Norsk renholdsverks-forening Arbeidsgruppe for biologisk behandling

Norsk renholdsverks-forening Arbeidsgruppe for biologisk behandling BIOCELLER FOR NEDBRYTBART AVFALL BIOCELLER FOR NEDBRYTBART AVFALL Rapport nr. 9/2005 NRF - Samarbeidsforum for avfallshåndtering

R A P P O R T Rapport nr: 9/05 Distribusjon: Fri Tittel: Bioceller for nedbrytbart avfall Oppdragsgiver: Norsk renholdsverks-forening Forfatter: Kristian Ohr, Asplan Viak AS Ketil Haarstad og Anne Bøen, Jordforsk Dato: 21.12.2005 Revidert: ISSN: Kontaktperson: Henrik Lystad Faglig bistand: Rev. dato: ISBN: 82-8035-055-1 Emneord: Biocelle, biogass, anaerob nedbrytning, deponi Subject words: Sammendrag: Prosjektets formål er å avklare tekniske og lovmessige muligheter og begrensninger ved bruk av biocelle som behandlingsmetode for ulike fraksjoner av organisk nedbrytbart avfall. Rapporten redegjør for prosessteori og angir praktiske kriterier for oppbygging og drift av bioceller. Biocellen kan sammenliknes med en enkel biologisk reaktor, der formålet normalt er å omdanne organisk materiale raskest mulig til biogass, og oppnå en tilstrekkelig stabilitet på restmassene. Det skilles mellom reaktorbioceller, der det stabiliserte restproduktet graves ut for videre håndtering, og deponibioceller, der det stabiliserte restproduktet får sin sluttdisponering i biocellen. Bioceller er en fleksibel behandlingsløsning, krever lite investeringer for å etableres og har lave driftskostnader. Bioceller utgjør et miljø- og ressursmessig rasjonelt alternativ til konvensjonell biologisk reaktorbehandling og ordinær deponering. For en del typer avfall med høyt fuktinnhold kan det også være et godt alternativ til forbrenning. Størrelse og antall kan lett tilpasses endringer i avfallsmengdene. Bioceller utgjør derfor en billig og fleksibel reservekapasitet for nedbrytbart avfall i beredskapssammenheng, ved store belastningsvariasjoner, ved driftsstans ved alternative behandlingsanlegg eller andre behov for midlertidig behandlingskapasitet. Godkjent av: NRF Dato: 21.12.2005 Sign:

1 FORORD I forbindelse med at miljømyndighetene varsler forbud mot deponering av alt nedbrytbart avfall fra 2009, har NRF ønsket å få avklart hvilke muligheter og begrensninger som ligger i bruk av bioceller for behandling av ulike fraksjoner nedbrytbart avfall som kan bli rammet av deponiforbudet. Prosjektet er utført som et utredningsarbeid i et samarbeid mellom Asplan Viak AS og Jordforsk. Asplan Viak v/kristian Ohr vært oppdragsleder. Ketil Haarstad og Anne Bøen i Jordforsk har vært medforfattere. Styringsgruppa for prosjektet har bestått av: Jan Petter Hammer, Lindum Ressurs og gjenvinning Helge Bryhni, HIAS Gunnar Kjøs, GLØR Jan-Inge Hage, SIMAS Johnny Eriksen, Nes kommune Johnny Brovold, IRIS Henrik Lystad, NRF Stavanger, 21.12.2005 For Asplan Viak as Kristian Ohr Oppdragsleder

2 INNHOLD 1 INNLEDNING...4 1.1 BAKGRUNN... 4 1.1.1 Prosjektets formål... 4 1.2 BIOCELLER - DEFINISJONER OG KONSEPTBESKRIVELSER... 4 1.3 BRUKSOMRÅDER... 6 1.3.1 Reaktorbioceller... 7 1.3.2 Deponibiocelle... 7 2 TEKNOLOGIOVERSIKT OG PROSESSBESKRIVELSE...8 2.1 OKSYGENREGIME... 8 2.2 PROSESSFORLØP... 8 2.2.1 Anaerob nedbrytning... 8 2.2.2 Nedbrytningsfaser... 11 2.2.3 Aerob nedbrytning... 12 2.3 ORGANISKE STOFFERS NEDBRYTBARHET I BIOCELLER... 13 2.3.1 Cellulose- og ligninholdig materiale... 13 2.3.2 Lett nedbrytbare karbohydrater, fett og proteiner... 14 2.3.3 Andre organiske stoffer... 15 2.4 PROSESSBETINGELSER... 15 2.5 AKTUELLE OPTIMALISERINGSTILTAK... 18 2.5.1 Oppmaling... 18 2.5.2 Kompaktering... 18 2.5.3 Tilsetting av buffer... 18 2.5.4 Tilsetting av avløpsslam... 18 2.5.5 Forkompostering av avfall... 18 2.5.6 Tilsetting av enzymer... 18 2.5.7 Resirkulering av sigevann... 18 2.6 PROSESSYTELSER... 20 2.6.1 Gassproduksjonsrater og nedbrytningshastighet... 20 2.6.2 Gassproduksjonspotensialet... 21 2.6.3 Biologisk stabilitet... 22 3 AKTUELLE AVFALLSTYPER FOR BIOCELLEBEHANDLING...25 3.1 OVERORDNET AVFALLSSAMMENSETNING I NORGE... 25 3.2 KRITERIER... 26 3.3 HOVEDTYPER OG MENGDEANSLAG... 26 3.3.1 Husholdningsavfall... 26 3.3.2 Slam, silgods og ristgods fra renseanlegg... 27 3.3.3 Storhusholdning... 28 3.3.4 Næringsmiddelindustri... 28 3.3.5 Husholdningslikt forretningsavfall (forbruksavfall)...28 3.3.6 Diverse fuktig organisk industriavfall... 28 3.3.7 Sikterest fra avfallsbehandling... 29 3.3.8 Avfall fra akutte hendelser (beredskap)... 29

3 4 NORSKE OG UTENLANDSKE ERFARINGER MED BIOCELLER...30 4.1 NORGE... 30 4.1.1 Kostnader ved etablering og drift av bioceller... 30 4.1.2 Energiutbytte i bioceller... 30 4.1.3 Utslipp av forurensninger til luft og vann... 31 4.1.4 Stabilisering og materialgjenvinning... 31 4.2 EUROPA... 32 4.2.1 Sverige... 32 4.2.2 Nederland... 33 4.3 VERDEN FORØVRIG... 34 4.3.1 Australia... 34 4.3.2 USA... 35 5 LOVMESSIG REGULERING AV BIOCELLER...37 5.1 FORURENSNINGSLOVEN OG AVFALLSFORSKRIFTEN... 37 5.1.1 Gjeldende regler... 37 5.1.2 Regelendringer... 38 5.2 BIOCELLER OG DEPONIAVGIFT (FORSKRIFT OM SÆRAVGIFTER)... 38 5.3 ANNET LOVVERK MED RELEVANS FOR BIOCELLER... 38 5.3.1 Kommunehelseloven... 38 5.3.2 Matloven... 38 5.3.3 Plan- og bygningsloven... 39 5.3.4 Brann- og eksplosjonsvernloven... 39 5.3.5 Arbeidsmiljøloven... 39 5.3.6 Energiloven... 39 6 RETNINGSLINJER FOR KONSTRUKSJON OG DRIFT AV BIOCELLER...40 6.1 GENERELT... 40 6.2 AKTUELLE AVFALLSTYPER... 40 6.3 PROSESSFAKTORER OG OPTIMALISERING... 41 6.4 GASSPRODUKSJON OG SAMMENSETNING... 42 6.5 OPPBYGGING... 43 6.5.1 Forbehandling... 43 6.5.2 Konstruksjonsprinsipper... 43 6.5.3 Fylling av cellen... 45 6.5.4 Gassoppsamling... 45 6.5.5 Vannbehandling... 46 6.6 DRIFTSFASEN... 47 6.7 UTGRAVING, ETTERBEHANDLING OG BRUK AV RESTPRODUKTER... 48 6.7.1 Luktproblemer ved etterbehandling... 48 6.7.2 Karakterisering av biocellemateriale... 48 6.7.3 Faktorer for valg av etterbehandling... 49 6.8 UTSLIPPSTILLATELSE/AKTUELLE MYNDIGHETSKRAV... 50 7 KUNNSKAPSBEHOV OG UTVIKLINGSMULIGHETER...51 8 REFERANSER...52

