NYE MULIGHETER INNEN BIOLOGISK AVFALLSHÅNDTERING

NORGES TEKNISK- NATURVITENSKAPELIGE UNIVERSITET INSTITUTT FOR GEOLOGI OG BERGTEKNIKK TGB4800 EKSPERTER I TEAM NYE MULIGHETER INNEN BIOLOGISK AVFALLSHÅNDTERING LANDSBY 26 GRUPPE 1 Helge Aasgard Tvedt Morgan Feldt Bjørn Lian Veslemøy Utengen Sandstad Øyvind Vigeland TRONDHEIM MAI 2004

Forord Denne rapporten er resultatet av arbeid med emnet TGB4800 Eksperter i team. Forfatterne av rapporten tilhører gruppe 1 i landsby nummer 26 Fornybar energi fra jordskorpen et bidrag til bærekraftig utvikling ved NTNU våren 2004. Gruppa ønsker å takke professor Jon Fredrik Hanssen ved Norges Landsbrukshøgskole på Ås for god hjelp til forståelse av anaerob utråtning. I forbindelse med ekskursjon til Høvringen og Ladehammeren renseanlegg ønsker vi å takke Andreas Ellingsson i Trondheim kommune. Takk også til landsbyhøvding Kai Nielsen for hjelp og veiledning gjennom arbeidet med fagrapporten. Studentassistent Elisabeth har også bidratt positivt med oppmuntring og tilbakemelding på prosessdelen. Takk også til kona til Bjørn, Pen, for god thailandsk mat, Alf Reidar for utsøkt datadesign, Mikrobryggeriet for godt og variert drikke og sist men ikke mist lille Inga for inspirasjon og underholdning. -------------------------------------------- ------------------------------------------- Veslemøy Utengen Sandstad Øyvind Vigeland -------------------------------------------- ------------------------------------------- Bjørn Lian Helge Asgard Tvedt -------------------------------------------- Morgan Feldt Landsby 26 Gruppe 1 2

Sammendrag Utgangspunktet for denne rapporten er behovet for behandlingsanlegg for biologisk nedbrytbart avfall i Norge. Biologisk nedbrytbart materiale behandles på ulike måter i de forskjellige kommunene i Norge, men vanligste behandlingsmetodene er kompostering, utråtning, deponering og forbrenning. Målet for arbeidet var å undersøke behovet for et spesielt behandlingskonsept for våtorganisk avfall og slam i Trondheim samt vurdere om dette er teknisk og økonomisk mulig. For å kunne gjøre disse vurderingene var det nødvendig å sette seg inn i sentrale prosesser og teori i forhold til biologisk nedbrytning, gassteori og generell bygging av anlegg i fjell. Rapporten innholder derfor mye bakgrunnsstoff om disse emnene. Behandlingskonseptet som er grovprosjektert og vurdert er et utråtnings- og komposteringsanlegg med biogassproduksjon og levering av ferdig kompost. Av biogassen produseres elkraft og varme for salg. Anlegget er tenkt koblet til elnettet og Trondheims fjernvarmenett. Et termisk energilager integreres i anlegget for å kunne lagre overskuddsvarme i perioder med lavt varmebehov i Trondheim. Anlegget legges i fjellet for å utnytte det faktum at temperaturen i fjellet er mer stabil enn lufttemperaturen. Dessuten vil et anlegg i fjell sjenere nærmiljøet mindre enn anlegg under åpen himmel. Anlegget konstrueres slik at råtnetankene ligger i ring for å minimere varmetap til berget. Det termiske energilageret plasseres midt i sirkelen av siloer for å utnytte isolasjonen fra avfallet i siloene. Komposteringen foregår på et bunnivå i anlegget. Sortering av avfall kan også gjøres i fjellanlegget dersom det er hensiktsmessig. Utråtningen kjøres som en lavtemperaturprosess for å minimere oppvarmingsbehovet under prosessen. Med lav temperatur tar prosessen lang tid (opptil et år) og krever mye plass. Komposteringsløsningen som er valgt er bingekompostering. Denne løsningen gir gode muligheter for automatiserte løsninger. Anlegget er vurdert både med hensyn på økonomi og miljø. For miljøets del vil et slikt anlegg nesten utelukkende ha positive effekter. Avfallet behandles på en slik måte at naturlige kretsløp ikke forstyrres. Sluttproduktene fra anlegget er biogass og kompost. Gassen er CO2-nøytral og kan erstatte bruk av fossile brensel mens komposten kan erstatte bruk av kunstgjødsel. I tillegg kommer det at anlegget vil være tilnærmet usynlig og gjøre nærmiljøet fritt for skadedyr og ubehagelig lukt. Økonomisk sett er anlegget ikke en like stor suksess. Tilbakebetalingstiden på prosjektet er 60 år, det vil si at anlegget ikke er realiserbart uten tilskudd fra stat eller kommune. Drift av anlegget er komplekst og relativt dyrt. Konklusjonen på vurdering er at det uten offentlige tilskudd ikke er hensiktsmessig å bygge et biologisk avfallsanlegg i Trondheim. Landsby 26 Gruppe 1 3

Innhold SAMMENDRAG 3 1 INNLEDNING 11 1.1 Bakgrunn 11 1.2 Oppgavens formål 11 1.3 Begrensning 11 1.4 Struktur 11 2 KLASSIFISERING OG MENGDER AV BIOLOGISK AVFALL 12 2.1 Mengder og klassifisering av biologisk avfall i Norge 12 2.1.1 Våtorganisk avfall 12 2.1.2 Kloakkslam 12 2.1.3 Avfall fra skogsindustrien og jordbruk 13 2.2 Behandling av avfallet 13 3 OFFENTLIGE MÅL OG DIREKTIVER 15 3.1 Deponi 15 3.2 Forbrenning 15 3.3 Biologisk nedbrytning 16 3.4 Biogass 17 3.5 Strategi for nedbrytbart avfall 17 4 NEDBRYTNING AV ORGANISKE MATERIALER 18 4.1 Anaerob nedbrytning 18 4.1.1 Anaerob prosess 18 4.1.2 Produkter 19 4.1.3 Surhetsgrad 20 4.1.4 Reaksjonshastighet 20 4.1.5 Temperatur 21 4.1.6 Sammensetning av næringsstoffer 22 4.1.7 Optimalisering 23 4.2 Aerob nedbrytning 24 4.2.1 Definisjon 24 4.2.2 Driftskonsepter 24 4.2.3 Betingelser 25 4.2.4 Bakteriekulturer og sopp 27 Landsby 26 Gruppe 1 4

4.2.5 Stabilitet og modenhet 27 4.2.6 Tungmetaller og giftige organiske forbindelser 27 4.2.7 Patogener 28 4.2.8 Lukt 28 4.2.9 Varme fra kompostering 28 4.2.10 Restprodukter 29 4.3 Teknologikonsepter 30 4.3.1 Kompostering 30 4.3.2 Utråtning 33 4.4.3 Totalt konsept 37 5 BIOGASS 39 5.1 Bakgrunn 39 5.2 Rensing og oppgradering av biogass 39 5.2.1 Fjerning av hydrogensulfid 40 5.2.2 Fjerning av CO2 40 5.2.3 Fjerning av nitrogen og vanndamp 41 5.3 Distribusjon av biogass 41 5.3.1 Rørtransport 42 5.3.2 LNG og CNG 42 5.4 Bruk av biogass 42 5.4.1 Biogass som drivstoff 42 5.4.2 Kogenerering av varme og kraft 45 5.4.3 Statlig støtte og lønnsomhet 46 5.5 Produksjon av varme 47 5.5.1 Kjelanlegg 47 5.5.2 Distribusjon av gass eller varme 47 6 FJELLANLEGG 48 6.1 Avfallsbehandling i fjell 48 6.1.1 Bakgrunn 48 6.1.2 Behandling av organisk avfall og slam i fjell 48 6.2 Tekniske utfordringer og løsninger 49 6.2.1 Type anlegg 49 6.2.2 Plassering av fjellanlegg 49 6.2.3 Knuseverk 50 6.2.4 Sikkerhet 51 6.2.5 HMS 51 6.2.6 Åpent avfallsanlegg eller lukket fjellanlegg 52 6.2.7 Priser knyttet til fjelldrift 53 Landsby 26 Gruppe 1 5

