1 Vedlegg: Sentral eller lokal kompostering (vortrag4, utskrift 03.03.97) Sentrale eller lokale komposteringsanlegg - en sammenligning ut fra teknikk, økologi og økonomi Dr. Markus Helm, Dipl.-Ing. Gabriele Feldschmid, Gesellschaft für Umwelttechnik & Ökologie mbh, Freising; Dr. Andreas Gronauer, Bayer. Landesanstalt für Landtechnik, Weihenstephan 1 Innledning Kildesortering og innsamling - med gjenvinning av det organiske avfallet fra husholdningenedet såkalte bioavfallet (BA) gjör at det blir en betydelig reduksjon av restavfall. I de seinere å har det vært en sterk stigning i mengdene med innsamlet avfall og det må også i åra framover regnes med videre økning av bioavfallmengden. På denne bakgrunn ble det gjennomført et forsknings- og undersøkelsesprosjekt ved TU-München Weihenstephan (Landtechnik Weihenstephan, Institut für Pflanzenernährung (TU), Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde (FH) und HVA) under titelen Miljøvennlig tilberedning, kompostering og gjenvinning av bioavfall i kretsløp til jordbruks- og hagebruksareal. (Umweltschonende Aufbereitung und Verwertung von Bioabfall durch Kompostierung und Rückführung auf landwirtschaftliche und gärtnerische Flächen) 2 Målsetting Det overordnede mål med arbeidet besto i å framskaffe faglige underlag - og grunnlag for å treffe beslutninger på området; kompostering og gjenvinning av biogene restmaterialer - særlig bioavfall. Innenfor denne rammen skulle ulike behandlingsmetoder og teknikker undersøkes. I tillegg skulle regionale løsninger undersøkes med hensyn på metodeteknikker, økologiske og økonomiske sider og med hensyn til renovasjonssikkerheten Følgende regionale konsept for gjenvinning av organisk avfall ble vurdert: Rankekompostering, trekantranker i det fri hos bønder. Del av en desentral løsning med 14 bønder som driver anlegg med mottatte mengder på ca 650 tonn pr år på hvert anlegg. Gjenvinning av ferdig kompost på egne jordbruksareal. Se Illustrasjon 1 Trekantranker under tak - som sentral løsning hos en bonde. Tilført mengde 3000 tonn pr år og markedsføring av den ferdige komposten.
2 Se Illustrasjon 2 Illustrasjon 1: Anlegg med trekanranker i det fri Illustrasjon 2: Komposteringsanlegg med trekantranker under tak De såkalte bondeløsningene ble sammenlignet med mer industrielle løsninger, slik det er gjengitt nedenfor:
3 Forkompostering i en komposteringstrommel, hovedkompostering i et lukket system og etterkompostering under tak. Sentralløsning. Mottakkk mengde ca.9000 tonn pr år. Se Illustrasjon 3 Flatrankekompostering i lukket hall - som sentral løsning Mottatt mengde ca 11.000 tonn pr år. Kompostgjenvinning gjennom en jord- og substratfabrikk. Se Illustrasjon 4 Illustrasjon 3: Anlegg med komposteringstrommel til forkomposteringen
4 Illustrasjon 4: Lukket anlegg med kompostering i luftet flatranke 3 Vurderingsparametre Den metodemessige sammenligningen - bortsett fra strategi for gjenvinningen ble gjort med bruk av følgende parametre: - Emissioner; flytende og gassformige - Kompostkvalitet; fremmedstoff, forurensinger, tungmetall, forurensingsveier - Energiforbruk - Kostnader 4 Resultat 4.1 Emisjoner / utslipp Ved kompostering av bioavfall oppstår følgende emisjoner i gassform og flytende form. 4.1.1 Emisjoner