4 1 INNLEDNING 1.1 Bakgrunn For å redusere miljøulempene fra tradisjonell avfallsdeponering, i form av klimagassutslipp og sigevannsutslipp, har miljømyndighetene gjennomført drastiske innstramninger i lovreguleringen av deponidriften de siste årene. Dette omfatter bl.a. forbud mot deponering av våtorganisk avfall, krav om uttak av deponigass for deponier som tar imot biologisk nedbrytbart avfall og krav om dobbel bunntetting. Regjeringen har varslet ytterligere innstramninger ved å foreslå forbud mot deponering av alle typer nedbrytbart avfall fra 2009, bedre oppfølging av eksisterende forbud mot våtorganisk avfall og krav til obligatorisk avfallsplan i bygge- og rivningsprosjekter (St. meld. 21). De nye begrensningene for hva som tillates deponert vil gi opphav til i størrelsesorden 1 million tonn nedbrytbart avfall (St. meld. 21). Dette er avfall som ikke nødvendigvis er egnet for sambehandling med våtorganisk avfall i etablerte biologiske behandlingsanlegg, og som det heller ikke kan forventes å være etablert forbrenningskapasitet til allerede fra 2009, verken i Norge eller våre naboland. Tidligere utredninger har vist at bioceller kan være en svært kostnadseffektiv og miljømessig akseptabel løsning for behandling av kildesortert våtorganisk avfall (Ohr et al., 2002). Andre undersøkelser har dessuten vist at energiutbyttet fra bioceller er høyere for våte fraksjoner enn termisk behandling, da det ikke brukes energi til å dampe bort vannet (Amundsen et al, 2005). Hensikten med dette prosjektet er bl.a. å gi en vurdering av om bioceller kan være en løsning også for de nye mengdene nedbrytbart avfall som regelverksendringene gir opphav til. 1.1.1 Prosjektets formål Prosjektets formål er å avklare tekniske og lovmessige muligheter og begrensninger ved bruk av biocelle som behandlingsmetode for ulike fraksjoner av organisk nedbrytbart avfall. Prosjektet vil også omfatte en grov kartlegging av typer og mengder nedbrytbart avfall som får et behandlingsbehov som følge av regelverksendringene. Prosjektet skal også utarbeide kriterier for bruk av bioceller innenfor tekniske, biologiske og lovmessige rammer, herunder: Akutelle avfallsråstoff Oppbygging og drift av bioceller Dokumentasjon av avfall, drift, utslipp og sluttprodukt 1.2 Bioceller - definisjoner og konseptbeskrivelser Siden bioceller er relativt nytt i norsk avfallsbehandling og miljøforvaltning, er det behov for avklaringer og definisjoner av aktuelle begreper. Behandling av avfall i bioceller omfatter avfall med et biologisk nedbrytbart innhold, eventuelt etter en forbehandling. Avfallet må være fysisk avgrenset mot omkringliggende masser. Formålet med en biocelle vil normalt være å omdanne organisk materiale raskest mulig til biogass, og oppnå en tilstrekkelig stabilitet på

5 restmassene. For å oppnå dette må det foregå en kontrollert (og fortrinnsvis optimalisert) biologisk omdanningsprosess i biocellen. Omkringliggende masser har i utgangspunktet kun til hensikt å utgjøre en fysisk støtte i form av et underlag og sidevegger for biocellen, og kan i prinsippet bestå av naturlige løsmasser, avfallsmasser eller annet. Skillet mot annen biologisk behandling, ligger i teknisk utforming og vesentlig lenger tidsforløp. Behandling i bioceller med etterfølgende utgraving, vil typisk ha et tidsforløp på flere år, og de omkringliggende fysiske konstruksjonene kan helt eller delvis utgjøres av løsmasser i stedet for et fast reaktorlegeme/bygg. Relativt lave investeringer og driftskostnader etter at cellen er fylt opp, gjør det økonomisk mulig å operere med lengre nedbrytningstid (år), i motsetning til kostbare reaktoranlegg som krever rask gjennomstrømningshastighet for å få akseptabel økonomi. Prosessmessig kan biocellen sammenliknes med en enkel reaktor, karakterisert av satsvis behandling uten muligheter for omrøring eller annen mekanisk bearbeiding av avfallet. Resirkulering av fuktighet og gass kan imidlertid besørge en delvis omrøring. Den biologiske stabiliseringsprosessen i en biocelle vil som oftest være anaerob (=uten luft) med produksjon av metanholdig biogass for oppsamling, men kan i prinsippet også være en aerob komposteringsprosess dersom cellen tilføres luft. På grunn av de gitte fysiske og tekniske begrensningene, vil en biocelle som regel driftes som en ikke-omblandet, satsvis, ett-trinns, enfase, psykrofil (prosesstemperatur: 15-30 C) eller mesofil (prosesstemperatur: 35-40 C) anaerob prosess. Andre driftsmåter/prosesser kan imidlertid også etableres. Et mulig alternativ er å føre sigevann rikt på oppløst organisk stoff fra biocellen til separat utråtning i en egen utråtningsreaktor og deretter resirkulere dette til biocellen. I så fall har man etablert en to-trinns tofase prosess, der det i selve biocellen foregår en hydrolyse (oppløsing av organisk stoff i vann), mens det i utråtningsreaktoren foregår en metanisering av det løste organiske materialet som forefinnes i væskefasen. Som et alternativ eller supplement til en anaerob nedbrytningsprosess, kan det etableres en aerob komposteringsprosess ved luftinnblåsing. I en administrativ og reguleringsmessig sammenheng går imidlertid det viktigste prinsipielle skillet ved håndteringen av sluttproduktet. For å skille mellom disse to biocellekonseptene, innføres begrepene reaktorbiocelle og deponibiocelle som distinkte former av bioceller. Følgende definisjoner legges til grunn: Biocelle En biocelle er et spesifikt volum avfall med et biologisk nedbrytbart innhold, som er fysisk lukket mot omkringliggende masser og som gjennomgår en kontrollert og optimalisert biologisk stabilisering i en tidsbegrenset periode. Reaktorbiocelle En reaktorbiocelle defineres som en biocelle der det stabiliserte sluttproduktet graves ut for eventuell viderebehandling og en sluttdisponering utenfor biocellen. Deponibiocelle En deponibiocelle defineres som en biocelle etablert i et deponi, der sluttproduktet etter en tidsbegrenset periode er tilstrekkelig stabilt til å bli liggende for sluttdisponering i deponiet.