7 TERMSK ENERGILAGRING I FJELLHALLER 54 7.1 Bakgrunn 54 7.2 Lagring av termisk energi i fjellhaller, CTES. 54 7.2.1 Utforming av fjellhaller 54 7.2.2 Geologi og tekniske aspekter 55 7.3 Miljømessige betraktninger 57 7.4 Økonomiske betraktninger 57 8 KOMPOST ELLER FORBRENNING 58 8.1 Energi 58 8.2 Forbrenning 58 8.3 Kompostering 60 8.4 Fosforreserver 61 8.5 Karbondioksid 62 CASE STUDIE TRONDHEIM BIOAVFALL 63 1 INNLEDNING 64 2 BAKGRUNN 65 2.1 Avfallsmengder 65 2.2 Avfallsbehandling i Trondheim kommune 65 2.3 Slammengder 66 2.4 Slambehandling i Trondheim kommune 66 2.5 Gjenvinning av avfall kostnad i forhold til miljø og økonomi 66 3 INNLEDENDE BESLUTNINGER OM ANLEGGSTYPE 68 3.1 Mottak av avfall og slam 68 3.2 Avfallsanlegg i fjell 69 3.3 Lavtemperatur utråtning 69 3.4 Kompostering 69 3.5 Termisk energilager 70 Landsby 26 Gruppe 1 6

3.6 Kraft/varme produksjon 70 4 DIMENSJONERING AV ANLEGG 71 4.1 Avfallsmengder 71 4.2 Oppbygning av anlegget 72 4.3 Dimensjonering av siloer 73 4.4 Luftbehov 74 4.5 Luftveier 75 5 BYGGING AV ANLEGG 76 5.1 Spiraltunnel 76 5.2 Fjellhaller 77 5.3 Siloer 78 5.4 Termiske energilager, sentertanken 79 5.5 Service og tilførselstunneler 80 5.5.1 Pumpe/ventilasjonssjakter 81 5.6 Utvidelsesmuligheter 81 5.7 Kostnader 81 6 GASS OG KRAFT ANLEGG 82 6.1 Gassproduksjon og gassbehandling 82 6.2 Kraft og varmeprosess 82 6.3 Tilknytning fjernvarme og elnett 83 6.4 Bruk av varmepumpe i termisk energilager. 84 6.5 Kostnad og investeringsoverslag 84 6.5.1 Kommentar til energipriser 85 6.5.2 Kommentar til investeringskostnader 85 6.5.3 Kommentar til payback 85 6.6 Flytskjema for anlegget 86 7 PLASSERING AV TRONDHEIM BIOAVFALL 88 7.1 Fjernvarmenettet 88 Landsby 26 Gruppe 1 7

7.2 Fremtidsutsikter for fjernvarme i Trondheim 88 7.3 Kloakk og avløpssystemet 89 7.4 Geologi og geografi 90 7.5 Konklusjon plassering 90 8 KONKLUSJON 91 REFERANSE LISTE ERROR! BOOKMARK NOT DEFINED.92 VEDLEGG 1 96 VEDLEGG 2 97 VEDLEGG 3 98 Landsby 26 Gruppe 1 8

Figurer Figur 1 Avfallsmengder i Norge (www.ssb.no)... 12 Figur 2 Anaerob utråtningsprosess... 19 Figur 2i Reaksjonshastighet...21 Figur 3 Komposteringsprosessen... 24 Figur 4 Temperaturutvikling under kompostering (Schultz,1960)... 25 Figur 5 Gangen i en komposteringsprosess... 30 Figur 6 Biocelle med vertikale brønner og resirkulering av vann (Pohland, 1996)... 34 Figur 7 Utråtning i våt prosess... 35 Figur 8 Flytende utråtning og fast kompostering... 36 Figur 9 CNG bil Opel Zafira... 44 Figur 10 Avfallssiloer... 48 Figur 11 Termisk energilager (Lyckebo, 1986)... 55 Figur 12 Varmetap fra energilager... 55 Figur 13 Energilager tilknyttet fjernvarmenett... 56 Figur 14 Kretsløp organisk avfall... 60 Figur 15 CO2-utslipp for fossile brensler (LCA)... 62 Figur 16 Utvikling avfallsmengder i Trondheim... 65 Figur 17 Anleggskonsept (Statoil)... 68 Figur 17i Anleggsmodell......69 Figur 18 Bingekompostering (NTNU)... 69 Figur 19 Modell av anlegget sett fra siden... 72 Figure 20 Modell av anlegget fra sett ovenfra... 73 Figure 21 Dieseldreven graver... 75 Figure 22 Dieseldreven bil til transport av bergmasser i gruver... 75 Figure 23 Tunnelrigg... 76 Figur 24 Adgangstunnel med avstikkere til sioler og fjellhaller... 77 Figure 25 Fullprofilboring, underreamer i midten... 78 Figure 26 Langhullsboring... 79 Figur 27 Gassmotor 3,3 MW... 83 Figur 28 Prinsippskisse varmepumpe... 84 Figur 29 Flytskjema for anlegget... 86 Figur 30 Varmeproduksjon Trondheim fjernvarmenett år 2000... 88 Figur 31 Varmemengder Trondheim fjernvarmenett (TEV)... 89 Figur 32 Avfallsmengder til forbrenning i Trondheim (TEV)... 89 Figur 33 Avløpsnettet i Trondheim... 90 Landsby 26 Gruppe 1 9

Tabeller Tabell 1 Fordeler og ulemper med hensyn til prosess og avfallstyper [7]... 38 Tabell 2 Kostnader for ulike utråtnings/konposteringsanlegg (i mill NOK) [7]... 38 Tabell 3 Virkningsgrader for ulike varmekraftanlegg basert på biogass[2]... 45 Tabell 4 Priseksempler fjelldrift... 53 Tabell 5 Priser bergmasser inklusive lasting eksklusive mva (kilde:gismerøya Pukkv.) 53 Tabell 6 Utslipp fra forbrenningsanlegget på Heimdal [12]... 59 Tabell 7 Trondheims samlede volum slam og våtorganisk avfall (per år)... 71 Tabell 8 Dimensjonering siloer... 73 Tabell 9 Administrative normer for støv... 74 Tabell 10 Teoretisk energipotensial... 82 Tabell 11 Kostnadsoverslag "Trondheim BioAvfall"... 85 Tabell 12 Investeringsoverslag "Trondheim BioAvfall"... 85 Landsby 26 Gruppe 1 10

