ORIO-programmet prosjekt nr Biogass Energiproduksjon og avfallsbehandling

Transkript

1 prosjekt nr Biogass Energiproduksjon og avfallsbehandling Sluttrapport, desember 2002

2 1 Emne: Biogass Kommentar: Forfattere Nøkkelord Kristian Ohr, Ola Saua Førland og Valborg Ø. Birkenes Biogass, anaerob utråtning, avfall, miljø, samfunnsøkonomi Prosjektnr Rapportnavn Rapportnr Lagret T:\8010\703012_Biogassprosjekt ORIO\008_Rapport\ORIO biogass sluttrapport doc Sist lagret dato: :50 Sist lagret av: Kristian Ohr Sist skrevet ut: :15

3 2 FORORD Miljøverndepartementet og Landbruksdepartementet vedtok i 1999 å opprette et 5-årig program, ORIO - "Organiske restprodukter - ressurser i omløp". Programmet gir støtte til prosjekter som bidrar til bærekraftig utnyttelse av ressursene i våtorganisk avfall og slam, og samtidig ivareta hensynet til miljø og helse til mennesker, dyr og planter. Denne utredningen er medfinansiert av Innherred Renovasjon, Lindum Ressurs og Gjenvinning og Trondheim kommune. Biogassanlegg blir i økende grad etablert for behandling av organisk avfall i Europa, enten alene eller sammen med en aerob komposteringsfase, mens det i Norge i all hovedsak er etablert aerobe komposteringsløsninger. Erfaringene med kompostering av norsk bioavfall indikerer behov for mer omfattende prosessering en tidligere forutsatt for å oppnå tilfredsstillende stabilisering. Samtidig stilles det strengere miljø- og hygieniseringskrav som medfører økte investeringer i bygg og teknologi (ventilasjonsanlegg, luktfjerning m.m.) og økte driftskostnader for behandling av organisk avfall. Utviklingen innen energimarkedet i Norge, med økende energipriser, større bruk av naturgass og vannbårne varmesystemer, samt ønske om mer fornybar energi, kan gjøre biogass mer interessant også her i landet. Biogassanleggenes kompakte utførelse, lave luktutslipp og positive energibalanse kan være et konkurransedyktig alternativ til komposteringsanlegg, eller også supplement i de tilfeller det er behov for å utvide oppholdstid eller kapasitet i eksisterende anlegg. Arbeidet er utført av Valborg Øverland Birkenes, Ola Saua Førland og Kristian Ohr i Asplan Viak. Stavanger, For Asplan Viak Sør AS Kristian Ohr Prosjektleder Cathrine Lyche Kvalitetssikrer

4 3 1 INNLEDNING 7 2 OPPSUMMERING OG KONKLUSJONER Biogass av avfall Anaerob nedbrytning Prosesskrav Klassifisering av anaerobe reaktoranlegg Status og trender for anaerobe anlegg Sammenlikning av behandlingsløsninger Forutsetninger Sammenlikningskriterier Evaluering og sammenstilling Biorest som gjødsel Markedsmuligheter for biogass Rensing og oppgradering av biogass Integrasjon mot naturgass Lokal produksjon av strøm eller varme 16 3 FRAMGANGSMÅTE/ METODE 17 4 UTRÅTNING SOM AVFALLSBEHANDLING Utråtningsprosessen Sammenlikning av prosessbetingelser for kompostering og utråtning Omsetning, stabilisering og energifrigivelse Tørrstoffinnhold Strukturmateriale Næringstilgang og C/N-forhold Temperatur Surhetsgrad Teknologioversikt status og trender i Europa Klassifisering av anaerobe reaktoranlegg Status og trender for anaerobe anlegg Utvikling av anaerobe systemer i forhold til aerobe systemer 25 5 GRUNNLAG FOR SAMMENLIKNING OG EVALUERING AV ULIKE BEHANDLINGSKONSEPT Referanseanlegg og erfaringsoverføring Ulike egenskaper ved norsk og europeisk våtorganisk avfall Kriterier for sammenlikning Fleksibilitet og tekniske begrensninger 27

5 5.2.2 Prosessytelser Investeringsbehov Miljø Samfunnsøkonomi Modellanlegg for analyse 32 6 BESKRIVELSE OG VURDERING AV AKTUELLE BEHANDLINGSKONSEPT Kontrollert utråtning i biocelle med senere utgraving og etterbehandling av gjødselprodukt Anvendelse og fleksibilitet Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser Investeringsbehov og driftsøkonomi Miljøpåvirkninger Utråtning i våt prosess med etterfølgende avvanning og kompostering av fast fase Anvendelse og fleksibilitet Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser Investeringsbehov og driftsøkonomi Miljøpåvirkninger Utråtning i våt prosess med uttransport av gjødselprodukt i flytende form Anvendelse og fleksibilitet Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser Investeringsbehov og driftsøkonomi Miljøpåvirkninger Separering av fast og flytende fase før utråtning av flytende fase i biogassanlegg og kompostering av fast fase Anvendelse Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser Investeringsbehov og driftsøkonomi Fleksibilitet og tekniske begrensninger Miljøpåvirkninger Utråtning i tørr prosess med etterfølgende kompostering Anvendelse Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser 52 4

6 6.5.4 Investeringsbehov og driftsøkonomi Miljøpåvirkninger Typisk norsk reaktorkompostering Anvendelse Beskrivelse av konsept og teknikk Prosessytelser Investeringsbehov og driftsøkonomi Miljøpåvirkninger Sammenstilling og evaluering Anvendelse og fleksibilitet Oppsummering av problemområder for drift og prosess Prosessytelser og produktkvalitet Miljø Investeringsbehov og driftsøkonomi Samfunnsøkonomiske vurderinger 65 7 PRODUKTEGENSKAPER OG BRUKSMULIGHETER FOR BIOREST Typer av biorest Gjødselverdi Hygienisering Nedbrytning av miljøgifter Bruk av biorest Flytende biorest Fast kompostert biorest 73 8 MARKEDSMULIGHETER FOR BIOGASS Produktegenskaper for biogass Rensing og oppgradering av biogass Sammenlikning av biogass med andre gassprodukter Det norske gassmarkedet Ny infrastruktur for gass Målsetting om økt bruk av naturgass Integrasjon av biogass med naturgassystemer Anvendelse Krav til gasskvalitet for innblanding i etablerte gassnett Tekniske løsninger Eksempel fra Laholms Biogas Muligheter Biogass som drivstoff Anvendelse 90 5

7 8.4.2 Krav til gasskvalitet Tekniske løsninger Status og muligheter Rammebetingelser for produksjon og omsetning av kraft Regelverk Salg av strøm Støtteordninger Biogass til produksjon av elektrisk strøm Anvendelse Tekniske løsninger Økonomi Biogass til oppvarming Anvendelse Tekniske løsninger Noen aktuelle brukere av varme Økonomi Biogass til industriformål/videreforedling Anvendelse Status og muligheter ETABLERING AV ANAEROB UTRÅTNING SOM SUPPLEMENT TIL EKSISTERENDE KOMPOSTERING Motivasjon Bedret kapasitet og stabilitet på sluttprodukt Produksjon av biogass Hygienisering Reduserte luktulemper Aktuelle løsninger Kostnader Konsekvenser for kompostkvalitet Konsekvenser for miljø REFERANSER VEDLEGG: STØTTEORDNINGER 121 6