6 Prosessene som foregår i de to typene av bioceller kan være de samme, men de vil kunne ha ulike bruksområder basert på juridiske og administrative forhold. 1.3 Bruksområder Bioceller er en fleksibel behandlingsløsning, som krever lite investeringer og anleggstekniske tiltak for å etableres. Størrelse og antall kan lett tilpasses endringer i avfallsmengdene. Figuren nedenfor gir et bilde på hvordan bioceller kan plasseres i en ressurs- og energimessig sammenheng. Nedbrytbart organisk avfall Sigevann Biocelle Volumreduksjon Omsatt organisk materiale Biogass Gassrensing Deponi Dekk- og fyllmasser Biorest Gjødsel Jordforb. Metan CH 4 Varmekjele CH 4 H 2 Gassmotor Gassrensing/- oppgradering Oppvarming Bolig Industri Drivhus Skoler Transport El-biler H 2 -biler El-produksjon El-produksjon Drivstoff Buss Bil Gassdistribusjon Figur 1: Ressurspotensialet ved bruk av bioceller Hvorvidt bioceller kan være et aktuelt element i et avfallsselskaps behandlingsstrategi, avhenger av mengder og egenskaper ved avfallet som skal håndteres, kapasitet og kostnader ved alternative/konkurrerende behandlingsløsninger, mottaksrestriksjoner ved alternative behandlingsløsninger og i hvilken juridisk status bioceller får i det kommende regelverket for nedbrytbart avfall. Aktuelle bruksområder kan bl.a. være: Våtorganisk avfall som ikke kan gå til ordinært komposterings-/biogassanlegg, for eksempel på grunn av forurensninger eller fremmedstoffer (plastemballert avfall m.m.)

7 Sikterest fra behandlingsanlegg for våtorganisk avfall eller avfallssorteringsanlegg Ristegods, avløpssøppel og avløpsslam (ev. avløpsslam av dårlig kvalitet i deponibiocelle) Back-up løsning for ordinært komposterings/biogassanlegg ved driftsavbrudd, eller for å ta belastningstopper. Alternativ til ordinære komposterings-/biogassanlegg En fleksibel beredskapsløsning for akutte situasjoner med mye lett nedbrytbart avfall, f. eks. kadavre fra fjøsbrann eller dyreepidemier, trafikkulykker med mattransport etc. Midlertidig eller permanent supplement til forbrenning for nedbrytbart avfall. Et effektivt og miljøvennlig alternativ til ordinær deponidrift for restavfall fra husholdninger. Avfallets egenskaper avgjør mulighetene for å materialgjenvinne sluttproduktet, og om biocellene bør etableres som reaktorbiocelle eller deponibiocelle. 1.3.1 Reaktorbioceller Reaktorbioceller vil være en aktuell behandlingsform for alle typer nedbrytbart avfall der utgraving av det stabiliserte sluttproduktet for annen sluttdisponering er interessant. Dette vil være en biorest eller kompostprodukter med et tilstrekkelig lavt innhold av miljøgifter, som gjerne også har et interessant innhold av organisk stoff og/eller næringsstoffer, og som med en viss grad av etterbehandling kan godkjennes iht. gjødselvareforskriften. Aktuell etterbehandling vil særlig være hygienisering og (mekanisk) sortering. Dette beskrives nærmere i kap. 6.7 Dersom man bygger reaktorbioceller uten lekkasjer/diffuse utslipp av metangass, bør reaktorbioceller kunne aksepteres av miljømyndighetene som en behandlingsløsning også for kildesortert våtorganisk avfall. Dette vil utgjøre et økonomisk svært interessant alternativ til andre kjente komposterings- og biogassløsninger (Ohr et al. 2002). Reaktorbioceller kan også tenkes brukt som en stabiliserende forbehandlingsteknologi forut for deponering, da gjerne i kombinasjon med mekanisk separasjon eller lignende. Hensikten vil være å redusere avfallsmengde og miljøulemper ved senere deponering og de tilhørende avgiftene. 1.3.2 Deponibiocelle For avfall med biologisk nedbrytbart innhold der det stabiliserte restproduktet ikke vil ha noen verdi ved utgraving, kan bruk av deponibiocelle være et alternativ til forbrenning eller ordinær deponering. Alle disse sluttdisponeringsalternativene gir opphav til en viss mengde avfallsrest til deponi. Bioceller og forbrenning med energigjenvinning utnytter energiinnholdet i avfallet bedre enn ved ordinær deponering, og for en del avfallstyper med høyt fuktinnhold, vil faktisk deponibioceller gi et høyere energiutbytte enn forbrennig. Dette forutsetter at miljømyndighetene godkjenner bruk av deponibiocelle innenfor det nye forbudet mot deponering av nedbrytbart avfall. En aksept for deponibiocelle vil sannsynligvis innebære et krav til at disse etableres, drives og overvåkes etter klare kriterier og at miljøulempene er på nivå med forbrenning og vesentlig lavere enn ordinær deponering.

8 2 TEKNOLOGIOVERSIKT OG PROSESSBESKRIVELSE 2.1 Oksygenregime Ved et naturlig prosessforløp ved deponering av nedbrytbart avfall, vil det innledningsvis være tilgjengelig noe oksygen i poreluften i avfallet. Mikrobiell stoffomsetning under tilgang på oksygen frigir mest energi, slik at aerob nedbrytning vil favoriseres så lenge det er oksygen tilgjengelig. Innledningsvis vil det derfor foregå en aerob komposteringsprosess, der noe av det lettest nedbrytbare avfallet omdannes til karbondioksid og vann under avgivelse av varme. Oksygenet forbrukes raskt i prosessen. Dersom det ikke tilføres nytt oksygen, vil komposteringsprosessen stanse, og anaerobe prosesser vil overta. Med unntak av det øverste laget mot atmosfæren, vil alle deponier og bioceller som ikke tvangsbeluftes, følge et anaerobt nedbrytningsforløp. I løpet av den anaerobe prosessen vil det bli dannet biogass som i hovedsak er en blanding av karbondioksid og metan. Den anaerobe prosessen avgir lite varme fordi mesteparten av energien holdes kjemisk bundet i metangassen. Oppsamling av metan kan være interessant for energiutnyttelse, og er påbudt fordi metan er en sterk klimagass hvis den unnslipper til atmosfæren uten først å ha blitt oksidert til karbondioksid (ved energiutnyttelse, fakling eller i biologisk oksidasjonslag). Prosessforløpet ved anaerob nedbrytning er nærmere beskrevet i kap. 2.2 nedenfor. Aerob og anaerob nedbrytning skiller seg fra hverandre ved at det er ulike mikroorganismer som deltar og at det er forskjellige biokjemiske prosesser som foregår. Stoffers nedbrytbarhet, nedbrytningstid m.m. vil derfor være forskjellig for aerobe og anaerobe prosesser. Dette kan utnyttes i en aktiv strategi for optimalisert stabilisering i bioceller. Bioceller kan bygges for anaerob nedbrytning, aerob nedbrytning eller for en sekvensiell kombinasjon av anaerob og aerob nedbrytning. 2.2 Prosessforløp 2.2.1 Anaerob nedbrytning Under anaerobe forhold brytes det organiske materialet ned i tre trinn: hydrolyse og fermentering, acetogenese (eddiksyredanning) og metanogenese (metandanning). Figur 2: Anaerob nedbrytning i tre hovedtrinn Trinn 1: Hydrolyse og fermentering Trinn 2: Syreproduksjon Trinn 3: Metanproduksjon Organisk avfall Karbohydrater Fett Proteiner Bakterieceller (biomasse) H2, CO2, eddiksyre Fettsyrer, alkoholer, m.m. Bakterieceller (biomasse) H2, CO2, eddiksyre Bakterieceller (biomasse) Metan (CH4) CO2 Acidogene bakterier Acetogene bakterier Metanogene bakterier