1 Innledning 1.1 Bakgrunn Stadig større avfallsmengder er i industrialiserte samfunn et økende problem. Enkelte typer avfall kan resirkuleres (eksempler på dette er papir, metall og glass) mens andre typer må behandles på andre måter. Deponering av avfall er en behandlingsmåte en ønsker å fase ut hovedsakelig på grunn av at deponering er svært lite bærekraftig. I tillegg utvikles det metangass i deponier. Metan er en kraftig drivhusgass som ikke bør slippes ut i atmosfæren med hvis det kan unngås. Avfall og slam som ikke kan resirkuleres må derfor brennes, komposteres eller råtnes. I Norge opereres det med en sluttbehandlingsavgift for å få lov til å deponere avfallet, og per år 2000 deponeres 23,8 % av norsk husholdningsavfall[1]. Mange norske kommuner har bygget forbrenningsanlegg der avfall brennes og energien i avfallet utnyttes via et fjernvarmenett eller til elkraftproduksjon. Utråtning og kompostering av avfall og slam er ikke like vanlig, men det er utprøvd med suksess flere steder i landet. 1.2 Oppgavens formål Gjøre rede for forskjellige typer biologisk avfallbehandling per dags dato. Beskrive prinsipper og tilgjengelig teknologi til bruk i utråtnings- og komposteringsanlegg. Se på muligheter for å bygge et avfallsanlegg kombinert med et termisk energilager i fjell i Trondheim kommune 1.3 Begrensning Gjøre rede for dagens situasjon i avfalls-norge samt se på lovverk, retningslinjer og politiske mål for avfallsbehandling. Beskrive prosesser og teknologi knyttet til utråtning og kompostering av organisk materiale. Beskrive muligheter for utnyttelse av biogass som dannes i utråtningsprosessen. Presentere en praktisk måte å legge et anlegg for behandling av organisk materiale i fjell på. Gjøre rede for dagens situasjon i avfalls-trondheim. Grovprosjektere et komplett anlegg for behandling av organisk materiale i Trondheim samt se på muligheten for å integrere et termisk energilager i anlegget. 1.4 Struktur Rapporten består av to deler; en bakgrunnsdel der nødvendig teori og forutsetninger som lovverk og tilgjengelig teknologi er beskrevet. Den andre delen er rettet direkte mot forhold i Trondheim kommune og består av en redegjørelse for dagens situasjon samt en grovprosjektering av et anlegg for behandling av organisk materiale. Landsby 26 Gruppe 1 11

2 Klassifisering og mengder av biologisk avfall Håndtering av biologisk avfall er i dag en etablert del av norsk avfallsbehandling. Et 50- talls anlegg for behandling av biologisk avfall er bygget rundt omkring i landet blant annet for å ta hånd om matavfallet fra norske husholdninger[2]. Restproduktene fra behandling av biologisk avfall brukes i dag til gjødsling og jordforbedring i norsk landbruk, til jordproduksjon for å erstatte torv og til jordforbedring i norske hager. 2.1 Mengder og klassifisering av biologisk avfall i Norge Figur 1 Avfallsmengder i Norge (www.ssb.no) 2.1.1 Våtorganisk avfall De siste 30 årene har det vært en kraftig økonomisk vekst i Norge. Økonomisk vekst fører til økt produksjon og forbruk, noe som igjen gir økte av avfallsmengder. Fra 1974 til 2002 økte mengden husholdningsavfall per person fra 174 kg til 354 kg i året[1]. Total avfallsmengde fra husholdningene utgjør i dag omkring 1 452 000 tonn avfall, hvorav 27.9 % er matavfall eller våtorganisk avfall[2]. Dette utgjør nesten 100 kg våtorganisk avfall per person i året. I tillegg produserer næringslivet nærmere 1.1 millioner tonn i våtorganisk avfall i året[2]. Med våtorganisk avfall menes biologisk lett nedbrytbart avfall, deriblant matavfall fra privat- og storhusholdninger, dagligvareforretninger og næringsmiddelindustri, samt deler av park- og hageavfall. 2.1.2 Kloakkslam En annen viktig biologisk avfallskilde er slam fra renseanlegg. I 1998 ble det produsert 92.570 tonn slamtørrstoff på norske renseanlegg [3]. Over 70 % av avløpsslammet blir i dag brukt i jordbruk og på grøntarealer [3]. Landsby 26 Gruppe 1 12

Slammet leveres som regel gratis til brukeren, avvannet, stabilisert og hygienisert. Avløpsslam inneholder mange komponenter en har bruk for i jordbruket som nitrogen, fosfor, mikronæringsstoffer, organisk stoff og kalk. Det norske slamregelverket setter mange begrensninger for bruk av slam blant annet i jordbruket og på grøntarealer. Det har til nå ikke vært tillatt å bruke slam i skogbruket eller forbrenne det. Reglene fører til at en del anleggseiere har store problemer med å finne avsetningsmuligheter for slammet. I Bergen har en for eksempel verken kornarealer eller underskudd på vekstjord, og her har en etter mye frem og tilbake nå fått lov til å forbrenne slammet. Dette etter at et alternativ for deponering i fjellhaller ble vurdert og funnet for dyrt. 2.1.3 Avfall fra skogsindustrien og jordbruk Det produseres i dag store mengder biologisk avfall fra sagbruk og hogst innen skogsindustrien. Hogstavfall samles i store mengder dersom man gjør dette manuelt, men en slik framgangsmåte vil antagelig bli for arbeidskrevende og kostbar. En del avfall fra sagbruk og liknende kan utnyttes, men dette avfallet egner seg godt til forbrenning og vil fortrinnsvis benyttes i forbrenningsanlegg. Jordbruket produserer også en del halm som kan klassifiseres som biologisk avfall. Dette er avfall som i dag primært har gått til eget bruk hos bøndene eller til forbrenning. I biologiske avfallsanlegg kan halm og treflis ha en god effekt, da man er avhengig av strukturmateriale til komposteringen. Dette gjøres fordi våtorganisk avfall som regel er for vått og tett til å kunne komposteres effektivt. Et grovt og gjerne tørt strukturmateriale som hageavfall, treflis, halm eller bark bidrar til at avfallsblandingen blir porøs slik at luft kan slippe inn og karbondioksid ut. 2.2 Behandling av avfallet Det er kommunene som har ansvar for innsamling og behandling av husholdningsavfall i Norge. Da det er lite ønskelig å deponere våtorganisk avfall kan man forbrenne denne typen avfall sammen med annet usortert husholdningsavfall. Dette gjøres i egne avfallsforbrenningsanlegg, der det er vanlig å gjenvinne deler av den energien som frigjøres til for eksempel fjernvarme. Et annet alternativ er å kompostere det våtorganiske avfallet. Dette gjøres i egne komposteringsanlegg. Dette krever at det våtorganiske avfallet er kildesortert, slik at komposten blir av god kvalitet. Det våtorganiske avfallet kan også behandles i lukkede tanker i et såkalt biogassanlegg. Her dannes biogass, som er en blanding av metan og karbondioksid og et næringsrikt slam som kalles råtnerest eller biomasse. Biogassen har et høyt energiinnhold og kan brukes til å produsere varme eller strøm. Råtneresten kan, hvis den er hygienisert, brukes Landsby 26 Gruppe 1 13

direkte i landbruket eller komposteres. Et biogassanlegg kan altså produsere både energi og kompost. Husholdninger og borettslag kan også kompostere sine egne matrester. I mange kommuner blir dette oppmuntret til gjennom en reduksjon i avfallsgebyrene og støtte til kjøp av egnet komposteringsbinge. Hjemmekompostering innebærer en ren avfallsreduksjon ettersom matrester ikke blir levert til avfallsinnsamling. Ved hjemmekompostering kan produsert kompost brukes i egen hage som gjødsel/jordforbedringsmiddel. Landsby 26 Gruppe 1 14