8 7 1 INNLEDNING Hovedmålet med prosjektet er å klarlegge om anaerob utråtning kan være et miljømessig og økonomisk bedre alternativ enn kompostering ved etablering av nye behandlingsanlegg, eller om det kan være et kostnadseffektivt supplement ved utvidelse av oppholdstid og kapasitet på eksisterende komposteringsanlegg. Et viktig delmål, med stor overføringsverdi for eksisterende biogassprodusenter (deponigassanlegg og utråtningsanlegg for ulik typer slam), er å kartlegge avsetningsmulighetene for biogass i lys av den satsingen på økt innenlandsk bruk av naturgass som nå gjøres. Behandling av våtorganisk avfall Forbudet mot deponering av våtorganisk avfall har her i landet i hovedsak blitt løst med etablering av aerob kompostering i åpne ranker eller lukkede reaktorløsninger. Dette har blitt ansett som en robust, enkel og relativt rimelig behandlingsmåte. Samtidig har det vært relativt lave energipriser i Norge og begrensede muligheter for en positiv utnyttelse av biogass. Erfaringer fra norske komposteringsanlegg, viser at disse krever vesentlig lenger tid for nedbrytning enn sammenliknbare anlegg i Europa. Dette skyldes bl.a. ulike sorteringsregler og derav følgende forskjeller i avfallskvalitet. Når anleggene er dimensjonert på europeiske erfaringer, betyr det at det ofte kreves et vesentlig lenger prosessforløp enn anleggene er dimensjonert for. Etablering og drift av komposteringsanlegg har i økende grad møtt motstand de senere år pga luktulemper. Dette skyldes ofte lavteknologiske åpne anlegg uten luktfjerning, men henger også sammen med feil dimensjonering som resulterer i uferdig produkt. Strengere miljøkrav til komposteringsanleggene i form av fast dekke, takoverbygg og/eller sigevannsrensing, luktreduserende tiltak m.m., samt nye hygieniseringskrav driver utviklingen over mot investeringer i mer innelukkede og teknisk avanserte prosessanlegg. Energimarkedet Etterspørselen etter energi er raskt økende. For å møte framtidige behov og miljøutfordringer, satses det både på økt innenlands bruk av naturgass og stimulering av fornybare energikilder. Energibæreren i biogass er metan (60-70%), som med relativt enkel teknologi kan oppkonsentreres ved utvasking av CO 2 slik at gasskvaliteten blir tilnærmet lik naturgass (som i all hovedsak består av metan).

9 Innenlands har det startet en utvikling av infrastruktur for naturgass, samtidig som det er en økt satsing på gassdrevne transportmidler (drosjer, busser, ferger...), gass til oppvarming, koking etc. i bygg. Økende energipriser og utbygging av infrastruktur for naturgass og vannbåren varme vil gi nye muligheter for avsetning av biogass, og bedre økonomien i utråtningsanlegg som behandler organisk avfall. 8

10 9 2 OPPSUMMERING OG KONKLUSJONER 2.1 Biogass av avfall Anaerob nedbrytning Den anaerobe omdanninga av organisk materiale til metangass deles normalt inn i tre trinn, der ulike bakteriekulturer utfører ulike prosesser: Hydrolyse Syreproduksjon Metanproduksjon I hydrolysefasen blir sammensatt og uoppløst organisk materiale (fett, karbohydrater og proteiner) løst opp og omdannet til enklere forbindelser som aminosyrer, fettsyrer og sukker som i større grad er vannløselige I neste omgang vil de syreproduserende bakteriene ta opp de oppløste organiske stoffene og bryte de ned til kortkjedete flyktige fettsyrer. I siste trinn omdanner såkalte metanogene bakterier eddiksyre til metan og karbondioksid. Metanproduksjonen er biologisk sett den hastighetsbegrensende reaksjonen som prosessene må dimensjoneres etter. I et anlegg for behandling av avfall, der det organisk materiale som i hovedsak foreligger i fast form, vil imidlertid ofte den innledende hydrolysen være det hastighetsbegrensende steget. En god findeling og høye temperaturer (termisk hydrolyse) vil bidra til å øke effektiviteten av det innledende hydrolysetrinnet. Etter nedbrytningsprosessen blir det igjen et restprodukt av uorganisk materiale og tyngre nedbrytbare organiske stoffer, som vi her betegner biorest (i andre sammenhenger også betegnet digestat eller råtnerest) Prosesskrav Utråtning og kompostering har ulike krav til prosessbetingelsene. Dette har stor betydning for dimensjonering og drift av anleggene. Selv om kompostering teoretisk sett er en raskere prosess enn utråtning (pga et høyere energiutbytte for mikroorganismene), observerer man imidlertid at så ikke er tilfelle i praksis. Ved kompostering er det nemlig hele tiden er internt motstridene prosessbehov, mens en anaerob prosess mye lettere kan driftes optimalt. Ved all mikrobiell aktivitet er det viktig med fuktighet. Substratet (næringen) må tas opp av mikroorganismene gjennom cellemembranene i oppløst form. I utgangspunktet er det derfor ønskelig med en våt prosess, både ved kompostering og utråtning. Ved kompostering må det grunnlegende behovet for