9 Trinn 1: Hydrolyse og fermentering Mikroorganismene kan kun nyttiggjøre seg stoffer oppløst i vann. I første trinn skiller bakterier ut enzymer som løser opp og bryter ned det organiske materialet til enklere forbindelser. Proteiner, karbohydrater og fett spaltes til aminosyrer, sukker og fettsyrer. Dannelse av fettsyrer medfører at ph synker, selv om dette normalt kompenseres noe av basiske stoffer, først og fremst ammonium fra nedbrytning av protein. Den viktigste faktoren for å motvirke høyt syrenivå er at syrene forbrukes ved det videre prosessforløpet. Trinn 2: Syreproduksjon Syreproduserende bakterier omdanner mellomproduktene fra de fermenterende bakteriene til eddiksyre (CH 3 COOH), hydrogen (H 2 ) og karbondioksid (CO 2 ). Bakteriene er fakultativt anaerobe og kan vokse under sure forhold. Oksygenet som trengs for å produsere eddiksyre tas fra oksygen oppløst i vann eller kjemisk bundet oksygen. På denne måten skapes oksygenfrie betingelser for de metandannende bakteriene. Trinn 3: Metanproduksjon I siste trinn omdanner såkalte metanogene bakterier enten hydrogen og karbondioksid til metan, eller eddiksyre til metan og karbondioksid. Disse metandannerne er strengt anaerobe, krever nær nøytrale syreforhold (ph 6-8) og er svært følsomme for miljøforandringer. Nedbrytningen foregår altså av ulike bakteriekulturer i en sekvens, der de ulike kulturene er innbyrdes avhengig av hverandre. Figuren nedenfor viser biokjemisk nedbrytning til metan, fysisk stofftransport i gass og sigevann og potensiell gassproduksjon (i liter bioigass pr. kg tørrstoff nedbrutt, samt metan-%) fra karbohydrater, fett og proteiner.

10 Figur 3: Biokjemisk nedbrytning og stofftransport (etter Zacharof og Butler, 1999; Hoeks, 1983). Karbohydrate Fett/olje Proteiner Sukker/ alkoholer 415 liter pr. kg TS Fettsyrer / 1021 liter pr. kg TS Aminosyrer 509 liter pr. kg TS Organiske syrer NH 3 H 2 S H 2 Eddik- CO 2 syre Metan CH 4 Gass Sigevann Biocellebehandling kan prinsipielt sammenliknes med reaktorbehandling i såkalt tørr prosess som illustrert i figuren nedenfor. Det vil riktignok være vanskelig å oppnå like høyt fuktinnhold (65-80%) i bioceller. Tørr behandling krever mindre energi enn våte reaktorsystemer, siden det ikke er lagt opp til miksing, pumping eller røring i avfallet. Figur 4: Dry fermentation i reaktordesign (Lutz, udatert).

11 2.2.2 Nedbrytningsfaser I en biocelle der det ikke tilsettes oksygen, vil tidsforløpet for nedbrytning av organisk materiale typisk følge noen karakteristiske faser. Vi har valgt å beskrive forløpet i fem faser. I. En kortvarig innledende aerob komposteringsfase som forbruker oksygen og varer så lenge det er oksygen til stede, dvs. dager eller uker. Avhengig av omfanget av den aerobe prosessen, vil temperaturen i massene kunne stige. II. III. IV. Hydrolysefasen. Dette er en overgangsfase fra aerobe til anaerobe forhold, der oksygenet som finnes i poreluft og oppløst i vann brukes opp og hydrolysen starter ved at fakultative aerobe syreproduserende bakterier skiller ut enzymer. Syreproduksjon. De syreproduserende bakteriene fortsetter hydrolysen, og bryter ned organiske forbindelser til fettsyrer, hydrogen og karbondioksid. Effekten av de organiske syrene er at ph senkes til typisk under ph 5, noe som virker hemmende på metandannerne. Sigevannet fra et typisk deponi i denne fasen karakteriseres av svært høye konsentrasjoner av løste stoffer (BOF, KOF, TOC), Cl, kationer (Na, Mg, Ca osv.), ammonium, jern og tungmetaller. Fasen kan typisk vare 6-12 måneder. Metanproduksjon. Fasen begynner med en langsom tilvekst av metanogene bakterier som starter å omdanne flyktige fettsyrer til metan. Etter hvert som fettsyrene forbrukes, stiger ph og metanproduksjonen blir høyere og mer stabil. I et deponi vil denne fasen pågå i mange år (tiår), med gradvis synkende metanproduksjon til det organiske materialet som lar seg bryte ned er omdannet til fettsyrer og videre til metan. Det er sterkt reduserende forhold i avfallsmassene, slik at sulfater reduseres til sulfid og nitrogen (vanligvis organisk N) til ammonium. V. Stabiliseringsfasen/senfasen. Metangassproduksjonen fortsetter med redusert intensitet, og i et tradisjonelt deponi vil oksygen fra atmosfæren etter hvert klare å diffundere inn og redokspotensialet stiger. Dette avhenger i stor grad av deponitetting og vanninnhold. Typiske kjemiske betingelser i en biocelle ( bioreactor ) i de ulike fasene er vist i figur 2. Det totale tidsforløpet, og varigheten av de ulike fasene, avhenger av hvor optimale betingelsene er for nedbrytningsprosessene som skal foregå. For å forstå utviklingen og faseovergangene i en biocelle eller i et deponi er det viktig å være klar over at forholdene ikke er homogene, og at det er en betydelig romlig variasjon. Dette forklarer at syreproduksjon og metanproduksjon vil kunne foregå samtidig, men på ulike steder i det samme deponiet. I deponier har man også funnet variasjoner over året, der man i perioder med lite sigevannsproduksjon har hatt metanogene forhold, mens perioder med mye sigevann har gitt syreproduserende forhold (Bendz et al. 1999). I praksis kan det være vanskelig å fastslå fasen mer spesifikt enn at deponiet enten er før metanproduserende fase eller i metanproduserende fase. Ved bruk av bioceller vil formålet være å oppnå raskest mulig stabilisering ved å optimalisere forholdene. Hvilke optimaliseringsmuligheter som foreligger, og hvor mye prosessene kan forkortes sammenliknet med tradisjonell deponering, diskuteres i kap. 2.5.

