Danmarks Tekniska Universitet i Köpenhamn. B i o gas 1 är indelat i fem delprojekt: 1. Boendeinformation 2. Avfallskvarnar 3. Sopsugsystem och boendenära källsortering 4. Mottagningsstation sopsugfraktion 5. Utvärdering av biogaspotentialen Den största delen av projektet är fullskaleförsök med sorterande sopsug och avfallskvarnar för utsortering av organiskt avfall. Sopsugsystemet, som bygger på att avfallet sugs via ett rörsystem med vakuum till en specialkonstruerad bil, är tidigare ganska välbeprövat, men osäkerheten ligger i att två fraktioner ska hållas åtskilda i systemet. De förväntade fördelarna med sopsugen är att soptransporter inne på området elimineras och mindre luktproblem vid sopnedkast uppstår. Det är tänkt att det uppsugna materialet ska förbehandlas genom att plast och annat ovidkommande material avskiljs samt att materialet finfördelas genom malning, innan det kan rötas. Som ett alternativ till sopsugsystemet kommer avfallskvarnar att prövas som utsorteringssystem för matavfall. Utvärderingens syfte är att förbättra dataunderlaget avseende organiskt hushållsavfall och skapa ett underlag för bedömning av biogaspotentialen och dess variation beroende på olika parametrar, bl a olika utsorteringskriterier. Utvärderingen sker i en inledande litteraturstudiefas, en påföljande provtagnings- och kemisk analyserande fas och avslutas med praktiska rötningsförsök. B i o gas 1 startade i början av 21 och beräknas vara slutfört i slutet av 23. (Biogas1, 21; SYSAV, 22) 19

2 Bakgrund 2.4 Rötning Rötning är en anaerob nedbrytningsprocess, där olika mikroorganismer i flera steg omvandlar organiskt material till koldioxid, vatten, metan och ny biomassa. Den producerade gasen kallas biogas. Energiutbytet är lågt för bakterierna i jämförelse med aerob nedbrytning och de tillväxer därför relativt långsamt. Den bildade biogasen är mycket energirik p g a dess metaninnehåll och kan användas för produktion av el och värme eller som fordonsbränsle. Biogasen är ganska lik naturgas, där metan också är den energigivande komponenten. Anaerob nedbrytning kan även kallas förruttnelse, jäsning, fermentering och biologisk förgasning, men i tekniska sammanhang är rötning det vanligast förekommande (Wannholt, 1998). Rötning är en naturlig process som förekommer i t ex idisslares magar, våtmarker och bottensediment i sjöar och hav. Metanproduktionen kan vara så stor att bubblor av gas flyter upp till ytan av en sjö eller damm och en ko kan producera upp till 4 liter metan per dag (Prescott et al., 1999). I avfallsdeponier uppstår rötningsprocesser spontant och den producerade gasen samlas oftast in i rörsystem för att förhindra att metan, som är en växthusgas, läcker ut. Den insamlade gasen används för värme- och/eller elproduktion. Bioceller är en form av kontrollerade deponier där avfallet deponeras på ett sätt som främjar metangasutvinning. Rötning i en sluten behållare kallas reaktorrötning och är en förutsättning för att kunna optimera nedbrytningsprocesserna för en snabbare och mera fullständig nedbrytning (Wannholt, 1998). Reaktorrötning har använts i över 1 år för behandling av slam på avloppsreningsverk för att producera energi, minska torrsubstanshalt (TS-halt) och organiskt innehåll (VS-halt) samt få en stabil och hygienisk slutprodukt. Kommande avsnitt kommer främst att behandla reaktorrötning 2.4.1 Processen Den anaeroba nedbrytningsprocessen sker i flera steg, vilka i huvudsak är: 1. Hydrolys 2. Syrabildning 3. Ättiksyrabildning 4. Metanbildning Figur 2.3 på nästa sida ger en översiktlig bild av nedbrytningsprocessen. 2