11 oksygentilførsel balansere ønsket om en homogen finfordelt masse med stor angrepsflate og høyt fuktighetsinnhold. I tillegg må varmeoverskuddet som utvikles i prosessen fjernes ved å ventilere massene, noe som samtidig gir en uttørking av massene og behov for tilførsel av fuktighet. For å kompensere for fuktigheten og bygge porøsitet, er det behov for å blande inn en viss mengde strukturmateriale. Strukturmaterialet stjeler volum (kapasitet) i komposteringsanleggene og medfører arbeid med tilbereding (kverning), blanding og utsikting fra ferdig produkt. I en anaerob prosess derimot, er det verken behov for oksygentransport inn i vannfasen eller borttransport av overskuddsvarme. Materialet kan findeles og prosessen kan foregå uten fuktighetsbegrensninger. Med den nylig vedtatte EU-forordningen om animalske biprodukter, skal alle biologiske behandlingsanlegg ha en hygieniseringsenhet som ivaretar følgende spesifikke krav: maksimum partikkelstørrelse før innlasting i hygieniseringsenhet: 12 mm minimum temperatur i hygieniseringsenhet: 70 C minimum sammenhengende oppholdstid i hygieniseringsenhet: 60 minutter Disse kravene vil lettest kombineres med utråtningsprosesser, der avfallet helst skal være fuktig og finfordelt Klassifisering av anaerobe reaktoranlegg Anlegg for anaerob utråtning av avfall kan klassifiseres etter ulike kriterier, hvorav det vanligste er å dele inn etter: Substrat (avfallstype): Avløpsslam, kildesortert organisk avfall, blandet husholdningsavfall, industriavfall, industriavløp, gjødsel eller blandinger av disse (såkalt kofermentering). Antall prosesstrinn: Ett trinns eller to trinns systemer Gjennomstrømning: Plug-flow eller totalomblandet system Temperatur: Mesofilt eller termofilt temperaturområde Tørrstoffinnhold: Tørre, halvtørre eller våte prosesser Status og trender for anaerobe anlegg Når etablering av biologiske behandlingsanlegg fikk et visst omfang på begynnelsen av 90 tallet, ble aerob kompostering ansett som enklere, rimeligere og bedre utprøvd teknologi. Først fra midten av 90 tallet har anaerobe løsninger blitt ansett som godt utprøvde og pålitelige. Selv om anaerob kapasitet hadde en noe sterkere vekst enn kompostering på slutten av 90-tallet, utgjorde dette fremdeles bare om lag 5% av samlet biologisk behandlingskapasitet i Det er imidlertid store forskjeller mellom landene, og spesielt Sveits (25% anaerob kapasitet), Belgia (16%) og Nederland (12%) skiller seg ut med en høyere andel anaerobe systemer. Først de siste par årene er det etablert noen få norske biogassanlegg for avfall. For avløpsslam har det imidlertid blitt etablert mange utråtningsanlegg (til sammen ca 12 stk.) de siste årene.

12 Sammenlikning av behandlingsløsninger Følgende behandlingskonsept er sammenliknet: Biocelle; kontrollert utråtning i biocelle med senere utgraving og etterbehandling av bioresten Utråtning i våt prosess med etterkompostering av avvannet biorest Utråtning i våt prosess med uttransport av flytende biorest Faseseparering med utråtning av væskefasen og kompostering av fastfasen. Utråtning i tørr prosess med etterkompostering Reaktorkompostering med etterkompostering Vi har også sammenliknet med deponering i avfallsdeponi med gassuttak og deponering i biocelle uten utgraving Forutsetninger Det er betydelig usikkerhet knyttet til datagrunnlaget fordi: Det er relativt få anlegg av hver type En del anlegg behandler også annet organisk materiale enn bare kildesortert organisk husholdningsavfall De fleste dataene er hentet fra europeiske anlegg der andre sorteringsregler gir en annen avfallskvalitet enn i Norge (tørrere avfall med mindre organisk stoff) Sammenlikningskriterier Følgende kriterier er brukt for sammenlikning av metodene: Fleksibilitet og tekniske begrensninger i forhold til avfallstyper og mengder Prosessytelser i form av oppnådd stabilitet og biogassproduksjon Investeringsbehov og driftskostnader Miljøpåvirkning, med hovedvekt på energibalanse og klimapåvirkning Samfunnsøkonomi, der miljøbelastningene verdsettes For å kunne sammenlikne de ulike metodene, har vi vurdert de ulike konseptene ut fra et modellanlegg for behandling av tonn avfall per år. For biogassalternativene er det lagt inn at modellanlegget har investert i en 5 km lang overføringsledning for salg av gass. Det er utarbeidet masse- og energibalanser som viser behov for strukturmateriale og vann, mengde gjødselprodukt (kompost/biorest) og energiforbruk og produksjon for alle hovedkonseptene.

13 Evaluering og sammenstilling Prosessytelser i form av stabilisering og produkt kan sammenstilles i følgende tabell: Konsept Kompost/biorest Overskudd av energi (MWh/år) Oppnådd stabilitet Næringsverdi Mengde (t/år) Biocelle Våt utråtning m/flytende produkt Våt utråtning kompostering Utråtning flytende fase + kompostering Tørr utråtning + +/ kompostering Reaktorkompostering Energibalansene for de ulike konseptene viser at det er mulig å produsere et vesentlig energioverskudd i biogassanleggene: Hygienisering, 70 C Varmebehov prosess Strømforbruk Drivstoff spredning Dieselforbruk anlegg Produksjon av biogass MWh/år Bioceller u/utgraving Bioceller m/utgraving Våt utråtning + komp. Våt utråtning Tørr utråtning Utråtning flytende fase Reaktorkompostering

14 I den samfunnsøkonomiske analysen er miljøkostnaden for CO 2 verdsatt med utgangspunkt i CO 2 -avgift for drivstoff, hvilket tilsvarer kr 315,- per tonn CO 2. Energiprisen er den enkeltfaktoren som antas kunne variere mest og som dermed gir regnestykkene høy usikkerhet. I våre beregninger har vi brukt en pris på el-kraft (selve kraftleddet) på 16 øre/kwh, og en kraftpris for gass på 35 øre/kwh (eks mva). Vi anser dette som relativt konservative anslag ved beregning av inntekter, og regner med at det er svært sannsynlig at energiprisene vil stige i årene framover på grunn av økende etterspørsel og økende integrering mot felles energimarked i Europa. I en enkel følsomhetsanalyse er effekten av alternative gasspriser på 50 og 70 øre/kwh beregnet. 13 Behandlingskonsept Samfunnsøkonomisk kostnad i kr per tonn avfall Ved salgspris for gass (kr/kwh): 0,35 0,50 0,75 1. Biocelle uten utgraving Biocelle med utgraving og etterkompostering Deponi med gassuttak (50% uttakseffekt) Våt utråtning og flytende gjødselprodukt Våt utråtning med avvanning og etterkompostering Tørr utråtning og etterkompostering Faseseparering: Utråtning flytende fase og kompostering fast fase Reaktorkompostering Dersom vi regner at deponi med gassuttak er et nullalternativ, vil de metodene som har lavere samfunnsøkonomisk kostnad (høyere plassert på tabellen) være lønnsomme alternativer. 2.3 Biorest som gjødsel Biorestens egenskaper og kvalitet bestemmes av hva slags materiale som er utråtnet og ikke minst hvilke prosesser avfallet har gjennomgått. Gjennom selve utråtningsprosessen vil i prinsippet tilnærmet all næring i det opprinnelige avfallet beholdes i produktet (enten i vannfasen eller i faststoffet). Selve utråtningsprosessen reduserer innholdet av organisk stoff og tørrstoffinnhold, samtidig som mye av nitrogenet omdannes fra organisk bundet nitrogen til plantetilgjengelig ammonium. Det blir derfor ofte hevdet at utråtning øker gjødselverdien av materialet som behandles, og at biorester har høyere gjødselverdi enn tilsvarende materiale som er kompostert. Riktigheten av dette avhenger imidlertid av i hvilken grad man klarer å beholde næringen i sluttproduktet. Ved eventuell lagring, avvanning og/eller videre kompostering vil mye av ammoniumet kunne forsvinne fra produktet, slik at gjødselverdien kan reduseres vesentlig. En kombinasjon av anaerob og aerob biologisk behandling kan forøvrig være fordelaktig mht nedbrytning av en del organiske miljøgifter.