12 Figur 5: Tidsforløp ved stabilisering i bioceller ORP Redokspotensialet TVA Organiske syrer totalt Etter Kim & Pohland, 2003. 2.2.3 Aerob nedbrytning Så lenge det er fuktighet og tilgang på fritt oksygen i massene, vil det foregå en aerob komposteringsprosess. Organiske stoffer brytes ned til hovedproduktene karbondioksid og vann, under forbruk av oksygen og med frigivelse av energi i form av varme. Flere ulike typer bakterier og sopper deltar i omdanningen, avhengig av substrat (avfallstype), temperatur og andre miljøforhold i massene. Ved aerob nedbrytning er det andre mikroorganismer som deltar og det brukes andre biokjemiske nedbrytningsmekanismer enn ved anaerob nedbrytning. Flere stoffer som ikke brytes nevneverdig ned anaerobt, kan derfor likevel brytes ned aerobt, for eksempel lignin. Når oksygenet er brukt opp, overtar de anaerobe nedbrytningsprosessene beskrevet ovenfor. Dersom man ønsker at komposteringsprosessen skal vare må oksygentilførselen opprettholdes. Dette kan gjøres ved å gi massene porøsitet, ved å vende massene eller ved å tvinge luft gjennom massene ved hjelp av vifter og et luftfordelingssystem. For alle komposteringsprosesser er det en utfordring å sikre lufttilførsel i hele massen, og i praksis vil det ofte oppstå større eller mindre lommer med anaerobe forhold. Dette gjelder særlig der massene ikke blandes mekanisk med jevne mellomrom. Bioceller kan driftes aerobt dersom det er etablert et luftfordelingssystem som gjør det mulig med tvangslufting fra en vifte eller blåsemaskin. Dersom biocellen skal driftes vekselvis anaerob og aerobt, kan gassuttaket etableres slik at dette også kan brukes til innblåsning av luft.

13 Som for de anaerobe prosessene, er det en forutsetning at tilgangen til fuktighet er god også ved en aerob komposteringsprosess. Aerobe bioceller bør utstyres med et system for vanning/sigevannsresirkulering fordi høy temperatur og tilførsel av tørr luft tørker ut massen. Aerob drift medfører brannfare. Komposteringsprosessens varmeutvikling og biocellens isolerende egenskaper gjør at temperaturen kan medføre selvantennelse i avfallet. God oppfukting av massene kan bidra til å forbygge dette. 2.3 Organiske stoffers nedbrytbarhet i bioceller Organisk materiale omfatter mange stoffgrupper og en lang rekke enkeltkomponenter, som alle har ulike egenskaper i forhold til biologisk nedbrytbarhet. I denne sammenhengen vil vi begrense oss til å se på de stoffene vi finner mest av i nedbrytbart avfall. Stoffenes nedbrytbarhet avhenger også av at de riktige mikroorganismene er tilstede og har riktige miljøforhold/prosessbetingelser. For sammensatte stoffer og større molekyler foregår nedbrytningen i flere trinn, og det vil være ulike mikroorganismer som deltar i de ulike trinnene. Disse kan ha svært forskjellige krav til miljøforhold, slik at omdanningen kan bli ufullstendig eller foregå i tidsmessig atskilte faser, avhengig av hvordan miljøforholdene i biocellen utvikles eller styres. Som tidligere nevnt vil eksempelvis enkelte stoffer som ikke brytes ned av anaerobe mikroorganismer kunne brytes ned av aerobe mikroorganismer. 2.3.1 Cellulose- og ligninholdig materiale Cellulose er den viktigste bestanddelen i plantemateriale og plantebaserte materialer (bl.a. papir og trevirke) og utgjør mer enn halvparten av alt organisk karbon i biosfæren (Haug, 1993). Cellulose utgjør derfor også en stor del av det nedbrytbare avfallet. Cellulose (C 6 H 10 O 5 ) n er et karbohydrat, nærmere bestemt et langkjedet polymert polysakkarid bygget av enkle glukosemolekyler. I ren form er cellulose nedbrytbart både aerobt og anaerobt. Cellulose og hemicellulose (et annet polysakkarid) inngår i plantenes cellevegger og utgjøre de viktigste strukturelle molekylene i plantemateriale. Bomull er nokså ren cellulose (95 %) mens trevirke ofte har et celluloseinnhold rundt 45%. Cellulosen som finnes i blant annet trevirke inneholder i tillegg stoffgruppen lignin. Lignin er en type komplekse polymerer som holder cellulosefiberne sammen og samtidig gir en beskyttelse mot biologisk nedbrytning. Lignin anses å være ikke-nedbrytbar under anaerobe forhold (Brock og Madigan, 1988). Under aerobe forhold brytes lignin delvis ned av treråtesopper og noen få bakterier. Kun såkalt hvit treråtesopp er i stand til en fullstendig nedbrytning av lignin (Sjöberg, 2003). Den biologiske nedbrytbarheten for lignocelluloseholdig materiale avhenger av lignininnholdet og eventuell forutgående ligninfjernende prosessering (kjemisk eller mekanisk pulping). Papir og papp (unntatt avispapir) er som regel laget av tremasse som har gjennomgått en kjemisk ligninfjerningsprosess. Massene har et høyt celluloseinnhold og er relativt lett nedbrytbare. Avispapir gjennomgår kun en mekanisk pulpeprosess som ikke fjerner lignin, men kun bidrar til å bryte en del strukturer mekanisk. Avispapir har derfor dårligere nedbrytbarhet enn annet papir, men bedre nedbrytbarhet enn trevirke (Haug, 1993). Haug (1993) gjengir en formel for å beregne anaerob nedbrytbarhet av materiale med kjent lignininnhold. Formelen er basert på langvarig (90-120 dager) anaerob reaktornedbrytning: B = 0,83 (0,028)X der B= biologisk nedbrytbar andel av det organiske stoffet og X = ligninandel i det organiske stoffet (% av VS).

14 Ut fra formelen ser vi at maksimal nedbrytbarhet i ligninfritt materiale er 83% av det organiske materialet. Dette forklares med at nedbrytning henger sammen med bakterielle biprodukter, hvorav noen er vanskelig nedbrytbare. Av formelen kan vi også beregne at materialer der mer enn 30% av det organiske stoffet er lignin, i prinsippet ikke vil være nedbrytbart anaerobt. Trevirke vil, avhengig av tresort, typisk ha et lignininnhold i størrelsesorden 25-35% og iht. formelen være dårlig egnet for anaerob nedbrytning. Den anaerobe nedbrytbarheten basert på lignininnholdet er beregnet i tabell 1 fra formelen ovenfor for noen nedbrytbare avfallstyper. Tabell 1: Beregnet anaerob nedbrytbarhet for noen avfallstyper (fra Haug, 1993) Avfallstype Lignininnhold (% av VS) Anaerob nedbrytbar (% av VS) Matavfall 0,4 81,9 Hageavfall 4,1 71,5 Avispapir 21,9 21,7 Kontorpapir 0,4 81,9 Blandet papir (25% aviser) 5,8 66,7 Nyere forsøk med anaerob nedbrytning av papir (Clarkson og Xiao, 2000) ble utført med vesentlig lengre nedbrytningstid enn i tidligere studier, og viste vesentlig bedre nedbrytbarhet for avispapir. Nedbrytningshastigheten for avispapir var nokså stabil, men riktignok mye lavere enn for kontorpapir. Kontorpapiret ble nesten fullstendig omdannet på 20 dager (80% nedbrytningsgrad), mens man for avispapiret, med en utråtningstid på 300 dager, oppnådde at om lag 34% av det organiske materialet (målt som KOF) ble omdannet (mot kun ca 21% i tidligere studier). Uten omfattende forutgående behandling for å bryte ned de komplekse bindingene mellom cellulose og lignin, anses trevirke generelt som vanskelig nedbrytbart under anaerobe forhold. Enkelte forsøk (Turick et al., 1991) har imidlertid vist overraskende høy nedbrytningsgrad for mange typer intensivt dyrket pil og poppel etter kun forutgående mekanisk kverning. Laboratorieforsøk med mesofil anaerob nedbrytning i 60-100 dager viste at man i flere tilfeller fikk brutt ned mer enn 2/3 av det organiske stoffet. Haug (1993) referer til forsøk som viser at ulike tresorter har svært varierende biologisk nedbrytningsgrad ved inkubering i jord. 2.3.2 Lett nedbrytbare karbohydrater, fett og proteiner Rent matavfall vil hovedsakelig bestå av karbohydratene stivelse og sukker, samt fett og proteiner, som alle regnes som lett biologisk nedbrytbare stoffer. I kildesortert organisk avfall vil det i tillegg til matavfallet være en del plantemateriale med lignocellulose og cellulose (i form av kvister, løv, gress, blomster) og celluloseholdig tørkepapir, servietter og annet papir. Dansk kildesortert organisk avfall (Christensen et al, 2003) inneholder typisk ca 60% matrester (stivelse, sukker, fett og proteiner) og ca 40 % cellulose og lignocellulose (benevnt som træstof og andre kulhydrater ). Karbohydrater hydrolyseres lett til enkle sukkerforbindelser og fermenteres til flyktige fettsyrer. Proteiner hydrolyseres til aminosyrer og brytes videre ned til flyktige fettsyrer. Triglyserider er de viktigste forbindelselene i vegetabilske oljer og animalsk fett. Disse hydrolyseres først til langkjedete fettsyrer og deretter til eddiksyre (acetat) og melkesyre (propionat).