3 Offentlige mål og direktiver Nordmenn produserer stadig større mengder avfall. Avfallet representerer problemer med tanke på utslipp av klimagasser, areal til deponering og forurensing som følge av sigevann med miljøgifter og næringsstoffer. Utslipp av drivhusgasser har i den senere tid fått mye oppmerksomhet og blir sett på som et av de potensielt verste miljøproblemene man får å hanskes med i framtiden. Deponering av avfall som deretter brytes ned er en betydelig bidragsyter til klimagassutslipp i Norge, og metangassen som dannes når organisk avfall brytes ned anaerobt er en av de verste. Metan som drivhusgass har omtrent 23 ganger høyere drivhuseffekt enn CO2 som er den drivhusgassen som har fått mest oppmerksomhet. Samlede utslipp fra norske avfallsdeponier utgjør 7 % av landets totale klimagassutslipp. Fra norske myndigheters side er det derfor ønskelig å redusere deponering av avfall som i neste omgang vil føre til reduserte utslipp av metan. 3.1 Deponi I Norge skal etter planen forby deponering av våtorganisk avfall innen 2009 [1]. Statens forurensingstilsyn (SFT) har som mål at alt nedbrytbart avfall skal gå til gjenvinning. Avfallet må behandles på en hensiktsmessig måte og behandlingsmåten er underlagt regler. Norge har også forpliktet seg til å redusere avfallsmengdene som går til deponi med 75 % i forhold til 1995-mengder innen 2010. Dette i henhold til det europeiske deponidirektivet [6]. For å stimulere til økt gjenvinning og dermed redusere mengden deponert våtorganisk avfall, har norske myndigheter fra 1999 innført en såkalt sluttbehandlingsavgift som per januar 2004 ligger på 320 kr/tonn [6]. Avgiften brukes aktivt av myndighetene til å styre måten norsk avfall behandles på. Avgiftsnivået for forbrenning har for eksempel blitt økt mindre enn nivået for deponier. Moderne deponier med tetting i bunn og sider har lavere avgifter enn eldre deponier uten slik tetting og forbrenningsanlegg blir avgiftsbelagt etter anleggets energiutnyttelsesgrad [1]. 3.2 Forbrenning En mye brukt metode for å kvitte seg med organisk avfall er forbrenning. Det bygges forbrenningsanlegg hvor avfallet blir brent og man kan utnytte varmen fra forbrenningen, produsere elektrisk kraft eller man kan gjøre begge deler. Det har i de senere år kommet strengere krav til forbrenningsanleggene når det gjelder utslipp av helse- og miljøfarlige kjemikalier og håndtering av aske og restprodukter fra forbrenningen. Dette har ført til at antallet forbrenningsanlegg totalt sett har gått ned; i 1989 var det 48 anlegg i Norge og tallet sank til 14 i 2002. Men flere anlegg er under bygging og gamle anlegg oppgraderes slik at de oppfyller dagens krav utslipp og resthåndtering [2]. SFT vurderer det dit hen at forbrenning av våtorganisk avfall og slam ikke er spesielt gunstig på grunn av det høye vanninnholdet i denne typen avfall. Forbrenning av slam er i utgangspunktet forbudt, men Landsby 26 Gruppe 1 15

etter spesiell søknad kan det likevel gis lov til dette [7]. Våtorganisk avfall kan være hensiktsmessig å brenne dersom alternativet er å sortere det ut for videre behandling [1]. 3.3 Biologisk nedbrytning En annen måte å unngå deponering av organisk avfall er kompostering. Etter hvert har regelverket blitt utvidet også her slik at det har kommet krav til slike anlegg i form av fast dekke, takoverbygg og/eller sigevannsrensing og luktreduserende tiltak. I tillegg har slike anlegg fått strengere krav til seg med hensyn på hygiene. Tidligere ble komposteringen ofte gjort ute i ranker, men som følge av de nye reglene vil man etter hvert se mer på innelukkede og høyteknologiske løsninger [2]. Anlegg for produksjon av biogass fra organisk avfall og slam (utråtningsanlegg) har tradisjonelt vært mer avanserte og dermed dyrere enn kompostering. Når regelverket tvinger fram dyrere komposteringsløsninger vil produksjon av biogass bli mer aktuelt, både i stedet for og i kombinasjon med kompostering. EUs regelverk fra 2002 tatt i betraktning blir biogassproduksjon og kompostering ikke mindre aktuelt. Dette gjelder bruk av matavfall fra kjøkkenvirksomhet som dyrefôr. Norge må ifølge SFT forvente å få forbud om bruk av matavfall fra kjøkkenvirksomhet som grisefôr innen 2006 [1]. Dette krever at denne type avfall må behandles på andre måter. Det er ulike krav og regelverk knyttet til komposteringsanlegg og utråtningsanlegg i ulike land. Dette kan for eksempel gå på subsidiering, fordeler i forbindelse med salg av elkraft produsert fra biogass og krav til hygiene og lukt på anlegget. Det arbeides nå i EU med å standardisere disse kravene. Det har fra Stortingets side kommet ønske om at Regjeringen skal vurdere muligheten for en garantiordning for utbygging av vannbåren varme i Norge. Dette vil være positivt i forhold til utbygging av avfallsanlegg med overskuddsvarme fra forbrenning eller kompostering. I forbindelse med utbygging av anlegg med biogassproduksjon og eventuell påfølgende elkraftproduksjon samt kompostering som avgir varme vil dette selvsagt gjøre slik utbygging mer attraktiv. Regjeringen har foreløpig avvist en slik ordning. I 2003 vedtok Stortinget å innføre et tilskudd til avfallsanlegg basert på levert energi. Dette skulle også gjelde anlegg for biogassproduksjon. Vedtaket har imidlertid blitt utsatt da det muligens er i strid med EUs regelverk [1]. Ifølge EUs deponidirektiv kreves det nedtrapping av deponering av nedbrytbart kommunalt avfall. Dette fører med seg et behov for annen behandling av dette avfallet. En arbeidsgruppe i EU arbeider nå med et direktiv som fremmer biologisk behandling av biologisk nedbrytbart avfall. Når dette trer i kraft vil det øke interessen og behovet for utråtnings- og komposteringsanlegg også i Norge [1]. Landsby 26 Gruppe 1 16

3.4 Biogass Hovedproduktet fra utråtningsanlegg er biogass. I Norge er det et uttalt politisk mål å øke det innenlandske forbruket av naturgass og biogass. Dette fremgår blant annet i stortingsmelding 9 (Gassmeldingen) som ble lagt frem 1.november 2002. Regjeringen legger her frem muligheten for innføring av grønne sertifikater for fornybar energi uten at biogass er nevnt spesielt [4]. Ved aktiv bruk av virkemidler som avgiftsfritak og grønne sertifikater kan biogass få et økonomisk fortrinn fremfor andre energibærere. (Se kapittel 5.4.3 Statlig støtte og lønnsomhetdel 1) Sverige har allerede avgiftsfritak for biogass som drivstoff mens i Tyskland er kraftselskapene ved lov forpliktet til å ta imot strøm produsert fra fornybare kilder til en subsidiert minstepris. EU vedtok i mai 2003 et biogassdirektiv. Dette setter klare målsetninger til andelen biobasert drivstoff i transportsektoren. Innen 2010 skal 5,75 % av alt drivstoff være biobasert. Hydrogen er et godt alternativ når det kommer til drivstoff, og hydrogen kan produseres fra biogass [5]. Dersom Norge implementerer biodrivstoffdirektivet vil dette være enda en grunn til å bygge anlegg for produksjon av biogass fra våtorganisk avfall. 3.5 Strategi for nedbrytbart avfall I disse dager (februar 2004) ligger et forslag til strategi når det gjelder nedbrytbart avfall fra SFT ute til høring. Strategien innebærer blant annet at all deponering av nedbrytbart avfall skal forbys innen 2009 (SFTs høringsforslag). Grunnlaget for denne strategien er den økende avfallsmengden, utslippene av klimagasser og mulighetene for å utnytte den ressursen som avfallet faktisk er. Landsby 26 Gruppe 1 17