15 Markedsmuligheter for biogass Biogass brukes som et samlebegrep for blandingen av metan, karbondioksid og små mengder hydrogensulfid og andre gasser som dannes ved ulike former for anaerob utråtning av organisk materiale. Begrepet omfatter i utgangspunktet både deponigass og gass fra reaktoranlegg for ulike typer organisk stoff (kloakkslam, gjødsel, energivekster, våtorganisk avfall m.m.). Gassens metaninnhold og øvrige egenskaper avhenger av avfallstype og utråtningsmåte. Spesielt deponigass vil kunne inneholde noe luft som har lekket inn (oksygen og nitrogen) Rensing og oppgradering av biogass Det er metan som er energibæreren og dermed den interessante komponenten. Avhengig av bruk, vil det kunne være behov for å rense biogassen og oppgradere brennverdien før salg. Brenning i gasskjel for varmeproduksjon stiller minst krav til gasskvalitet, og til dette formålet vil det ofte ikke være nødvendig med noen gassbehandling. Fjerning av svovel (hydrogensulfid) og vann vil være nødvendig ved de fleste andre bruksområder. Ved distribusjon via overføringsledninger vil vanndamp ellers kunne gi kondensproblemer, mens svovel er problematisk i forhold til korrosjon og beleggdannelse i motorer og andre installasjoner. Oppgradering av brennverdien kan være nødvendig for å oppnå krav som stilles for innblanding på naturgassystemer eller ved bruk som drivstoff. Vanligvis vil dette gjøres ved å redusere biogassens innhold av karbondioksid, slik at man sitter igjen med tilnærmet ren metan. Det finnes mange ulike behandlingsmetoder med varierende kompleksitet og kostnad. Fjerning av fuktighet og noe svovel kan gjøres relativt enkelt ved for eksempel komprimering og kjøling av gassen, mens oppgradering til svært høye metanverdier ofte blir nokså kostbart. Fjerning av nitrogen fra deponigass er dårlig økonomi med dagens teknologi. Omfattende gassbehandling vil bare kunne lønne seg på anlegg med relativt stor gassproduksjon og der gass kan erstatte energi med høy kostnad (drivstoff) Integrasjon mot naturgass Avhengig av biogassens kvalitet og brukernes krav, kan biogass i mange sammenhenger brukes til samme formål og på samme måte som naturgass. Avsetningsmulighetene for biogass vil derfor i stor grad være påvirket av den generelle bruken av naturgass i samfunnet. Den innenlandske bruken av naturgass er i stor grad knyttet til ilandføringsstedene. Siden naturgass har stort volum i forhold til energiinnhold, blir transporten kostbar. Rørtransport er den mest utbredte transportformen.

16 Alternativt kan man transportere gassen i komprimert form (CNG) eller nedkjølt og flytende (LNG). Dette gir muligheter for bruk av gass også utenom områder med utbygd gassnett. 15 Geografisk område Distribusjonssystem Aktør (er) Kundegrunnlag Kårstø - Haugalandet Lokalt rørledningsnett Gasnor Industribedrifter, større Stavanger - Jæren Lyse har vedtatt bygging av gassrørledning, ferdig 2003 eller 2004 Lyse Gass yrkesbygg, bolig Næringskunder og bolig Kollsnes Bergensregionen Kysten Hordaland Sogn og Fjordane, ev. Møre og Romsdal Tjeldbergodden området rundt Trondheimsfjorden Grenland Ytre Oslofjord Melkøya Gassnor/ Gasspartner LNG anlegg under bygging / tankbil fra 2003 CNG pr i dag Planer om rørledning Planer om LNG anlegg, ferdig 2003, distribusjon med LNG-skip LNG/ Trondheim energiverks fjernvarmeanlegg Planer om LNG til området på bil eller båt i løpet 2003/ 2004 Eventuelt gassrørledning på lenger sikt Planer om LNG anlegg på Melkøya ved Hammerfest basert på brønnstrømmen fra Snøhvitfeltet Gassnor/ Gasspartner Naturgass Vest Industrikraft Midt Norge Naturgass Trøndelag Naturgass Grenland Statoil er operatør Næringskunder og bolig Industristeder på vestlandet i Hordaland og Sogn og Fjordane, ev. Møre og Romsdal Industri / fjernvarmeanlegg I første omgang mindre og mellomstore industrivirksomheter Boliger på litt sikt Det er inngått avtaler om leveranser fra oktober 2006 til kjøpere i USA og Spania Økt innenlandsk bruk av naturgass er en uttalt målsetting, og bl.a. gassmeldinga (St. meld. 9, ) gir en del føringer for dette, bl.a.: bruk av naturgass i fergesamband økt bruk av naturgass til industriformål forskning på videreforedling av naturgass til hydrogen Bruk av naturgass i transportsektoren generelt (utenom ferger) blir sett på som en relativt kortvarig og lite kostnadseffektiv mellomløsning før renere dieselmotorer og eventuelt alternative drivstoff overtar. Økt investeringsbehov for gassdrift på hvert kjøretøy er viktigste hinder. For biogassprodusenter betyr dette at man først og fremst bør vurdere om det er muligheter for leveranse til en lokal transportflåte av få kjøretøy som hver kjører relativt langt (renovasjonsbiler, busser, taxier etc.).

17 Lokal produksjon av strøm eller varme Oppvarming fra biogass kan enten foregå ved bruk av varmen som produseres i et kogenereringsanlegg (gassmotor med el-generator), forbrenning av gass direkte i en fyrkjel for produksjon av varmt vann eller bruk av gass i brennere for infrarød strålevarme. Produksjon av elektrisk strøm fra biogass i en gassmotor med generator har en relativ lav virkningsgrad (30-40%) når varmen ikke gjenvinnes. Gass til motordrift bør inneholde minimum 45% metan. Det er som regel nokså høye drifts- og vedlikeholdskostnader på motorer for biogass, men disse kan reduseres noe ved å fjerne svovel fra gassen. Ved å gjenvinne varme kan total virkningsgrad bli ca. 85%, og dette anses som en interessant løsning for et utråtningsanlegg som har et vesentlig varmebehov til prosessen. I og med at det er mer effektivt å overføre gass enn varmt vann, bør det alltid vurderes om gassen bør overføres nær mulige brukere av varme for bruk i kogenereringsanlegg eller i kjelanlegg hos varmekunden. Den beste utnyttelsesgraden får man i systemer der variasjoner i varmebehovet samsvarer med gassproduksjonen, slik at man får avsatt mest mulig varme over hele året. De fleste brukere har imidlertid en svært ujevn etterspørsel etter varme, med lite behov om sommeren. Eksempler på varmebrukere som kan ha interessante forbruksmønstre er bl.a. meierier, slakterier, veksthus samt landbasert fiskeoppdrett og foredling. Mange avfallsanlegg er forøvrig plassert relativt langt fra mulige brukere av varme. Dette gjør at mange vurderer gassmotor for strømproduksjon som eneste alternativ til å fakle av gassen. Et anlegg som produserer strøm av biogass regnes som et energigjenvinningsanlegg, og vil etter søknad til toll- og avgiftsdirektoratet kunne bli fritatt for forbruksavgift på elektrisk kraft (el-avgiften på 9,3 øre per kwh per dags dato). Fritaket omfatter både kraft som forbrukes i produksjonsbedriften og kraft som videreselges direkte til en avgiftspliktig sluttbruker av strøm. Dersom anlegget skal levere strøm ut på kraftnettet må det imidlertid inngås en avtale med lokalt nettselskap om tilknytning. Med dagens kraftpriser vil det kunne forsvares økonomisk å investere i en gassmotor dersom: man inngår avtale med sluttbruker, slik at man får inntekt tilsvarende el-avgiften (9,5 øre/kwh) man utnytter varmen fra gassmotoren man erstatter innkjøpt strøm på eget anlegg Dersom det er avtakere av gass eller varme innen rimelig avstand, vil det ofte være mer lønnsomt å selge gass/varme direkte.