15 Lay et al. (1998) viste i et forsøk i simulerte anaerobe bioceller at fett omdannes senest. Tidsforløpet av innledende faser, benevnt som lag -fase (ventefase) før målt metanaktivitet, var på 160 døgn for fett. For proteiner var dette noe kortere (lag-fase på 145 døgn) og karbohydrater raskest (lag-fase på 25 døgn). Andre forsøk har vist at hydrolysering av fett i liten grad foregår uten samtidig metanogenese (Zeeman og Sanders, 2001). I deponier og bioceller kan man med andre ord forvente at mye av fettomdanningen først skjer i den metanproduserende fasen. En høy andel lett nedbrytbart avfall er vist å kunne gi en opphopning av syrer, og så sure forhold at omdanningstrinnene som følger etter hydrolysen hemmes vesentlig (Borzacconi et al, 1997). 2.3.3 Andre organiske stoffer Stoffene som er beskrevet ovenfor vil dominere det nedbrytbare avfallet, og andre stofftyper vil derfor spille liten rolle mengdemessig. Man bør imidlertid være oppmerksom på at en del organiske miljøgifter brytes ned biologisk, og at nedbrytningsgrad avhenger av de mikrobielle forholdene. Det er forøvrig verdt å merke seg at, i tillegg til lignin, vil ikke alifatiske (rettkjedete) hydrokarboner brytes ned anaerobt (Brock og Madigan, 1989). 2.4 Prosessbetingelser De mest sentrale forholdene som påvirker nedbrytningsprosessene og gassproduksjonen i et deponi eller en biocelle er vist i figuren nedenfor. Figur 6: Faktorer som påvirker nedbrytning og gassproduksjon Avfallets egenskaper Kjemisk sammensetning, næring, giftighet Tetthet, partikkelstørrelse, fuktighet Vanntilgang Regn, vanning, resirkulering Tetting, membraner og dekker Biologisk aktivitet Nedbryting Gassproduksjon Sigevannsproduksjon Gassutskifting Gassuttak Lufttilgang, lufttrykk Tetting, membraner og dekker Andre faktorer Temperatur ph, bufferegenskaper Poding El-Fadel et al. (1997) presenterte en oversiktlig sammenstilling av faktorene som påvirker gassproduksjonen og den anaerobe nedbrytningsprosessen, jf. tabellen nedenfor. Faktorene er bedømt etter i hvilken grad de har et potensial for å stimulere eller hemme gassproduksjonen, og diskuteres mer inngående nedenfor.

16 Tabell 2: Faktorer som påvirker gassproduksjonen i deponier (etter El-Fadel, 1997). Faktor Stimulerer gassproduksjonen Hemmer gassproduksjonen Lite Middels Mye Lite Middels Mye Fuktighet + Oksygengass - Temperatur + - ph + - Giftstoffer - Sammensetning av avfall + - Næringsstoffer + - Hydrogengass + - Mikroorganismer + - Sulfat - Tetthet + Partikkelstørrelse + Metaller - Fuktighet Gurijala et al. (1997) har vist at fuktinnholdet er den parameteren som betyr mest for biologisk nedbrytning i et deponi. Undersøkelsene indikerte at metangassproduksjonen i et deponi stimuleres ved fuktinnhold over 55% (vekt) og stopper ved et fuktinnhold under 33%. Høyt vanninnhold er viktig for en effektiv hydrolyse, men bidrar også til transport og fordeling av næringsstoffer og mikroorganismer. Stillestående vann, eller et lavt fuktinnhold, kan begge deler innebære lokal opphopning av stoffer som kan gi hemmende effekter. Tilførsel, fordeling og resirkulering av vann anses som de viktigste måtene for å stimulere nedbrytningsprosessen i en biocelle. Metanproduserende mikroorganismer er ustabile og kan lett vaskes ut ved for høy vanntransport, noe som lett kan skje ved sprekkdannelse og høy vanngjennomstrømning. Oksygen og redokspotensial Oksygenfrie forhold er en absolutt betingelse for metandannerne som dør ved tilgang på oksygen. Temperatur Ulike metandannere kan leve, og har sitt optimum, ved ulike temperaturer. De vanligste i biogassprosesser er mesofile som opererer i temperaturområdet 20-40 C med optimum rundt 35 C og termofile som opererer i temperaturområdet 40-60 C med et optimum rundt 55-60 C. Det finnes også psykrofile metandannere som lever ved temperaturer <20 C. Under 15 C går prosessen svært sakte. Prosesshastigheten øker med økende temperatur, både fordi organisk materiale løses bedre opp og fordi bakterienes aktivitet øker. Grovt sett kan man si at en termofil prosess går dobbelt så fort som en mesofil prosess. Temperaturnivået avhenger av det lokale klimaet og biocellens utforming (volum, tykkelse, isolerende egenskaper). I norske avfallsdeponier er det gjort noen målinger som viser temperaturvariasjoner mellom 10 C og 40 C (SFT, 1999). Metandannerne vil typisk være av mesofil type. ph og alkalitet Metanogenene krever et ph område innenfor 6-8 og kan få problemer dersom forholdene blir for sure. Følgene kan bli hydrogenopphopning som beskrevet ovenfor og stopp i metanproduksjonen.