4 Nedbrytning av organiske materialer Organisk avfall og slam er avfallstyper som med stort hell kan energigjenvinnes. Store mengder energi er lagret i materialet og denne kan gjenvinnes ved nedbrytning av næringsstoffene i avfallet. Utråtning er nedbrytning ved hjelp av mikroorganismer uten luft, mens kompostering er nedbrytning ved hjelp av mikroorganismer med luft til stede. Utråtning etterfølges så å si alltid av en komposteringsprosess for å stabilisere det organiske materialet mens kompostering kan gjøres uavhengig. Kapittel 4.1 Anaerob nedbrytning og 4.2 Aerob nedbrytning er en dybdegjennomgang av biologiske prosesser knyttet til utråtning og kompostering. Kapittel 4.3 Teknologikonsepter gjennomgår utråtning og kompostering med en mer teknologisk vinkling. 4.1 Anaerob nedbrytning Dersom man lagrer organisk materiale uten tilgang på luft vil materialet gjennomgå en såkalt anaerob nedbrytning. Prosessen omtales i dagligtale som utråtning, og et av sluttproduktene er biogass som hovedsaklig består av metangass. 4.1.1 Anaerob prosess Anaerob nedbrytning deles inn i tre hovedtrinn: - Hydrolyse - Syreproduksjon - Metanproduksjon Et eksempel på en reaksjonslikning for anaerob nedbrytning av organisk materiale er nedbrytning av druesukker: C 3 + CH (4.1) 6H12O6 CO2 3 4 4.1.1.1 Hydrolyse I denne fasen av prosessen løses sammensatt og uoppløst materiale opp. Komplekse forbindelser som fett, karbohydrater og proteiner omdannes til enklere forbindelser som fettsyrer, sukker og aminosyrer. Denne prosessen skjer ved hjelp av enzymer som skilles ut av syreproduserende bakterier. De enklere stoffene løses lettere i vann enn de komplekse. 4.1.1.2 Syreproduksjon De omtalte syreproduserende bakteriene er sentrale i dette trinnet. Bakteriene tar opp de vannløste organiske stoffene og omdanner dem til flyktige fettsyrer (også kalt VFA, Volatile Fatty Acids ), karbondioksid og hydrogen. Det dannes mange forskjellige fettsyrer, eksempler på disse er eddiksyre, propionsyre og smørsyre. Eddiksyre samt hydrogen og oksygen kan omdannes direkte til metangass mens de andre fettsyrene må Landsby 26 Gruppe 1 18

innom eddiksyre. Dette skjer ved hjelp av acetogener (eddiksyredannere). I forhold til de andre trinnene i prosessen er denne ofte rask. Eksempel på reaksjonslikning for dannelse av eddiksyre fra glukose: C + 2 + H (4.2) 6H12O6 H 2O CH 3COOH 4 2 Eksempel på reaksjonslikning for dannelse av eddiksyre fra propionsyre (vha acetogener): CH + 2 + H (4.3) 3CH 2COOH H 2O 2CH 3COOH + 2CO2 3 4.1.1.4 Metanproduksjon I dette trinnet dannes metan og karbondioksid fra eddiksyre, hydrogen og karbondioksid ved hjelp av såkalte metanogene bakterier. Produkter fra disse reaksjonene er foruten metan karbondioksid og vann. Eksempler på reaksjonslikninger for dannelse av metan: 4 + CO CH + H O (4.4) H 2 2 4 2 2 CH + (4.5) 3COOH CH 4 CO2 2 En illustrasjon av prosessen er vist i Figur 2 Anaerob utråtningsprosess. Hydrolyse Syreprod Metanprod Fett Karbohydrater Proteiner Aminosyrer Fettsyrer Sukker Eddiksyre Propionsyre Hydrogen Oksygen Metan Karbondioksid Figur 2 Anaerob utråtningsprosess 4.1.2 Produkter 4.1.2.1 Biogass Hovedproduktet fra en anaerob nedbrytning er biogass. Dette er en samlebetegnelse på gassprodukter som dannes ved ulike typer anaerob nedbrytning. Biogassen består av: Metan Dette er den mest interessante delen av biogassen i og med at metan er 3 biogassens energibærer. Metan er en drivhusgass og har en brennverdi på 9,8 kwh / Nm. Landsby 26 Gruppe 1 19

Karbondioksid Gassen er luktfri, ikke giftig og ikke brennbar. Karbondioksid er en drivhusgass. Hydrogensulfid Denne gassen er giftig og meget korrosiv. Den dannes fra proteiner og andre svovelholdige forbindelser i materialet som utråtnes. Vanndamp Innholdet av vanndamp i biogass varierer med temperaturen [1]. Energiinnhold i biogassen som produseres er typisk 7 GJ (Gigajoule) per tonn avfall. Dette tilsvarer energiinnholdet i 190 liter olje [5]. 4.1.2.2 Restprodukter Etter at utråtningen er ferdig står man igjen med et materiale som kalles biorest. Denne resten (som også kalles råtnerest eller digestat) består av uorganisk materiale og tungt nedbrytbart organisk materiale som mikroorganismene som inngår i utråtningen ikke har klart å bryte ned. Dersom det opprinnelige organiske materialet inneholder forurensninger av forskjellige slag, for eksempel tungmetaller eller kjemikalier vil disse også inngå i bioresten [1]. Det er ønskelig å bruke bioresten på en fornuftig måte. I utråtningsanlegg for organisk avfall er kompostering av resten en aktuell måte å etterbehandle den på. Dersom materialet skal kunne komposteres må det være næringsstoffer igjen i bioresten. Hvor mye næringsstoff som er igjen i resten avhenger av hvor langt man har kjørt prosessen. Som oftest vil det være rikelig med næringsstoffer igjen i materialet til å få til effektiv aerob kompostering etter endt utråtning [4]. 4.1.3 Surhetsgrad Utråtningen foregår som vist i tre trinn. Den generelle syreproduksjonen (trinn 2) er en relativt rask prosess. Bakteriene som er nødvendig for dette trinnet er hardføre og tåler endringer i omgivelsene i form av ph og temperatur godt. Produksjonen av eddiksyre og metandannelsen skjer imidlertid ved hjelp av bakterier som er følsomme for endringer i temperatur og ph. I og med at den generelle syreproduksjonen er lite følsom, vil denne prosessen gå så lenge det er næringsstoffer tilstede. Dermed vil ph synke og bakteriene som produserer eddiksyre og metan vil svekkes enda mer som følge av dette. Dersom ph synker til under 6,2 vil dette hemme de metanogene bakteriene. Metandannelsen i seg selv øker ph igjen, men dersom bakteriekulturen er tilstrekkelig svekket vil reaksjonen gå for langsomt til å veie opp for syreproduksjonen. En ond sirkel kan oppstå og hele prosessen gå i stå. Hvis ph blir for lav vil sopp kunne trives godt. Dette kan gi andre produkter i stedet for metan, for eksempel vil det kunne dannes etanol [2]. 4.1.4 Reaksjonshastighet Det hastighetsbestemmende trinnet i utråtningen er teoretisk sett metandannelsen, og de andre trinnene må tilpasses dette. Dersom det organiske materialet som skal utråtnes i hovedsak er fast materiale, vil hydrolysen imidlertid kunne bli hastighetsbestemmende. Det kan derfor være gunstig at tørrstoffinnholdet i materiale som skal utråtnes er relativt Landsby 26 Gruppe 1 20