18 17 3 FRAMGANGSMÅTE/ METODE Utredningen er basert på informasjon som er hentet inn gjennom kartlegging av offentlige dokumenter og søk i litteraturbaser og internett i Norge og Europa. Dette har blitt supplert med aktiv informasjonsinnhenting via telefonsamtaler med sentrale aktører. I disse dager (november 2002) legges en del politiske føringer for økt innenlandsk bruk av gass. NOU 2002:7 Gassteknologi, miljø og verdiskapning og Stortingsmelding nr. 9 ( ) om innenlands bruk av gass m.v. (Gassmeldingen) er sentrale dokumenter i denne forbindelse. Gassmeldingen ble forsinket og først lagt fram 1. november i år, dvs. samtidig som denne utredningen ble ferdigstilt. Vi har likevel forsøkt å forsøkt å få med noen sentrale punkter som fra meldingen som vi mener kan ha relevans for avsetningsmulighetene for biogass. Beskrivelser og analyser av behandlingsløsningene er basert på publiserte erfaringstall fra norske og europeiske anlegg, supplert med personlig kontakt med enkelte leverandører og anleggseiere for utfyllende informasjon. Informasjonen er sammenstilt og vurdert ut fra erfaringer med håndtering av norsk kildesortert avfall. Det har vært et stort behov for bearbeiding av tallgrunnlaget fra forskjellige anlegg og kilder for å få sammenliknbare størrelser for de ulike parameterne. De få norske biogassanleggene for avfall (GLØR og Kongsberg (råtnetanker) og Lindum (biocelle)) er kontaktet for å få med erfaringsdata fra etablering og igangkjøring/drift av disse. Anleggene er imidlertid relativt nylig oppstartet, slik at datagrunnlaget er nokså mangelfullt. Hovedkonseptene er beskrevet og evaluert for et modellanlegg for tonn kildesortert våtorganisk husholdingsavfall per år. Dette tilsvarer avfall fra en befolkningsmengde på personer. Dette er et relativt lite behandlingsanlegg i europeisk målestokk, men er etter vår oppfatning en aktuell størrelse for norske anlegg. Innsamlede kostnadstall er omregnet til dagens verdi i norske kroner, ved å regne 2,5% prisstigning per år og gjennomsnittlige valutakurser fra Miljøeffektene er beregnet med utgangspunkt i tidligere miljøeffektstudier som er gjennomført. Samfunnsøkonomiske kostnader er oppdatert iht miljøkostnadstall brukt av norske myndigheter der slike foreligger.

19 18 4 UTRÅTNING SOM AVFALLSBEHANDLING 4.1 Utråtningsprosessen Anaerob utråtning er biologisk nedbrytning av organisk materiale uten at oksygen er tilstede. Endeproduktene er metan, karbondioksid, små mengder andre gasser og et stabilisert organisk materiale. Gassblandingen betegnes biogass og det stabiliserte restmaterialet betegnes biorest. I et utråtningsanlegg finnes ulike bakteriekulturer som kan leve under forskjellige miljøbetingelser. Enkelte kulturer (såkalte fakultative anaerobe bakterier) kan leve i et miljø både med og uten oksygen, mens andre kulturer (strikt anaeobe) bare kan leve i et miljø uten oksygen og med et lavt redokspotensiale. De ulike kulturene eksisterer i et samspill. Ett eksempel på dette er at de fakultative anaerobe bakteriene kan nytte bl.a. oksygen og derigjennom beskytte de strikt anaerobe bakteriene mot et for høyt redokspotensiale. Et annet eksempel er at endeproduktene fra en kultur utnyttes som føde (substrat) av en annen kultur. Den anaerobe omdanninga til metangass deles normalt inn i tre trinn, der ulike bakteriekulturer utfører ulike prosesser: Hydrolyse Syreproduksjon Metanproduksjon I hydrolysefasen blir sammensatt og uoppløst organisk materiale (fett, karbohydrater og proteiner) løst opp og omdannet til enklere forbindelser som aminosyrer, fettsyrer og sukker som i større grad er vannløselige. Prosessen foregår ved hjelp av enzymer som skilles ut av fakultativt anaerobe syreproduserende bakterier. I neste omgang vil de syreproduserende bakteriene ta opp de oppløste organiske stoffene og bryte de ned til kortkjedete flyktige fettsyrer (eddiksyre, propionsyre m. fl.) samt karbondioksid og hydrogen. Av disse produktene kan kun eddiksyren og karbondioksid og hydrogen omdannes direkte til metan. Øvrige fettsyrer omdannes først til eddiksyre og hydrogengass av noen svært spesialiserte eddiksyredannere (acetogener). I siste trinn omdanner såkalte metanogene bakterier eddiksyre til metan og karbondioksid. Syreproduksjonen foregår relativt raskt av bakterier som har høy toleranse for miljøendringer i form av temperatur og ph, mens edikksyredannelsen og metandannelsen foregår sakte av bakterier som er følsomme for endringer i temperatur, ph og substratsammensetning. Disse forskjellene kan gi ubalanse i anlegg der utråtningen foregår i en enkelt råtnetank (eller i et deponi), med surgjæring og lite gassproduksjon som resultat. I to-trinns reaktorsystemer vil den første nedbrytningen til fettsyrer foregå i første reaktor, mens metanproduksjonen foregår i andre reaktor.