2 Bakgrund Organiskt material Protein, kolhydrater, fett Hydrolys Lösliga organiska föreningar Aminosyror, socker, fettsyror Flyktiga fettsyror Mjölksyra, etanol mm Syrabildning Ättiksyrabildning Vätgas, koldioxid Ättiksyra Biogas Metangas (55-7%), koldioxid (25-35%), vattenånga, svavelväte mm Figur 2.3. Förenklad schematisk bild av rötningsprocessen. Metanbildning Hydrolys I det första nedbrytningssteget bryts komplexa och svårlösliga organiska föreningar, såsom fetter, proteiner och kolhydrater, ner till enklare organiska föreningar bl a fettsyror, aminosyror och enkla sockerarter. Detta sker genom en hydrolytisk reaktion, d v s vatten upptas under reaktionen, som sker med hjälp av en grupp bakterier som kallas hydrolytiska bakterier. Bakterierna utför processen genom utsöndring av enzymer. Syrabildning En mindre del av produkterna från hydrolysen bryts i ett andra steg ner till flyktiga fettsyror och alkohol av s k acidogena bakterier. Hydrolysen tillsammans med syrabildningen (som ibland kallas fermentationssteget) bildar produkter som smörsyra, propionsyra, mjölksyra, bärnstenssyra, etanol, ättiksyra, vätgas och koldioxid. De mikroorganismer som i huvudsak genomför fermentationen är Clostridum, Bacteroides, Peptostreptococcus, Eubacterium och Lactobacillus. Se tabell 2.1 och figur 2.4. Ättiksyrabildning Vid ättiksyrabildningen omvandlas syrorna och alkoholerna till ättiksyra eller koldioxid och vätgas av s k acetogena bakterier. Dessa bakterier växer långsamt och har svårt att anpassa sig efter förändringar. Detta leder till att ättiksyrabildningssteget ofta är det begränsande steget i en välfungerande rötningsprocess. De acetogena bakterierna tillhör framför allt mikroorganismgrupperna Syntrophomonas, Syntrophobacter och Acetobacterium. 21

2 Bakgrund Metanbildning Metanbildningen sker på två olika sätt av två grupper metanogena bakterier 3 som är strikt anaeroba, d v s syrgas är ett gift för dem. 1. Koldioxid och vätgas omvandlas till vatten och metan av s k koldioxidreducerande metanogener eller hydrogenotrofa metanogena bakterier (Wannholt, 1998). 2. Ättiksyra omvandlas till metan och koldioxid av s k aceticlasiska metanogener eller acetotrofa metanogena bakterier (Wannholt, 1998). Ungefär 2/3 av den producerade metangasen kommer från ättiksyra (Prescott et al., 1999). Ett kg organiskt material kan ge upp till 6 liter metangas (Prescott et al., 1999). De koldioxidreducerande metanogenerna är i huvudsak Methanosarcina och Methanotrix, medan Methanobrevibacter, Methanomicrobium, Methanogenium, Methanobacterium, Methanococcus och Methanospirillum är aceticlasiska metanogener. Tabell 2.1. Reaktionsstegen vid anaerob nedbrytning av organiskt avfall. (Prescott et al., 1999) Processteg Substrat Produkt Mikroorganismer Fermentation Organiska makromolekyler Smörsyra, propionsyra, mjölksyra, etanol, ättiksyra, H 2 och CO 2 Ättiksyrabildning Smörsyra, propionsyra, Ättiksyra, H 2 och CO 2 mjölksyra, bärnstenssyra, etanol Metanbildning Ättiksyra CH 4 och CO 2 H 2 och HCO 3 - CH 4 Clostridum, Bacteroides, Peptostreptococcus, Eubacterium och Lactobacillus. Syntrophomonas, Syntrophobacter och Acetobacterium Methanosarcina och Methanotrix, Methanobrevibacter, Methanomicrobium, Methanogenium, Methanobacterium, Methanococcus och Methanospirillum De metanogena bakterierna har en låg tillväxthastighet och långa generationstider. De är mycket specifika i sin ämnesomsättning, d v s kan bara bryta ner ett mycket litet antal organiska molekyler och de är dessutom mycket känsliga för störningar i omgivningen. Om t ex ett mycket lättnedbrytbart material ska rötas finns risk att syrabildningssteget går snabbare än metangasbildningssteget, med förhöjda halter av organiska syror som följd. Syrorna sänker ph och påverkar på så sätt metanogenerna negativt. Metanbildningssteget är därför oftast det begränsande steget vad gäller känslighet vid anaerob nedbrytning och rötningsprocessens optimering brukar därför inriktas på de metanogena bakteriernas krav på t ex ph, temperatur och näringsämnen. (Wannholt, 1998) 3 Egentligen är inte metanogenerna äkta bakterier utan tillhör organismgruppen Archae och kallas därför korrekt för arkaebakterier, men de brukar i icke-mikrobiologiska sammanhang benämnas som bakterier, vilket även gjorts i denna rapport. 22