lavt. For å øke hastigheten på hydrolysen kan man isolere dette trinnet og øke temperaturen. Både hastighet og grad av hydrolyse vil da øke [3]. Dersom det i praksis er ønskelig å fysisk dele opp prosessen (for eksempel slik som beskrevet i forrige avsnitt) er det viktig å huske på at man ikke må skille de acetogene (eddiksyredannende) og metanogene (metandannende) bakteriene fra hverandre. Hvis de skilles vil man få opphopning av propionat og utvikling av hydrogengass [2]. 4.1.5 Temperatur Prosessen påvirkes som nevnt også av temperaturen. Utråtning kan foregå i et temperaturområde fra 0 C til omtrent 75 C, og reaksjonen trenger i de fleste tilfeller tilførsel av varme for å kunne gå. Prosessen får navn etter det temperaturområdet det opereres i. Prosesser med temperaturer under 20 C kalles psykrofile prosesser mens fra 20 C og opptil ca 40 C kalles den mesofil. Er temperaturen over 40 C er prosessen termofil. Det må nevnes at reaksjonshastigheten for prosessen stiger jevnt fra 0 til ca 30 C. Fra 30-40 C er den stabilt relativt høy før den synker ned til 0 mellom 40 og 50 C. Så stiger hastigheten til sitt høyeste ved ca 60 C for så å synke ned til 0 igjen ved ca 75 C. Det er derfor viktig at man passer på at temperaturen i mesofile prosesser ikke overstiger 40 C, mens det for termofile prosesser er viktig at temperaturen holdes mellom 55 og 65 C [2]. Figur 2i Reaksjonshastighet 4.1.5.1 Psykrofile prosesser Argumenter for å velge en psykrofil utråtningsprosess er at varmebehovet og dermed kostnader i forbindelse med dette naturlig nok blir mindre enn for prosessene med høyere Landsby 26 Gruppe 1 21

temperatur. Det er imidlertid ulemper ved disse lavtemperaturprosessene. De bruker svært lang tid (ofte opptil 1 år eller mer avhengig av temperatur) og vil derfor kreve mye lagringsplass. I tillegg vil man kunne få problemer med hygienen. Uønskede bakterier, sopp og virus vil lett kunne blomstre opp i bioresten ved disse temperaturene. Det er strenge krav til hygiene ved norske utråtningsanlegg [4]. 4.1.5.2 Mesofile prosesser En mesofil prosess har mange fordeler. I dette temperaturintervallet er det mange mikroorganismer til stede noe som gjør den mesofile prosessen betydelig raskere enn den psykrofile. Den har i tillegg et moderat varmebehov og er ikke så plasskrevende. Mesofile prosesser er også stabile. Grunnen til dette er at det som nevnt er svært mange forskjellige typer mikroorganismer til stede. Disse vil holde hverandre i sjakk slik at ikke utviklingen av en eller flere (kanskje uønskede) mikroorganismer kan løpe løpsk og skape problemer for prosessen. De negative sidene ved mesofile prosesser er at selv om varmebehovet er moderat vil den kreve en viss oppvarming. I tillegg vil man som for psykrofile prosesser kunne få problemer med hygienen [4]. 4.1.5.3 Termofile prosesser Ved termofile prosesser har man i motsetning til de to andre mindre problemer med hygienen. Dette kommer av de høye temperaturene i denne typen prosesser. De er også raske og krever derfor lite plass. På den negative siden er det naturlig å nevne det store varmebehovet i forhold til forannevnte prosesser. Ved så høye temperaturer vil færre mikroorganismer overleve og prosessen vil bli mindre stabil enn de mesofile prosessene. Termofile prosesser er også følsomme overfor temperaturforandringer, svingninger bør holdes innenfor +/-0,5 C per time [4]. 4.1.6 Sammensetning av næringsstoffer Sammensetningen av næringsstoffene som er utgangspunktet for utråtningen er også en viktig faktor. Mest metangass får man ut dersom en stor del av næringsstoffene er fettstoffer, disse inneholder nemlig lite oksygen og har et metaninnhold på 68%. Karbohydrater derimot inneholder mye oksygen og har et metaninnhold på 50%. Proteiner har et metaninnhold på 71%. Gassen som dannes fra de forskjellige næringsstoffene har energiinnhold deretter. Fett gir 8,5 kwh/kg, proteiner gir 4,9 kwh/kg mens karbohydrater gir kun 3,9 kwh/kg [1]. Dersom organisk avfall er materialet som skal brytes ned anaerobt vil biogass dannet av både kloakkslam og organisk avfall generelt ha et metaninnhold på 60-70% [1]. Landsby 26 Gruppe 1 22

Forholdet mellom karbon og nitrogen i det organiske materialet som skal brytes ned bør ifølge undersøkelser være C/N mellom 8-20. Det legges imidlertid ikke så stor vekt på dette forholdet i forbindelse med anaerob nedbrytning [1]. 4.1.7 Optimalisering Utråtning er som man ser en prosess som krever spesielle forhold når det gjelder både temperatur, surhetsgrad (ph) og sammensetning av næringsstoffer. Det positive med prosessen er at den er relativt enkel å drifte optimalt, noe som gjøre den velegnet til bruk i håndtering av organisk avfall [1]. Landsby 26 Gruppe 1 23

4.2 Aerob nedbrytning Prosessen der organisk materiale brytes ned med tilgang på luft kalles kompostering eller aerob nedbrytning. Utgangsmaterialet kalles råkompost, og sluttproduktene fra prosessen er et humusliknende produkt samt karbondioksid og vann. 4.2.1 Definisjon Kompostering er en biologisk nedbrytning av organiske forbindelser under kontrollerte, aerobe betingelser til et humusliknende stabilt produkt. Sluttproduktene ved en fullstendig kompostering er mineralstoffer, karbondioksid og vann. Prosessen kjennetegnes også ved betydelig temperaturøkning og avdamping av vann fra kompostmassen. For at komposteringen skal fungere må være en ha et bestemt forhold mellom ulike næringsstoffer, dessuten må fuktighetsnivået i blandingen være rett. Prosessen kontrolleres ved å sørge for rett råstoffsammensetning både fysisk og kjemisk samt kontrollere ytre rammebetingelsene som omgivelsestemperatur, oksygentilgang og fuktighet. Figur 4 Komposteringsprosessen Grunnlaget for komposteringen er energi som er lagret i kompostmaterialet. All energi kommer opprinnelig fra fotosyntesen og er lagret i form av ulike former for karbohydrater, fett og proteiner. I komposteringsprosessen forbruker bakterier og sopp denne lagrede energien til å bygge opp egen biomasse, samtidig som åndingen sørger for en varmeproduksjon som hever temperaturen i komposten. Temperaturøkningen gjør betingelsene for hurtigere bakterievekst bedre. Etter hvert brukes også den omdannede biomassen til vedlikehold av livsprosessene, helt til det meste av energien er oppbrukt og en står igjen med mineraler i form av en humuslignende blanding. 4.2.2 Driftskonsepter Tradisjonelt har såkalt rankekompostering vært mye brukt, enten med kontinuerlig eller periodevis lufting. Metoden krever lave investeringer, men problemer med lukt, oppnådd kompostkvalitet og hygienisering er vanlige. Nedbrytingstida er forholdsvis lang. Landsby 26 Gruppe 1 24