i flytende form Utslippenefra komposteringsanlegg som er i væskeform kan deles opp på følgende måte: (1) Sigevann fra bioavfall og leverte kompost- råmaterialer (2) Kondensvann fra varmevekslere, luftrensing og biofilter m.v. (3) Takvann fra bygninger (4) Gråvann fra flater med fast dekke Takvann kan ledes bort som reint regnvann og denne mengden kan en se bort fra ved videre undersøkelser. Kondensvann blir det ikke ved de åpne metodene; trekantranker i det fri og trekantranker under tak. For anleggene med helt eller delvis lukkede metoder dannes det kondensvann som drypper ned i komposten i hallen eller renner nedover veggene og havner i sigevannsoppsamlingen. Varmevekslere som ved mange anlegg er hovedkilden for kondensvann fantes ikke ved undersøkelsene. Kondensatet som dannes i luftrenseanleggene ble gjenbrukt til fukting av lufta i biofiltersystemet og overskuddet deretter tømt over i sigevannsforrådet. Gråvann fra flater med fast dekke ble samlet for seg ved anleggene med lukkede haller. For de åpne anleggene ble det samlet sammen med sigevannet fra leverte materialer og fra komposteringen. For anlegg med trekantranker under tak og trekantranker i det fri kan en se bort fra at det det er noe sigevann: Ved en direkte tilberedning etter mottakk blir det så godt som ikke sigevann. I standardiserte forsøk med stigende andel av strukturmateriale ble det fastslått at det med andeler på fra 20% og oppover ikke blir sigevann. Ettersom de undersøkte anleggene som drev kompostering i det fri arbeider med strukturmaterialandel på minst 30% kan en regne med at avrenningen fra disse anleggene er rein flateavrenning - d.v.s. nedbør.
5 For lukkede anlegg med luftede flatranker / binger ble sigevannet fra de asfalterte flatene samlet sammen med det fra mottaks- og komposteringsflatene. Da det også ved disse arbeides med 30-50% strukturmaterialandel er det heller ikke her grunn til å regne med sigevann fra komposteringen. Sigevann ble for det meste brukt til fukting av kompostranker. Overskuddsmengder ble ledet til felles tank for overflatevann og sigevann. Sammenligning av analyseresuktat for avrenning fra åpne anlegg og fra anlegg med luftede flatranker / binger o anlegg med komposteringstrommel viser at den overveiende del av blandingen med sigevann og overflatevann - er fra overflateavrenningen 4.1.2 Emisjoner i gassfase - gassutslipp Gjennom nedbrytningsprosessen ved komposteringen oppstår en rekke komponenter i gassform - både av organisk og uorganisk oprinnelse. Da gassene for det første lukter vondt og for det andre kan være farlige drivhusgasser krever de særlig oppmerksomhet. Den kvantitative registrering byr på store metodiske vansker - særlig ved åpne anlegg. Sammenlignende målinger på anleggenes le og losider ga ikke noe resultat fordi konsentrasjonen av gassene CO 2, CH 4, N 2O, und NH 3 var på nivå omtrent som bakgrunnen. Av dette kunne de første slutningene trekkes: Anleggene hadde ikke noen emisjoner av betydning når det gjaldt disse gassene. For å få mer eksakt informasjon for mengdene av emisjoner i gasform ble deretter enkelte ranker undersøkt. Emisjonen fra ranker i ro ble målt med Closed Chamber Metod og fra ranker under vending ble det målt med en sugeinnretning. Se Illustrasjon 5.