2 Bakgrund Figur 2.4. Några metanogena bakterier. (a) Methanospirillum hungatei. (b) Methanobrevibacter smithii. (c) Methanosarcina barkeri. (d) Methanosarcina mazei. (e) Methanobacterium bryantii. (f) Methanogenium marisnigri. (Prescott et al., 1999) Temperaturberoende Eftersom de metanogena bakterierna är känsliga för yttre förändringar är en stabil temperatur under rötningen mycket viktig. Det finns både termofila och mesofila metanogener. De termofila fungerar bäst vid temperaturer mellan 5 och 6 o C, och de mesofila vid 3-4 o C. De finns ett större antal mesofila bakteriearter och de brukar dessutom vara fler i antal än de termofila och är därför lite mindre känsliga för störningar. Vid termofila betingelser däremot går metanbildningen betydligt snabbare. Temperaturen påverkar inte bara direkt mikroorganismerna utan även den miljön de lever i. T ex är viskositeten hos en vätska proportionell mot temperaturen, alltså är substratet mer flytande vid högre temperatur. Lösligheten hos olika ämnen som ammonium, vätgas, metan, svavelväte och flyktiga organiska syror påverkas också av temperaturen. T ex är lösligheten för metan 1,14 mmol/l vid 35 o C och,96 mmol/l vid 5 o C. Motsvarande siffror för koldioxid är 26,6 mmol respektive 19,6 mmol. Dessutom är diffusionen hos lösta ämnen högre vid högre temperatur. (Christensen, 1998) Temperaturen kommer alltså att påverka bl a omblanding och ph-värde i reaktorn. Vid både mesofil och termofil rötning måste värme tillföras eftersom värmeutvecklingen av nedbrytningsprocessen inte är tillräckligt hög för att hålla de optimala temperaturerna. Vid termofil rötning hygeniseras avfallet, enligt danska regler, om temperaturen är minst 55 o C under 8 timmar (se Förhygienisering). (Wannholt, 1998) I naturen sker ofta rötning vid 15-2 o C, denna kallas då psykrofil. 23

2 Bakgrund Ingen forskning har visat att den totala metanproduktionen skiljer sig mellan mesofil och termofil rötning. ph-beroende Det optimala ph-värdet för hydrolys- och syrabildningssteget ligger mellan ph 5 och 7, medan det för det metanbildande steget ligger på ph 7-8. Om hela rötningsprocessen sker i samma kammare (enstegsrötning) bör denna ligga på ett ph strax över 7 för att optimera för de metanogena bakterierna. För tvåstegsrötning (där hydrolys och syrabildning sker separat från metanbildningen) kan olika ph-värden ställas in för att optimera de båda processerna. (Wannholt, 1998) ph-värdet i anaeroba reaktorer kontrolleras i huvudsak av bikarbonatbuffertsystemet, dvs ph bestäms av partialtrycket av CO 2 i den producerade gasen samt koncentrationen av sura och basiska ämnen i vätskefasen. ph-värdet är därför oftast högre i termofila processer eftersom koldioxid är mindre lösligt vid högre temperaturer. Enligt resultat från försök gjorda av Horiuchi et al. (22) kan ändringar i ph-värdet påverka vilka organiska syror som bildas i syrabildningssteget. Näringsinnehållskrav Mikroorganismerna som utför den anaeroba nedbrytningen behöver näringsämnen för att bygga upp sina egna celler, tillverka enzymer för nedbrytningsprocessen och för att få energi. Kol, väte, kväve och syre är huvudbeståndsdelarna i celler och krävs därför i ganska stora mängder. Svavel och fosfor behövs också till bl a celler men i något mindre mängd. Dessutom krävs kalium, kalcium, magnesium och järn i små mängder för bl a uppbyggnad av enzymer. Energi får mikroorganismerna genom att bryta ner det biologiska materialet. Generellt får mikroorganismerna alla de näringsämnen de behöver vid nedbrytning av matavfall eller gödsel. (Christensen, 1998) För att optimera rötningsprocessen ska substratet ha en bra kol-kväve-kvot (C/N-kvot). För rötning ska denna ligga runt 3. För låg C/N-kvot kan leda till ackumulering av ammonium som hämmar processen och förgiftar bakterierna. En för hög C/N-kvot