Reaktorkompostering, sekvensiell eller kontinuerlig er også en aktuell driftsform. Det kreves noe høyere investeringer og prosessene må kontrolleres nøye. Problemer med hygienisering og lukt er imidlertid sjelden et problem i forbindelse med denne typen kompostering. Nedbrytingstida mye kortere enn ved rankekompostering. Binge- eller kontainersystemer, er en løsninger som havner midt imellom reaktor- og rankekompostering. Investeringsnivået er forholdsvis høyt, men systemene muliggjør høy grad av automatisering og god kontroll med prosesser og kompostkvalitet. Våtkompostering av flytende organisk materiale er også en løsning. Da er man avhengig av kontinuerlig intensiv lufting for å skape aerobe forhold i massene. For mer informasjon om komposteringsløsninger, se kapittel 4.3 Teknologikonsepter. 4.2.3 Betingelser Vellykket kompostering avhenger først og fremst av rett tilgang på oksygen og fuktighet. Temperatur er et resultat av en vellykket kompostering. Sammensetning av råkompost med hensyn på næringsstoffer som karbon og nitrogen, mikronæringsstoffer som Cu, Ni, Mo, Fe, Mg, Zn og Na, kan begrense aktiviteten i prosessen, enten fordi mengdene av stoffene er for store eller for små. ph har også innvirkning på komposteringsprosessene. Nedenfor er temperaturutviklingen av en tenkt komposteringsprosess vist. Temperatur Tid Figur 3 Temperaturutvikling under kompostering (Schultz,1960) 4.2.3.1 Fuktighet Under nedbryting av næringsstoffene i komposten dannes karbondioksid og vann. Fuktigheten som dannes må luftes ut for å opprettholde gunstige betingelser i komposteringen. Optimal fuktighet er på mellom 50 og 60 %. Under 40 % hemmes bakterieaktiviteten og over 60 % fuktighet gir anaerobe lommer på grunn av blokkerte Landsby 26 Gruppe 1 25

poresystemer. Intensiv lufting vil kunne fjerne for mye fuktighet. Dette gjelder både snuing av kompostranker og mekanisk lufting av ranker eller binger. Dersom fuktighetsnivået blir for lavt må ny fuktighet tilføres. 4.2.3.2 Temperatur Temperaturøkning i kompost kommer av hastigheten på komposteringen, og temperaturen påvirker i sin tur hastigheten på komposteringen. Effektiv temperaturstyring brukes til å drepe smittestoffer, ugressfrø og skadeinsekter. Temperaturen er lettest å kontrollere i en kontinuerlig prosess der man har mulighet for å holde konstante optimale betingelser. Dette gjelder reaktorkompostering og bingekomposter med kontinuerlig tiførsel og uttak av avfall. Rankekomposter er vanskelige å styre med hensyn på temperatur. Raskest nedbryting av kompost skjer ved temperaturer på 50-65 C. Temperaturer på over 55 C må opprettholdes i mange dager for å drepe patogener. (Patogener er behandlet i kapittel 4.2.7 Patogener.) I USA kreves 3 dager med temperatur over 55 C for reaktorkompostering og 15 dager for rankekompostering forutsatt at ranken er snudd minst 5 ganger. Hvis det ikke er behov for sterilisering av komposten kan en lavere topptemperatur gi hurtigere stabil kompost. 4.2.3.3 Næringsstoffer Næringsstoff som inneholder karbon og nitrogen er viktigst for bakterieveksten i komposten. En viktig parameter for råkompost er C/N-forholdet. C/N-forholdet beskriver massen av tilgjengelig karbon pr masse tilgjengelig nitrogen. Dette bør være på 25-30. Ved ånding tapes karbon i form av karbondioksid. Næringsstoffene brytes ned fra overflaten. Derfor er det viktig å få så stor overflate som mulig tilgjengelig for biologisk nedbryting. Stor overflate gir hurtig nedbryting forutsatt effektiv oksygentilgang. Alle slags plantemateriale, papir og trevirke kan være karbonkilde. Vi må imidlertid være klar over at tilgjengeligheten på karbonet varierer mye fra materiale til materiale. Dette vil i neste omgang påvirke komposteringshastigheten og temperaturen. Dersom karboninnholdet er lavt samtidig som tilgangen på nitrogen er god, dannes ammonium. Under anaerobe forhold vil det dannes ammoniakkgass som tapes til atmosfæren. Dette reduserer gjødselverdien på den ferdig komposten. Mikroorganismene trenger nitrogen for å lage proteiner, det vil si for å bygge opp sin egen biomasse. Bakterier inneholder 7-11% N og 4-6% sopp basert på tørr vekt. Matavfall og kloakkslam er typiske nitrogenkilder, mens hageavfall er en typisk karbonkilde. Det er følgelig viktig å blande ulike typer avfall for å optimalisere C/Nforholdet. Tap av nitrogen skjer ved alle driftsformer. Det er imidlertid størst tap av nitrogen ved rankekompostering basert på vending (18%), mindre ved undertrykksventilasjon (11%) og minst med påtrykt ventilasjon (5%). Dette forklares med lavere ph og temperatur. Landsby 26 Gruppe 1 26

4.2.3.4 ph ph varierer gjennom komposteringsprosessen og varierer fra et kompostmateriale til et annet. I starten av en komposteringsprosess dannes det organiske syrer noe som fører til en senkning av ph. Ettersom disse forbrukes av bakteriene stiger temperatur og ph. Det er mulig å få høy temperatur ved både lav og høy ph. Det er imidlertid gunstig med en ph på 7,5-8,5 for maksimal termofil kompostering. 4.2.4 Bakteriekulturer og sopp I komposten finnes mange ulike typer bakterier og sopp. Mengde og sammensetning av disse avhenger av utgangsmateriale, temperatur og fase i komposteringsprosessen. Organismene har ulike behov for å vokse optimalt. Bakterie- og soppkulturer kan være psykrofile (0-25 C), mesofile (24-45 C)eller termofile. (>45 C). Det finnes bakterier som formerer seg ved temperaturer ned til 7,5 C og opp til over 90 C, men de fleste bakterier trives best mellom 0 og 65 C. Sopp trives dårlig dersom temperaturene blir høyere enn 65 C, så kompost med høyere temperaturer vil være fattige på sopp. Komposten domineres ved slike temperaturer av termofile bakterier. Ved temperaturer over 75 C vil komposten være en monokultur av varmetolerante bakterier. Idealtemperatur for sopp er 45 C. 4.2.5 Stabilitet og modenhet Komposteringsprosessen produserer et delvis nedbrutt materiale. Når en tilfører kompost til jorda vil den brytes videre ned til humus. For å være sikker på at komposten er tilstrekkelig nedbrutt slik at en ikke får uønsket oksygenforbruk ved anvending må modenheten og stabiliteten måles. Stabilitet er knyttet til potensialet for biologisk aktivitet eller hastigheten på nedbrytingsprosessene, mens modenhet er knyttet til mengde giftige organiske syrer (med hensyn på plantevekst). Ved bruk av kompost på dårlig luftet jord, vil ufullstendig nedbrutt kompost kunne føre til anaerobe forhold i jorda, og dermed redusert plantevekst. Ustabil kompost kan også føre til nitrogenunderskudd i jorda, dette hvis det er nitrogenunderskudd i komposten, men mye uutnyttet karbon. En ustabil kompost med overskudd på ikke nedbrutte nitrogenforbindelser vil frigi ammoniakk. Dette virker negativt på planteveksten. Aktuelle metoder for å måle stabilitet av ferdig kompost er oksygenforbruk, karbondioksidproduksjon eller varmeproduksjon til en kompostprøve. Modenhet testes ved å prøve blandingen på en representativ plante. Dersom prøven inneholder syrer som gjør den uegnet til planteproduksjon må komposten modnes lengre. 4.2.6 Tungmetaller og giftige organiske forbindelser Når komposten er ferdig til bruk er det i mange tilfeller et problem hvis innholdet av tungmetaller og andre giftige forbindelser er for høyt. Dette kan påvirke planteveksten direkte og gjøre komposten ubrukelig. Høy forekomst av tungmetaller i kompost kan også bli et problem på lang sikt fordi stoffene ofte forblir i jorda. Over tid vil dermed et akseptabelt innhold av tungmetaller i hver enkelt ladning kompost kunne akkumuleres og gjøre jorda uegnet for plantevekst. Landsby 26 Gruppe 1 27