6 Illustrasjon 5: Måling av gassemmisjoner under vending av trekantranker. Resultatet fra disse undersøkelsene viste for det ene at emisjonen av klimarelevante gasser er svært små i forhold til andre kilder. og for det andre at en kan se bort fra utslippene under omsetning når en ser det i forhold til massestrømmen når rankene er i ro. Denne konstateringen gjelder imidlertid bare for ranker som er i aerob tilstand. En vesentlig inflytelse på dette har strukturmaterialandelen. Se Illustrasjon 6
7 Illustrasjon 6 Sammenligning av CO 2 -emissionene fra ranker i ro og mens de vendes Når det gjelder luktkonsentrasjoner ble det funnet en klar sammenheng med omsetninghyppigheten. Se illustrasjon 7. Korte intervall ved begynnelsen av komposteringen setter fart i den aerobe prosessen gir klar slik at det blir lavere maksimalverdi for luktkonsentrasjonen og lengden av luktperioden kan reduseres betydelig. Anlegg med komposteringstrommel er lukket bare i tilførselsområdet og det ble derfor valgt et anlegg med luftet flatranke for å sammenligne med de åpne anleggene. Fordi det ved denne metoden brukes et biofilteranlegg til å rense ventiasjonsluften fra anlegget var var renseytelsen for filtersystemet av særlig interesse. Illustrasjon 7: Luktkonsentrasjon (GE/m³) fra trekantranker ved ulike omsetningsintervall Filtersystemet med fukting og biofilter nådde for NH 3 nådde en rensegrad på over 96 %. Ved CH 4, CO 2 og TOC var rensegraden med 15-16 % relativt lav. For H 2 S og N 2 O var konsentrasjonen etteer luftrensingen til og med høyere enn foran filtersystemet. For disse komponentene skjer det åpenbart en sekundær luktutvikling i rensesystemet Se Illustrasjon 12, Kap. 4.3). Rensevirkningen for ventilasjons- utluftingen når det gjelder luktstoff varierte betydelig. Et filter oppnådde 79% mens et annet ble målt til 93%
8. 4.2 Kompostkvalitet Kompostkvalitet er et mangesidig begrep med mange parametre; biologiske, kjemiske og fysikalske. 4.2.1 Næringsemner Analysene av kompost fra de metodene som er undersøkt viser stor svingninger fra anlegg til anlegg - og ved hver type anlegg gjennom forsøksperioden. Disse forskjellene kan skyldes svingninger i innholdet av næringsemner som tilføres eller ulike store tap gjennom komposteringsprosessen. Tap av næringsemner kan først og fremst ventes for nitrogen. Faktorene som virker inn kan være andelen av strukturmateriale, komposteringsmetoden (trekantranker, flatranker, komposteringstrommel ) Standardiserte forsøk har gitt som resultat at nitrogentapet alltid henger sammen med nedbrytingen av organisk substans: Jo høyere nedbrytning av organsisk substans desto høyere nitrogentap (Ill. 8). For eksmpel ble det relativt høye nitrogentap når det ikke var korte omsetningsintervall og lav strukturmaterialandel, altså særlig gunstige nedbrytningsbetingelser. Det er åpenbart ikke mulig å binde nitrogenet som blir frigjort ved nedbrytning av organisk substans. Følgelig motvirker anstrengelsene for bedre komposteringsmetoder ønskene om å konservere nitrogenet. Bare ved lukkede anlegg er det mulig å konservere nitrogen gjennom en høy virkningsgrad i luftrensedelen - om en går ut fra at en stor del av nitrogenet går ut som ammoniakk. Illustrasjon 8: 4.2.2 Forurensinger Nitrogentap avhengig av nedbrytningen av organisk substans
9 4.2.2.1 Tungmetall For gjenvinning i landbruket er innholdet av forurensinger et svært viktig kvalitetskriterium. Anleggene som ble undersøkt lå under maksimalverdiene for tungmetall som er definert RAL-UZ 45 bl.a. for Cadmium und Quecksilber med et klart unntak (Ill. 9), sjøl om anleggene har store ulikher når det gjelder framgangsmåte og gjennomføring av utsortering. (1) Anlegg med trekantranker i det fri gjennomførte en svært nøye utsortering før komposter (2) For anlegg med trekantranker under tak ble de størte synlige forurensingene fjernet fra det mottatte materialet og i tillegg ble det fjernet forurforurensinger etter hver kompostvending. (3) For anlegg med luftede flatranker ble det brukt magnetseparering og en manuell utsortering fra fraksjonen >200 mm. Etter oppholdet i komposteringshallene ble materialene kjørt ut over en frasorteringsenhet for stein o-l..(4) For anlegg med komposteringstrommel var det også en synskontroll med de tilførte materialene for fjerning av grove forurensinger. En definert utsortering av forurensinger ble gjort først etter frasikting av 10 mm korning etter komposteringsprosessen. Undersøkelsene av den ferdige komposten viser ikke at sorteringsmåtene eller gjennomføringen av sorteringen har noen inflytelse på innholdet av tungmetall. Sorteringstidspunktet, utsortering av forurensinger før eller etter komposteringen virker altså ikke inn på kvaliteten av den ferdigsorterte fingraderte komposten. For å si noe helt bestemt om utsorteringsmåtene - bl.a. om hygienen og arbeidsmiljøet, som det er stor strid om, bør det gjøres spesielle undersøkelser om skadelige komponenter kan løses av syrer eller mekanisk bli frigjort fra de fremmedstoffene som er i kompostråmaterialene. Det er ingen tvil om at disse fremmedstoffene framfor alt de metalliske, men også hardplast og folier med aluminiumbestanddel har tungmetallkonsentrasjoner som dels ligger høyt over grenseverdinivået til RAL-UZ 45 aufweisen (Ill. 10).