17 Næringsstoffer Det karbonholdige organiske materialet er den primære energikilden, og Gurijala et al. (1997) viste at innholdet av lett nedbrytbart avfall og forholdet mellom cellulose og lignin er av stor betydning for metangassproduksjonenen i et deponi. For all mikrobiell nedbrytning må det i tillegg til en organisk energikilde være tilgang på hovednæringsstoffene, først og fremst nitrogen og fosfor, men også kalium, svovel, kalsium, magnesium og sporstoffer. I aerobe komposteringsprosesser kan man få begrensninger pga. nitrogenmangel dersom C/N forholdet blir høyere enn ca 30. I anaerobe prosesser legger man mindre vekt på C/N forholdet, selv om forsøk har vist at C/N forholdet gir optimale forhold i området 8-20 (Habermehl et al., udatert). Det er kjent fra biogassanlegg at høyt innhold av ammonium kan hemme metanproduksjonen. Dersom de gis tilstrekkelig tid, vil imidlertid metandannerne kunne tilpasse seg ammoniumnivåer på 5.000-7.000 mg/l (Habermehl et al., udatert), noe som er høyere enn vanlig i deponier og bioceller. For avfall som inneholder en del lett nedbrytbart nitrogenrikt avfall (matavfall, gress, slam etc.) har man som regel næringsstoffer tilgjengelig i nødvendig mengde. For behandling av karbonrike fraksjoner med lavt nitrogeninnhold, kan det imidlertid oppstå næringsbegrensninger som gjør det nødvendig å gjødsle prosessen. Tabell 3. Stimulerende og toksiske nivå for metanproduksjon (mg/l) Moderat Stimulerende toksisk Sterkt toksisk Ca 200 4500 8000 Mg 150 1500 3000 K 400 4500 12000 Na 200 5500 8000 NH4 3000 Alkaliniet* 3000 5000 VOC ** 500 2000 * Som mg/l CaCO3 ** Fettsyre som mg/l eddiksyre. Etter Wang, udatert; Carlsson, 2005; Rihm, 2002). Sulfat Visse typer avfall (f. eks. rivingsavfall, gips, flyveaske) kan ha et betydelig sulfatinnhold. Sulfat kan hemme metanproduksjonen, ikke på grunn av giftvirkning, men fordi sulfatreduserende bakterier konkurrerer effektivt om substratet (eddiksyre og hydrogen) (Brock og Madigan, 1989). Hydrogen Hydrogen produseres både av de fermenterende bakteriene og de syreproduserende bakteriene. Ved lave hydrogenkonsentrasjoner vil det dannes hydrogen, karbondioksid og eddiksyre under nedbrytningen av det organiske stoffet, men ved høye hydrogenkonsentrasjoner (høyt hydrogentrykk) dannes etanol, butylsyre og propionsyre i stedet for eddiksyre. Disse stoffene kan nedbrytes videre, men dersom de hydrogenkonsumerende mikroorganismene (metanogenene) ikke tar unna produsert hydrogengass, vil det kunne oppstå en økt dannelse og opphopning av fettsyrer, som i sin tur senker ph og virker hemmende. Struktur, partikkelstørrelse og tetthet Generelt vil små partikler gi store angrepsflater for mikroorganismene og dermed raskere nedbrytning. I en biocelle, der det ikke foregår noen mekanisk omblanding, er det imidlertid viktig at materialet har en viss porøsitet som tillater transport av både fuktighet og gass.

18 2.5 Aktuelle optimaliseringstiltak 2.5.1 Oppmaling Oppmaling er foreslått å underbygge (1) en økning i homogeniteten av avfallet ved å redusere partikkelstørrelse og blande partiklene; (2) øke overflatearealet av avfallet og gjøre det mer tilgjengelig for biologisk nedbrytning; (3) å motvirke barrierer for (transport av) fuktighet som oppstår pga. tette materialer, og (4) å forbedre fordelingen av fuktighet i avfallet. Enkelte undersøkelser har imidlertid vist at oppmaling har en negativ effekt på nedbrytningen (f. eks. Christensen et al., 1992) ved å initiere en ekstensiv hydrolyse og syredannelse som inhiberer metandannelsen. Oppmaling er kun effektiv dersom syredannelsen blir motvirket ved at ph buffres. 2.5.2 Kompaktering Et enkeltforsøk (Dewalle & Chian, 1978) har vist at kompaktering påvirker anaerob nedbryting. Hvis avfallet er relativt tørt vil kompaktering eller en økning at tørr densitet, øke nedbrytningen, forklart av den relative økningen av volumetrisk vanninnhold. For vått avfall vil imidlertid kompaktering nedsette nedbrytningen pga. økt dannelse av organiske syrer. 2.5.3 Tilsetting av buffer I et økologisk ubalansert deponimiljø vil dannelsen av lav ph pga. høy syreproduksjon motvirke dannelsen av et metanproduserende mikorflora. Resultater fra småskala forsøk (e.g. Christensen et al., 1992) indikerer at tilsetning av buffer har en generell positiv effekt på nedbrytingen. 2.5.4 Tilsetting av avløpsslam Deponering av avløpsslam sammen med ordinært avfall øker nedbrytningen ved å bidra til økt vanninnhold, næringsstoffer og anaerobe mikroorganismer. Dersom metanogene forhold allerede er etablert vil tilføring av slam ikke medføre særlig gunstig effekt. Enkelte studier (e.g. Leckie et al., 1979, Leuschner, 1989) har vist at tilføring av slam har hatt negativ effekt pga. lav ph og at bufferkapasiteten ble overskredet. 2.5.5 Forkompostering av avfall Undersøkelser på både lab og fullskala tester har vist at forkompostering av deler av et deponi, eller bruk av forkompostert bunnlag, har en positiv virkning på sigevannet med en reduksjon av fettsyrekonsentrasjonene. Prinsippet er basert på en aerob omsetning av den lett nedbrytbare delen av avfallet. 2.5.6 Tilsetting av enzymer Hydrolyseprosessen inngår som en del av anaerob nedbrytning og blir fremmet av fermenteringsbakterier. Det har vært forsket på muligheten av å kontrollere hydrolyseprosessen ved å manipulere den naturlige enzymaktiviteten. Lagerkvist og Chen (1993) undersøkte tilsetning av industrielle cellulytiske enzymer til ordinært avfall i labskala både under acetogen og metanogene faser. Resultatene viste at hydrolysenivået kunne påvirkes. 2.5.7 Resirkulering av sigevann Dette er den mest undersøkte teknikken for stimulering av nedbrytning, vanligvis motivert av: (1) å oppnå optimal fuktighet; (2) å øke tilgjengelighet av mikroorganismer, substrat og næringsstoffer i hele avfallsvolumet, og; (3) å fortynne lokalt inhiberende høye stoffkonsentrasjoner.