20 19 Metanproduksjonen er dermed den hastighetsbegrensende reaksjonen som prosessene må dimensjoneres etter. I et anlegg for behandling av organisk materiale som i hovedsak foreligger i fast form, vil imidlertid ofte den innledende hydrolysen være det hastighetsbegrensende steget. Enkelte anlegg etableres derfor med for eksempel et termisk hydrolysetrinn som vil kunne øke hastigheten og graden av hydrolyse vesentlig. Et eksempel på dette er GLØRs nye biogassanlegg på Lillehammer. I tillegg til ph og temperaturforhold, vil organisk belastning (tilførsel av organisk stoff per volumenhet i råtneanlegget), materialets sammensetning, oppholdstid og omrøring være de viktigste faktorene som påvirker prosessytelser og kapasitet i et utråtningsanlegg. 4.2 Sammenlikning av prosessbetingelser for kompostering og utråtning Utråtning og kompostering har noen ulike krav til prosessbetingelsene som har stor betydning for dimensjonering og drift av anleggene Omsetning, stabilisering og energifrigivelse Sammenlikning av aerob kompostering og anaerob utråtning, illustrert ved omdanning av druesukker: Kompostering: C 6 H 12 O 6 + 6O 2 6 CO H 2 O druesukker + oksygen karbondioksid + vann frigitt energi: kj/mol Anaerob utråtning: C 6 H 12 O 6 3 CO CH 4 druesukker karbondioksid + vann frigitt energi: 132 kj/mol Ved kompostering frigis store mengder energi i form av varme som må transporteres bort for å holde kontroll med temperaturen i prosessen. Ved anaerob utråtning frigis svært lite varme og mesteparten av energien ligger kjemisk bundet i form av metan. I utråtningsanlegg vil det normalt være behov for tilførsel av varme for å holde temperaturen stabil på ønsket nivå. Organisk avfall vil i praksis være sammensatt av mange ulike organiske stoffer som er mer eller mindre nedbrytbare biologisk. I tillegg vil det være et visst innhold av mineralske stoffer som ikke vil brytes ned (askerest). I hvilken grad, og med hvilken hastighet, det organiske materialet i et gitt avfall omdannes til stabile restprodukt, er nøkkelparameteren for

21 vurdering av prosessytelse ved biologisk avfallsbehandling. I utråtningsanlegg er det særlig interessant hvor mye organisk stoff man kan få omdannet til metan. Organiske forbindelser som inneholder lite oksygen (fettstoffer) gir vesentlig mer gass enn forbindelser med mye oksygen (f. eks. karbohydrater). 20 Forbindelse Typisk kjemisk Spesifikk Metan- Spesifikk Energi i gass sammensetning gassproduksjon innhold metanproduksjon Fett C 50 H 90 O 6 1,27 Nm³/kg 68% 0,62 kg CH 4 /kg 8,5 kwh/kg fett Proteiner C 16 H 24 O 5 N 4 0,70 Nm³/kg 71% 0,35 kg CH 4 /kg 4,9 kwh/kg protein Karbohydrater (C 6 H 10 O 5 ) X 0,79 Nm³/kg 50% 0,28 kg CH 4 /kg 3,9 kwh/kg karbohydrat (Basert på Kepp og Solheim, 2000 og Haug, 1993) Vi antar at omsetning ved (uendelig) lang tids deponering utgjør det maksimale nedbrytningspotensialet. Metangasspotensialet ved deponering av våtorganisk avfall kan beregnes fra Bartnes et al. (1999) til 88 kg metan per tonn avfall (70% omsetning av organisk karbon). Der oppgis imidlertid våtorganisk fraksjon (inkl. bleier) å inneholde 170 kg organisk karbon per tonn våtvekt. Basert på Lystad og Aasen (2002) utgjør TOC i kildesortert våtorganisk (mat-)avfall 127 kg organisk karbon (TOC) per tonn våtvekt. Justert for dette TOC-innholdet kan vi estimere metangasspotensialet til 66 kg per tonn avfall. Dette tilsvarer 0,52 kg metan per kg TOC behandlet og 0,74 kg metan per kg TOC nedbrutt. Metangassproduksjonen fra utråtningsanleggene som har dannet datagrunnlaget for denne utredningen har variert fra 23 til 59 kg metan per tonn avfall behandlet ( kg metan per tonn organisk stoff), med en nedbrytningsgrad for organisk stoff mellom 25% og 65%. Kompostering anses ofte å gi en bedre stabilisering enn ren utråtning, fordi de aerobe prosessene bryter ned en del tungt nedbrytbare stoffer som anaerobe bakterier ikke klarer å bryte ned. På den andre siden er utråtningsanleggene mye mer kompakte og opererer normalt med kortere oppholdstid og høyere belastning per volumenhet reaktor. Siden kompostering gir et vesentlig høyere energiutbytte enn utråtning, er vekstratene for mikroorganismene som inngår også mye høyere. Kompostering er derfor teoretisk sett en mye raskere prosess. I praksis observerer man imidlertid at så ikke er tilfelle. Årsaken til det er at en anaerob prosess mye lettere kan driftes optimalt, mens det ved kompostering hele tiden er internt motstridene prosessbehov. Som nevnt ovenfor må ønsket om oksygentilgang balansere ønsket om en homogen finfordelt masse med stor angrepsflate og høyt fuktighetsinnhold. I tillegg må produsert varme fjernes ved å ventilere massene, noe som samtidig gir en uttørking av massene og behov for tilførsel av fuktighet. I en anaerob prosess derimot, er det verken behov for oksygentransport inn i vannfasen eller borttransport av overskuddsvarme. Materialet kan findeles og prosessen kan foregå uten fuktighetsbegrensninger. Oppnådd stabilitet avhenger i praksis av en lang rekke forhold som delvis griper inn i hverandre. Eksempelvis vil man normalt ikke ønske å håndtere mye tungt nedbrytbart ligninholdig materiale i et utråtningsanlegg, mens man i et komposteringsanlegg tilsetter