kan istället leda till ackumulering av flyktiga organiska syror som också hämmar processen. Termofil rötning är känsligare för näringsinnehållsavvikelser än mesofil. (Wannholt, 1998) Olika källor anger olika optimala kol-kväveförhållanden. Några av dessa är presenterade i tabell 2.2. Slam från avloppsrening håller en C/N-kvot på 6-16 (Stroot et al., 21). Tabell 2.2. Optimala C/N-kvoter för rötning. C/N-kvot Referens runt 3 Wannholt, 1998 15-2 Nordberg Kämpe, 1997 2-3 Stroot et al., 21 25-3 Hessami et al., 1996 Kol-kväve-kvoten i avfallet från avfallskvarnarna i Västra hamnen ligger i medel på ca 15. 24

2 Bakgrund Omrörning Omrörning är viktigt för rötningsprocessen, med hjälp av denna kommer bakterierna i kontakt med nytt substrat och avgången av den bildade biogasen förenklas. Omblandning kan ske på olika sätt, t ex mekanisk omrörning, rundpumpning och återföring av biogas genom materialet. De metanogena bakterierna är känsliga för mekanisk påverkan och omrörningen får därför inte vara för häftig. (Wannholt, 1998) I försök gjorda av Peter G. Stroot et al. (21), där olika grader av omrörning undersökts vid mesofil samrötning av organiskt avfall och avloppsreningsslam, visas att rötkammare med minimal omrörning var stabilare vid högre belastningsgrader än kammare med kontinuerlig omrörning. Övriga processbetingelser Vattenhalten vid rötning kan vara relativt hög, mellan 6 och 95 vikt-% (Wannholt, 1998). Vattenhalten påverkar framförallt omrörningsmöjligheterna och rötrestmaterialet. L. Björnsson et al. (1997) visar att rötkammare med bärarmaterial (textilier) kan hålla kvar de långsamma metanogena bakterierna längre i kammaren. På så sätt klarade försökskammare med bärarmaterial av att hantera en förkortad hydraulisk uppehållstid bättre än andra försökskammare. Processparametrar TS (torrsubstans) VS ( volatile solids ) Gasproduktion Gaskvalitet Summan av alla fasta och lösta ämnen i ett material, anges vanligtvis i mg/l eller %. Biologiskt nedbrytbart material. Mäts i mg/l, % eller % av TS. Beroende på materialet kan 6-8% av VS brytas ned, resten är svårnedbrytbart. Reduceras med 4-6% i högbelastade tankar. Hög reduceringsgrad betyder välfungerande rötning. Reduceringsgraden beror av uppehållstiden och temperaturen. Organisk belastning mäts oftast i kg VS/m 3 kammare*dygn. VS-innehållet bör vara över 5% av TS för rötning. Mäts t ex i volym producerad gas per mängd reducerad VS (ml/g VS red ) eller volym producerad gas per mängd tillförd VS (ml/g VS). Gasproduktionen beror av rötad substans, temperatur, uppehållstid och organisk belastning m m. Gaskvaliteten beror av gasens sammansättning. Metaninnehållet ligger oftast på 5-7%, ju högre desto högre energiinnehåll. Resten av gasen består i huvudsak av koldioxid. Höga halter CO 2 kan betyda obalans i processen. Oftast innehåller gasen små mängder svavelväte som kan orsaka luktproblem och korrosion. Energiinnehållet mäts i MJ/m 3 och ligger oftast mellan 19-26 25

2 Bakgrund MJ/m 3 rågas. En annan använd enhet är kwh/m 3 som motsvarar 3,6 MJ/m 3 2.4.2 Hämmande faktorer Anaeroba nedbrytningsprocesser sker med hjälp av ett komplext samspel mellan olika bakteriegrupper. För att få en bra rötning och därmed ett högt gasutbyte krävs en bra balans mellan dessa bakteriegrupper. Om giftiga ämnen kommer med materialet som ska rötas kan nedbrytningen gå långsammare eller helt stanna upp. Efter ett sådant stopp kan det vara mycket trögt att få igång en fungerande rötningsprocess igen. Obalans i rötningen kan leda till skumning, d v s ett lager skum växer på ytan av rötsubstratet. Skummet är hämmande för processen och bör slås ned. Det finns fyra huvudsakliga orsaker till obalanser i rötningsprocessen, d v s orsaker till att gasutbytet hämmas: 1. hydraulisk överbelastning 2. organisk överbelastning 3. tillförsel av giftiga ämnen i hämmande koncentrationer 4. stora och plötsliga variationer av någon