19 Det er også rapporter om driftsmessige fordeler, som inkluderer: midlertidig lagring og delvis behandling av sigevann bedring av gassproduksjonen akselerert setning av avfallet som gir ekstra volum redusert tid og kostnad for overvåking og etterdrift Sigevannsinfiltrasjon krever kunnskap om nedbrytningsprosessen og er ikke uten komplikasjoner. Den brukes ofte i samband med øvrige teknikker nevnt ovenfor. I det følgende gis et sammendrag av forskningsresultater ved resirkulering av vann: Resirkulering av sigevann alene Dette vil normal kun akselerere tidlig fase av hydrolysen og resultere i høye konsentrasjoner av syre i sigevannet. Dersom naturlig bufferkapasitet er begrenset vil syren inhibere veksten av metandannere og forsinke metanproduksjonen ( se for eksempel Walsh et al., 1986; Kinman et al., 1987). Fullskala målinger (i begrenset omfang) tyder på at deponier med kommunalt avfall (MSW landfills) generelt har god bufferevne Resirkulering med ph-nøytralisering Tilsetting av buffer motvirker det sure miljøet som skapes pga. høy fettsyreproduksjon og legger til rette for tidligere metanproduksjon. Dette er meget viktig dersom naturlig bufferevne er utilstrekkelig Resirkulering med metanogent sigevann Både små- og storskala forsøk har vist at det er en fordel å resirkulere gammelt metanogent sigevann i ferske deponier (Woelders et al., 1993; Scrudato and Pagano, 1991; Chugh 1996). Fordelene omfatter hurtig reduksjon i sigevannets konsentrasjon og tidlig metanproduksjon pga. høy alkalinitet og poding av metanogene bakterier Resirkulering med tilsetting av slam Samdeponering med anaerobt slam vil generelt medføre økt vanninnhold samt tilføring av næringsstoffer og bakterier. Studier i liten og stor skala (Leuschner, 1989; Knox 1997) har vist positive resultater med tidlig metandannelse og høyere produksjon. Det er grunn til å være forsiktig mhp. sammensetningen av slammet. Septikslam har vist å nedsette metandannelsen pga. lav ph-verdi (Leuschner, 1989). Resirkulering i kombinasjon med oppmaling av avfall Det foreligger ingen erfaringer som tilsier at dette har en gunstig effekt på metanproduksjonen. Det kan være risiko for en for rask hydrolyse, med syreopphopning og forsinket metanfase som resultat. Resirkulering med tilsetting av næringsstoffer Dette ser ikke ut til å øke metanproduksjonen siden næringstilgang normal ikke vil være begrensende. Resirkulering med temperaturkontroll Labstudier indikerer at optimalt temperaturområde for anaerob omsetning ligger mellom 34 til 38 ºC, med eller uten resirkulering av sigevann (Mata-Alvarez et al., 1986). På fullskalanivå er datagrunnlaget utilstrekkelig Resirkulering med prosessering av avfallet Dette omfatter bla. innblanding av gammelt anaerobt nedbrutt materiale eller bruk av forkompostert materiale som bunnlag ("thin-layer operation"). Begge materialer har vist positive effekter på sigevannskvaliteten. Blanding av en høy andel ikke-farlig nærings- og industriavfall med husholdningsavfall har også bidratt til tidlig metanproduksjon, trolig pga. bufferkapasitet fra det mindre nedbrytbare avfallet.

20 Lufting av sigevann før resirkulering Lufting kan brukes som forbehandling av sigevann for å redusere innholdet av organisk stoff. Dette er særlig gunstig dersom sigevannet resirkuleres ved direkte sprøyting på deponioverflater med vegetasjon. Det forbehandlede sigevannet vil fremme veksten ved tilføring av næringsstoffer (Robinson et al., 1982). Direkte injisering av sigevannet inn i avfallet er lite undersøkt. Dette kan ha ugunstig effekt på metanproduksjoen pga. tilsetting av oksygen. 2.6 Prosessytelser Formålet med en biocelle vil normalt være å omdanne organisk materiale raskest mulig til biogass, og oppnå en tilstrekkelig stabilitet på restmassene. Prosessytelsene kan beskrives ved tidsforløpet for å oppnå nødvendig grad av nedbrytning. Gassproduksjonspotensialet er en interessant parameter ved vurdering av bioceller, men er i prinsippet en parameter som karaktieriserer avfallet. I hvilken grad potensialet realiseres i nedbrytningsprosessen er imidlertid et forhold som karakteriserer prosessen. Oppnådd stabilitet må vurderes ut fra håndtering av restproduktet i biocellen. Det er naturlig å tenke seg at det kan være andre kriterier for restprodukter som skal graves ut for gjenvinning, enn for restprodukter som skal deponeres. 2.6.1 Gassproduksjonsrater og nedbrytningshastighet Gassproduksjon foregår som en følge av nedbrytning av organisk materiale og begge prosessene kan i prinsippet beskrives med den samme modellen. I et deponi vil disse prosessene typisk følge en eksponensielt avtagende kurve. Basert på Tabasaran (1979), kan gassproduksjonen beskrives med følgende likning: P t = P tot (1- e -kt ) hvor: P t er summen av produsert gass til tid t (Nm³/tonn avfall) P tot er gassproduksjonspotensialet i avfallet (Nm³/tonn avfall) k er nedbrytningskonstanten = ln2/t 1/2 t 1/2 t er halveringstiden er tid (år) Gassproduksjonen i et bestemt år, t=a, kan beskrives som: P a =P tot k e -ka I følge en slik modell er gassproduksjonen størst ved oppstart (t=0), når mengde substrat er størst. Dette er imidlertid ikke helt i overensstemmelse med virkeligheten, fordi det vil være innledende faser før gassproduksjonen er på topp (jf. kap 2.2.2),. Man kan lage modeller som tar hensyn til dette. For deponier med lang nedbrytningstid betyr denne korreksjonen imidlertid relativt lite. For en biocelle med intensiv nedbrytning vil lengden på innledende faser kunne ha stor betydning. Ulike avfallstyper vil ha ulik varighet på fasene før gassproduksjonen starter (jf. kap 2.3). Ved biocelledrift vil det være viktig å komme i metanproduserende fase rasktest mulig. Nedbrytningkonstanten, k, henger direkte sammen med halveringstiden, t 1/2. Halveringstiden avhenger av forhold som er spesifikke for avfallet og nedbrytningsforholdene i biocellen, og kan i noen grad påvirkes ved å optimalisere prosessbetingelsene (jf. kap. 2.4). Halveringstider i deponi er angitt av SFT (2005) for noen typer nedbrytbart avfall:

21 Avfallstype Halveringstid (t 1/2 ) Matavfall Papir Tre Tekstiler 2,8 år 8,4 år 10,5 år 10,5 år Halveringstiden i bioceller avhenger av avfallstyper som inngår (nedbrytbarhet) og i hvilken grad man klarer å optimalisere nedbrytningsprosessen. Som en grov illustrasjon på potensialet ved å stimulere nedbrytningen ved å fukte avfallet, gjengis verdier for halveringstider for husholdningsavfall anslått av O Roridan og Milloy (1995): Tabell 4 Halveringstider for husholdningsavfall som funksjon av vanninnhold og nedbrytbarhet. Halveringstider (år) Vanninnhold Lett nedbrytbart Middels nedbrytbart Tungt nedbrytbart Tørt avfall 10 15 25 Standard 5 10 20 Vått avfall 1 5 15 Til sammenlikning vil man ved optimaliserte konvensjonelle biogassreaktorer typisk ha en halveringstid i størrelsesorden 10-20 dager for matavfall, avløpsslam og lignende lett nedbrytbart materiale. 2.6.2 Gassproduksjonspotensialet Det totale gasspotensialet varierer for ulike stoffer. Proteiner, og særlig fett, inneholder mindre oksygen og mer karbon, enn karbohydrater gjør. De er derfor mer energirike og gir mer metangass per masseenhet enn karbohydrater. Tabell 5: Metanproduksjon fra ulike stoffer Forbindelse Typisk kjemisk sammensetning Spesifikk metanproduksjon 1 ) Forekomst i kildesortert organisk avfall 2) Forekomst i blandet husholdningsavfall 3) Nedbrytbarhet 3) Stivelse og sukker (C 6 H 10 O 5 ) x 0,28 kg CH 4 /kg 18-31% 10% 70% Fett C 50 H 90 O 6 0,62 kg CH 4 /kg 10-14% 8% 50% Proteiner C 16 H 24 O 5 N 4 0,35 kg CH 4 /kg 13-15% 4% 50% Basert på: 1) Kepp og Solheim, 2000 2) Christensen et al., 2003