22 strukturmateriale som ofte er ligninholdig materiale i form av trevirke, greiner, bark og lignende. Behov for strukturmateriale kan derfor ha stor betydning for kapasitet og prosessytelser. Ulike sorteringsregler er også bestemmende for ytelser og oppnådd stabilitet. Typisk inngår ikke kjøtt, fisk og middagsrester i europeisk bioavfall, mens dette inngår i norsk våtorganisk avfall. Dette er en sannsynlig årsak til forskjellene som registreres i ytelser ved norske og europeiske anlegg, jf. kap Tørrstoffinnhold Fuktigheten i massene som er en av de styrende og mest kritiske faktorene i en komposteringsprosess, er ikke like avgjørende ved utråtning. Ved all mikrobiell aktivitet er det viktig med fuktighet. Substratet må tas opp av mikroorganismene gjennom cellemembranene i oppløst form. I utgangspunktet er det derfor ønskelig med en våt prosess, både ved kompostering og utråtning. Ved kompostering er det imidlertid avgjørende at oksygen er tilstede og erstattes etter hvert som det blir brukt opp i mikroorganismenes respirasjon. Siden oksygen har begrenset løselighet i vann, forsøker man i praksis å holde massene så tørre at oksygen kan transporteres og distribueres i et nettverk av luftlommer (selv om det også finnes såkalt våtkompostering som foregår i vanndig løsning). Optimalt tørrstoffinnhold ved kompostering ligger i området 40-45% tørrstoff (55-60% fuktighet), mens man ved utråtning gjerne kan operere med kun noen få prosent tørrstoff Strukturmateriale I mange tilfeller vil de organiske massene man primært ønsker å behandle ha et lavere tørrstoffinnhold enn det optimale (våtorganisk avfall har typisk 30-35% tørrstoff, mens slam kan ha vesentlig lavere tørrstoffinnhold). I komposteringsprosessene er det behov for å blande inn en viss mengde strukturmateriale for å kompensere for fuktigheten og bygge porøsitet. Mengden som må tilsettes avhenger av tørrstoffinnholdet både i strukturmaterialet og avfallsmassen. Strukturmaterialet stjeler volum i komposteringsanleggene og medfører arbeid med tilbereding (kverning), blanding og utsikting fra ferdig produkt. Avhengig av kravene som stilles, vil det også normalt knytte seg en anskaffelseskostnad til strukturmaterialet (innkjøp og transport). Avhengig av type strukturmateriale som velges, kan det også tilføre massene relativt tungt nedbrytbare stoffer (f. eks. lignin) som får betydning for oppholdstid og kapasiteten for prosessen. I rene utråtningsanlegg er det normalt ikke behov for å tilsette strukturmateriale (unntak kan bl.a. være ved innlasting av tett og fuktig avfall i bioceller).

23 Næringstilgang og C/N-forhold For alle mikrobielle prosesser må det være tilgang på hovednæringsstoffene nitrogen, fosfor, kalium, svovel, kalsium og magnesium, samt sporstoffer (jern, mangan, selen, kobolt etc.). Ved kompostering kan særlig nitrogen være en begrensende faktor dersom avfallsblandingen inneholder mye karbonrikt materiale (for eksempel fra strukturmaterialet). Forholdet mellom karbon og nitrogen bør holdes under 30 for å unngå begrensninger på grunn av nitrogenmangel (Haug, 1993). Ved lave C/N forhold (<15) drives mye nitrogen av som ammoniakk, slik at man som regel forsøker å lage blandinger med C/N forhold mellom 15 og 30. Kildesortert norsk matavfall har vanligvis et C/N forhold rundt 15 (for eksempel: Lystad og Aasen, 2002), som ofte økes vesentlig ved bruk av mye karbonrikt strukturmateriale. I utråtningsprosessene legger man ikke like stor vekt på C/N-forholdet. Ved optimaliseringsforsøk er det imidlertid funnet at C/N bør ligge i området 8-20 (Habermehl et al.). Dette betyr at kildesortert matavfall kan behandles uten at man behøver å regulere C/N forholdet. Viktigere enn C/N forholdet, er det å unngå hemming av utråtningsprosessen som skyldes giftvirkning av ammoniakk. Hemming kan oppstå allerede ved 1700 mg ammonium nitrogen (NH 4 + ) per liter substrat (Habermehl et al.). Metandannerne kan imidlertid over tid tilpasse seg til et ammoniumnivå på mg/l. En viktig forutsetning er imidlertid at innholdet av ammoniakk (NH 3 ) ikke overskrider mg per liter substrat. Det er spesielt viktig å være oppmerksom på denne hemmende effekten av nitrogen i systemer med retur av prosessvann. Noen anlegg har bygd et rensetrinn for nitrogen i returvannsystemet ( Temperatur Prosesshastigheten er for øvrig avhengig av temperaturen, og i kontrollerte utråtningsanlegg er det vanlig å tilføre prosessen varme for å øke prosessens yteevne. Anleggene drives normalt i ett av to temperaturområder: mesofilt område (typisk C) eller termofilt område (typisk C), men det finnes også svært lavteknologiske løsninger som drives i det psykrofile temperaturområde (< 20 C). Under 15 C går biogassprosessen så sakte at det er lite aktuelt å drifte noen reaktor ved så lave temperaturer. Den biologiske prosessen avgir svært lite varme, slik at i norsk klima vil det kreves tilførsel av energi for oppvarming av massen. Prosesshastigheten øker med økende temperatur, både fordi organisk materiale løses bedre opp (bl.a. bedre emulgering av fettstoffer i vannfasen) og fordi bakterienes aktivitet øker. For utråtning av slam regner man for eksempel typisk 20 dager i mesofile systemer og 12 dager i termofile systemer. Teoretisk vil man også kunne oppnå en større gassproduksjon. Når Sellikdalen renseanlegg i Kongsberg la om fra mesofil til termofil utråtning, økte gassutbyttet med om lag 20 % (Knapp, 2002).

24 Metandannende bakteriene følsomme for endringer i temperatur, slik at jevnest mulig temperatur tilstrebes. Termofile prosesser er mest følsomme, og temperatursvingningene bør holdes innenfor +/- 0,5 C per time (Habermehl et al.). I komposteringsprosessen er også temperatur en viktig parameter. Fordi prosessen selv produserer mye varme, vil det være ønskelig å kunne ventilere bort overskuddsvarme for å holde temperaturen innenfor ønsket temperaturområde. Optimal temperatur for raskest mulig omsetning av karbon ved aerob kompostering har i de fleste studier ligget innenfor området 40 C - 60 C (Haug, 1993) Surhetsgrad Utråtningsanlegg er generelt følsomme for svingninger i ph. Dette gjelder særlig det metanproduserende trinnet. ph er en svært viktig prosessparameter som må overvåkes nøye. Dette er særlig viktig på høyt belastede anlegg, og der hele prosessen foregår i ett trinn. ph under 6,2 er vist å hemme metandannerne (Habermehl et al.). I ett-trinns prosesser bør ph holdes stabilt i overkant av 7, mens i to trinns prosesser kan ph i hydrolysetrinnet ligge på den sure siden (ph5-7) Surhetsgrad har ikke vært ansett å være så kritisk i komposteringsprosesser. Undersøkelser i norske komposteringsanlegg (ref) viser imidlertid at innsamlet våtorganisk avfall i perioder har lav ph (ned mot ph 4) og det antas at dette gir dårlige betingelser og en forsinket prosesstart. Den lave phen skyldes en påbegynt hydrolyse i avfallet før innlevering til anlegget. 4.3 Teknologioversikt status og trender i Europa I EU er det utarbeidet et arbeidsdokument som grunnlag for et mulig framtidig direktiv om behandling av organisk avfall ( Dette vil i så fall inngå som et av flere elementer i en satsing på å beskytte matjorda i EUlandene, der resirkulering av organisk materiale vil være en viktig strategi. Selv om EU også setter strenge hygienerestriksjoner for resirkulering av organisk avfall (jf. kap 7.3), vil sannsynligvis biologisk avfallsbehandling bli fremmet som en ønsket løsning Klassifisering av anaerobe reaktoranlegg Anlegg for anaerob utråtning av avfall kan klassifiseres etter ulike kriterier, hvorav det vanligste er å dele inn etter: Substrat (avfallstype): Avløpsslam, kildesortert organisk avfall, blandet husholdningsavfall, industriavfall, industriavløp, gjødsel eller blandinger av disse (såkalt kofermentering). Antall prosesstrinn: Ett trinns eller to trinns systemer Gjennomstrømning: Plug-flow eller totalomblandet system Temperatur: Mesofilt eller termofilt temperaturområde Tørrstoffinnhold: Tørre, halvtørre eller våte prosesser.