processparameter Hydraulisk överbelastning Hydraulisk överbelastning uppstår när t ex den aktiva reaktorvolymen minskas p g a för dålig omrörning, ackumulering av slam och sand, eller när uppehållstiden i reaktorn minskas totalt. Följden är att reproduktionshastigheten hos bakterierna blir för låg i förhållande till den hydrauliska uppehållstiden, så att de spolas ur reaktorn. Organisk överbelastning Överbelastning av organiskt material sker t ex vid plötslig och kraftig extra substrattillförsel, vid ojämn tillförsel av substrat eller vid generellt stor substrattillförsel. Överbelastningen resulterar i att mikroorganismerna inte hinner bryta ner materialet/mellanprodukterna och därmed oftast med en ackumulering av organiska syror och sänkt ph som följd. Mellanprodukterna som avses är oftast flyktiga organiska syror (VFA), om koncentrationerna är över 15mg/l tyder det på att processen är i obalans (Christensen, 1998). En för hög belastning av substrat innehållande höga halter av ammonium hämmar processen, främst därför att metanogenerna är känsliga för höga ammoniumhalter (>3mg/l, Gruvberger, 22). Giftiga ämnen Giftiga ämnen kan antingen komma in i rötkammaren via substratet eller bildas i nedbrytningsprocessen. T ex kan tillförsel av väldigt protein- eller fettrikt material leda till giftiga koncentrationer av flyktiga syror vid nedbrytningen. Giftiga ämnen kan leda till olika reaktioner hos processen beroende dels på vilken del av mikroorganismen som blir förgiftad och dels på vilken grupp av mikroorganismer som blir förgiftade. Som exempel kan nämnas att en ökad koncentration av tungmetaller oftast leder till ackumulering av organiska syror eftersom de fermenterande bakterierna är mindre känsliga än de acetogena och metanogena bakterierna. 26

2 Bakgrund Lallai et al (22) visar i ett försök att biogasproduktionen blir markant lägre vid tillsats av vissa antibiotika (8 resp 16 mg thiamphenicol/l) vid rötning av grisgödsel. Plötsliga variationer Plötsliga variationer i processen kan vara t ex svängningar i temperatur och ph eller tillförsel av ett nytt substrat. Även små ändringar kan få allvarliga konsekvenser om de sker plötsligt. 2.4.3 Förhygienisering På biogasanläggningar som uppförts i Sverige de senaste åren har det ställts krav på hygienisering av animaliska produkter. På samtliga anläggningar sker hygienisering genom upphettning till 7 o C under en timme. Troligtvis kommer en skärpning att ske vad gäller kraven på hygienisering innan rötning generellt i Sverige. Vid en studie av mesofila, satsvisa rötningsförsök (Edström, 1996) visas att slakteriavfall ger en högre (15-28%) metanpotential efter förbehandling i 7 o C. Edström et al påvisar i en liknande studie att en uppvärmning i 7 o C under en timme, gav en fyra gånger så stor metanproduktion från slakteriavfall. Resultatet antas komma av att mikroorganismerna lättare kommer åt fetter efter att dessa upphettats. 2.4.4 Gaspotential Gaspotentialen är olika beroende på vilket material som rötas. En mängd forskning har pågått runt just gaspotentialen för rötning av olika material. De viktigaste resultaten är sammanställda i tabell 2.3. Ibland uppges ej om gasen är biogas eller ren metan vilket kan leda till felaktiga jämförelser. Tabell 2.3 Gaspotentialer för olika material (enheter enligt referenser). Substrat ml/g VS red ml metan/g VS m 3 metan /ton Referens Fett 12-16 Kursmaterial VAteknik FK, 21 96 Dahlroth, 1998 Fett (från fläskkött) 872 Marca, 22 Fett (rapsolja) 867 Marca, 22 Kolhydrater 7 Kursmaterial VAteknik FK 42 Dahlroth, 1998 Proteiner 7 Kursmaterial VAteknik FK 51 Dahlroth, 1998 Reningsverksslam 9-11 Kursmaterial VAteknik FK Avfall 8-15 Nordberg Kämpe, 1997 Ren cellulosa 415 Dahlroth, 1998 389 Marca, 22 Organiskt avfall (från frukt 6 Mata-Alvarez et al., och grönsaksmarknad) Organiskt hushållsavfall (handsorterat vid källan) 39-43 1 (65-72) 2 Gunaseelan, 1997 27