4.2.7 Patogener Patogener er virus, bakterier, mikroorganismer eller andre stoffer som kan forårsake sykdom hos mennesker. Uten tilstrekkelig varmebehandling kan kompost overføre bakteriesykdommer som tyfoidfeber, tuberkulose, kolera og en rekke andre sykdommer. Den kan også overføre virus som forårsaker polio, hepatitt, diare. Det finnes imidlertid svært få eksempler på at sykdommer er overført fra uhygienisert råkompost eller avløpsslam til mennesker. Ved tilstrekkelig høy temperatur over lang nok tid (hygienisering) vil det ikke være noen risiko for overførsel av smitte fra kompost. Dersom komposten ikke varmebehandles vil de fleste patogener likevel dø under ettermodning eller ved blanding med jord. 4.2.8 Lukt Det er svært viktig å ha på lukt fra komposteringsanlegg. Dette fordi ubehagelig lukt lett oppstår og påvirker nærmiljøet negativt. Hydrogensulfid, ammoniakk og en rekke andre stoffer fører til ubehaglig lukt. For å ha kontroll med luktproduksjonen er det viktig med riktig C/N forhold og å sørge for aerobe betingelser. Det er fornuftig å bruke negativ ventilasjon de 10-15 første dager av komposteringen, da nedbrytningen skjer raskest og luktproduksjonen er størst i denne fasen. Ventilasjonsluften kan lett kjøres gjennom biofilter eller vaskes i spesielle vaskemaskiner. Etter den første fasen er luktproduksjonen liten og en kan prioritere å lufte ut komposten for å få ned fuktnivået. 4.2.9 Varme fra kompostering Det er potensial for å ta ut energi fra komposteringsprosessen. Utbyttet er imidlertid helt avhengig av hvor mye lett tilgjengelig energi det er i utgangsmaterialet. Lett nedbrytbart materiale gir høy temperatur, mens tungt nedbrytbart materiale ikke gir hurtig nok temperaturstigning. For å ha mulighet til å ta ut varme må varmetapet fra komposteringen reduseres til et minimum. Mye av varmetapet kommer fra fordampet vann. Ventilasjonsluften tar også mye varme. Øvrige tap er i hovedsak ledningstap og konveksjonstap til omgivelsene. Hvis varmen fra komposteringen skal brukes må den trolig brukes lokalt. I en rapport fra The composting greenhouse ved New alchemy institute i Massachusetts henvises det til to rapporter Cooney et al. (1968) og Svoboda and Evans(1983) som fant at komposteringsprosessene ga 4 Wh/g, dvs 4000 kwh/tonn O 2. Dette var i en termofil prosess og tallene referer til forbrukt oksygen.. I samme rapporten henvises til Schuchardt (1984) som rapporterer i praktiske forsøk å ha tatt ut 111 kwh/m 3 kompost over en 6 måneders periode. Dette tallet er direkte anvendelig til å få et grovt overslag over varmeutbyttet i prosessen. Man må imidlertid regne med oppvarming av tilført kompostmateriale og ferdig kompost. Det brukes ulike metoder for å få tak i varmen. Et alternativ er uttak av varme gjennom polyethylen rør som legges inne i kompostmassen. Et annet alternativ er å la vannet som fordamper fra komposten kondensere på en metallflate. Varmen blir dermed avgitt der og kan transporteres videre i vann eller luft. Vannet kan falle tilbake i komposten eller ledes bort, alt avhengig av kompostens fuktbehov. Landsby 26 Gruppe 1 28

4.2.10 Restprodukter Ferdig kompost er tradisjonelt brukt i landbruk og grøntproduksjon som jordforbedringsmiddel og gjødsel. Det har i de senere årene også blitt brukt som biofilter til forurenset vann. 4.2.10.1 Landbruk Kompost inneholder makronæringsstoffer (N;P;K;Ca,Mg) og mikronæringsstoffer som er nødvendige for plantevekst. Nitrogennivået reduseres imidlertid i løpet av kompostprosessen. Tilført i tett leire gir kompost en åpnere struktur og bedrer inntrengning av vann og luft. I humusfattig sand gir kompost bidrag til oppbygging av humus og bedrer planters tilgang på fuktighet gjennom å holde lengre på fuktigheten. 4.2.10.2 Veianlegg Kompost kan brukes for å anlegge vegetasjon i veiskråninger og andre grøntanlegg. Den kan også brukes til å dekke til sår i terrenget etter gruvedrift og dragbrudd. Krav til kvalitet er noe lavere her enn ved bruk til forproduksjon og matproduksjon. Det har mindre betydning at komposten ikke er helt stabil. Man kan vente med å plante til man antar at komposten ikke forbruker oksygenet. Komposten bør imidlertid ikke føre til avrenning av næringsstoffer. 4.2.10.3 Grøntproduksjon I produksjon av blomster stilles de strengeste kravene til komposten. Den må tilsettes nødvendig næringsstoffer og eventuelle andre stoffer (for eksempel sand) for å få riktig sammensetning. Ellers vurderes innhold av fremmedlegemer, patogener, tungmetaller, løselige salter, stabilitet, lukt, ph, fuktighet og partikkelstørrelse. Fuktinnholdet bør ligge på 35-50%. 4.2.10.4 Biofilter, sykdomskontroll Gjennom varmebehandling dør eventuelle skadegjørere og ugressfrø som kan redusere eller ødelegge planteproduksjon. Det har imidlertid vist seg at kompost også kan virke sykdomsreduserende brukt på planteproduksjon som eksponeres for sykdommer. Kompost har også blitt brukt som filter i industrien for å fjerne organiske forbindelser og som filter for forurenset overflatevann og luft med lukt. Kompost har stor overflate og stor evne til å absorbere forurensning. I tillegg har komposten evne til å bryte ned en lang rekke giftige og mindre giftige forbindelser. Hydrogensulfid kan for eksempel fjernes med en effektivitet på over 99,9 % når en legger forholdene til rette for det med hensyn til fuktighet, ph, næringsstoffer og aktiv bakteriekultur. Gassen kan videre nøytraliseres når den brytes ned av svovelbakterier. Landsby 26 Gruppe 1 29