25 Status og trender for anaerobe anlegg De Baere har undersøkt utviklingen innen anaerob utråtning av organisk avfall i Europa i perioden 1990 til 2002 (De Baere, 2000 og De Baere, 2001). Studien dekker anlegg med minst 10% organisk avfall i råstoffet og en total behandlingskapasitet på minst 3000 tonn per år. Basert på anbud og inngåtte kontrakter, ble det også laget estimater for 2001 og Figur 4-1: Total akkumulert behandlingskapasitet og gjennomsnittlig størrelse på nyanlegg Gjennomsnittlig størrelse på nyanlegg Akkumulert kapasitet Størrelse på nyanlegg Akkumulert kapasitet På midten av 90-tallet ble det bygget en del små anlegg i Sveits og Tyskland, men siden 1998 har det vært en trend mot større anlegg i Europa sett under ett. Gjennomsnittlig kapasitet for nye anlegg ligger nå rundt tonn per år. Denne utviklingen henger sammen med at det de siste årene har vært etablert flere anlegg for utråtning av blandet husholdningsavfall eller også restavfall etter utsortering av bl.a. organisk fraksjon, mens det tidligere år i stor grad har blitt bygd anlegg for den kildesortert organiske fraksjonen. Ved valg av systemtype har det vært en utvikling fra kun mesofile anlegg i perioden fram til 1990, til at det nå typisk etableres like mange termofile som mesofile anlegg. Det etableres også omtrent like mange anlegg for henholdsvis tørr og våt utråtning. Utviklingen videre antas å henge sammen med utviklingen i antall anlegg for blandet avfall, og hvordan våte systemer klarer å håndtere slikt avfall. Til tross for mye forskning på to-trinns systemer som peker på muligheter for bedre hydrolysering og større gassutbytte, har ikke markedet blitt overbevist. To-trinns systemene utgjorde bare drøyt 10% av den totale behandlingskapasiteten i Årsakene til dette henger trolig også sammen med noe høyere investeringer og mer kompleks drift for to-trinns anlegg.

26 Utvikling av anaerobe systemer i forhold til aerobe systemer Når etablering av biologiske behandlingsanlegg fikk et visst omfang på begynnelsen av 90 tallet, ble aerob kompostering ansett som enklere, rimeligere og bedre utprøvd teknologi. Først fra midten av 90 tallet har anaerobe løsninger blitt ansett som godt utprøvde og pålitelige. Når investeringene virkelig skjøt fart fra 1995, valgte man imidlertid fremdeles i hovedsak de kjente og veldokumenterte komposteringsløsningene. Selv om anaerob kapasitet hadde en noe sterkere vekst enn kompostering på slutten av 90- tallet, utgjorde dette fremdeles bare om lag 5% av samlet behandlingskapasitet i Det er imidlertid store forskjeller mellom landene, og spesielt Sveits (25% anaerob kapasitet), Belgia (16%) og Nederland (12%) skiller seg ut med en høyere andel anaerobe systemer. En del av forklaringen på dette er antagelig landenes avgifts- og subsidiepolitikk som aktivt fremmer produksjon av energi fra fornybare ressurser. Det er verdt å merke seg at den anaerobe behandlingskapasiteten er estimert å vokse fra 1,04 millioner tonn i 2000 til 1,65 millioner tonn i 2002 (De Baere, 2001). I Norge startet enkelte kommuner og avfallselskap med enkel rankekompostering av kildesortert avfall i begynnelsen av 1990-årene. Når forbudet mot deponering av våtorganisk avfall ble innført fylkesvis i siste halvdel av 90-årene, ble rankekompostering valgt for de fleste mindre anlegg, og reaktorkompostering for enkelte større anlegg. Enkelte kommuner og avfallselskap planla anaerobe systemer, men disse ble ikke realisert. Først de siste par årene er det etablert noen få biogassanlegg for avfall. Foreløpig er det kun Mjøsanlegget (GLØR) og biocellene hos Lindum Ressurs og Gjenvinning som er rene avfallsanlegg, mens anlegget på Kongsberg behandler avløpsslam sammen med avfall. For avløpsslam har det imidlertid blitt etablert mange utråtningsanlegg (til sammen ca 12 stk.) de siste årene.

27 26 5 GRUNNLAG FOR SAMMENLIKNING OG EVALUERING AV ULIKE BEHANDLINGSKONSEPT 5.1 Referanseanlegg og erfaringsoverføring Ved en sammenliknende evaluering for ulike behandlingsløsninger, bør flest mulig forutsetninger og inngangsparametre være like. Det bør også inngå data fra flest mulig anlegg for å gi et bredt og statistisk holdbart datagrunnlag. I denne analysen knytter det seg en viss usikkerhet til tallgrunnlaget på grunn av følgende forhold: Det er svært få norske anlegg for anaerob utråtning av våtorganisk avfall og derfor få tilgjengelige data De fleste dataene er hentet fra anlegg i Europa som behandler europeisk bioavfall som har litt andre egenskaper enn norsk avfall. Enkelte anlegg behandler andre avfallstyper enn kun kildesortert organisk husholdningsavfall. Innslaget av hageavfall varierer også mye. Det er generelt få anlegg for hvert konsept, og dermed et begrenset datamateriale Ulike egenskaper ved norsk og europeisk våtorganisk avfall De ulike prosessens ytelser og egnethet må vurderes ut fra egenskapene ved det organiske materialet som behandles. Kvalitet og egenskaper ved det kildesorterte våtorganiske husholdningsavfallet avhenger av matvaner, bosettingsmønster, sorterings- og innsamlingssystem, informasjon etc., men særlig avhenger det av hvilke regler som gjelder for kildesortering. Disse forholdene variere fra sted til sted. Her i landet er det f. eks. ulik praksis for i hvilken grad bleier og hageavfall kan inngå i våtorganisk fraksjon. Også i Europa vil man se store variasjoner i avfallskvalitet fra anlegg til anlegg, og delvis også landene i mellom. Nederland og Tyskland har mange biologiske avfallsbehandlingsanlegg som også i stor grad har vært brukt som referanseanlegg for erfaringsinnhenting for norske kommuner og avfallsselskap. I disse landene har man typisk sorteringsregler som utelukker mat som har vært kokt eller stekt, dvs. middagsrester, i tillegg er det ofte eksplisitt sagt at kjøtt og fisk ikke skal inngå. I Nederland brukes betegnelsen VFG-avfall (vegetable, fruit and garden waste).