10 Illustrasjon 9: Gjennomsnittlig innhold av Cd og Hg i kompost fra de undersøkte komposteringsmetodene. Illustrasjon 10: Tungmetallkonsentrasjoner (Cd, Hg) i ulike fremmedstoff Om disse fremmedstoffene ikke tas ut må en regne med et klart høyere innhold av skadelige forurensinger i komposten (Ill. 11). Illustrasjon 11: Bidrag til tungmetallinnholdet i kompost fra ulike forurensingsandeler
11 Tilslutt må det vises til at utsortering av forurensinger aleine etter komposteringen gir et sikteoverløp som er så forurenset (25 vekt -% og meir) at det ikke er egnet til gjenvinng som strukturmateriale i komposteringen, til erosjonsvern eller rekultiveringsformål 4.2.2.2 Organiske forurensinger Undersøkelsene av dioksinkonsentrasjonene i ferdigkomposten viste store svingninger i området fra 11,3 til 30,9 ng ITE/kg TS. På grunn av høge standardavvik for kunne det ikke fastslås signifikante forskjeller mellom de ulike komposteringsmetodene. I en standardisert forsøksrekke ble spørsmålet om dioksinutvikling gjennom komposteringsprosessen undersøkt. Det viste seg at det ble betydelig dioksindanning i ranker ved vedvarende høye temperaturer, dels over 70 C. Dette bekrefter resultat fra andre undersøkelser som viser at bare ugunstige komposteringsbetingelser med for høge temperaturer gir dioksinutvikling. På den andre siden var undersøkelsene såkalt screeningundersøkelser uten gjentakelser og den registrerte økningen fra 14,6 til 24,4 ng ITE/kg kan også være tilfeldig. For å bekrefte eller avkrefte dette trengs nye forsøksrekker. 4.3 Materialstrømmene For å å studere materialstrømmene og stille opp en modell, ble anlegget med luftet flatranke i lukket hall benyttet. (Ill. 12). Vann og karbondioksyd er hovedproduktene ved nedbryting av organisk substans. Fra nitrogennedbrytningen oppstår i gassform hovedsakelig amoniall. I forhold til disse har de gassformige produktene lystgass og metangass som utvikles ved komposteringen en mindre betydning. Bare ca 30% av materialene som tilføres forlater komposteringsanlegget som kompost - resten unnviker hovedsakelig som vann og CO 2. Illustrasjon 12: Materialstrømbalanse for anlegget med luftet flatranke i lukket hall. 4.4 Kumulativt energiforbruk
12 Energiforbruket for de ulike gjenvinningsmetodene for bioavfall ble beregnet etter KEA-metoden (= Kumulativer Energie Aufwand) Dette vil si at det samlede energiforbruket f.eks for kompostering av et tonn bioavfall tas med. Det vil si det som går med ved bruken av alle hjelpemidler som er nødvendig. I første omgang beregnes bruk- og brukstid for nødvendige bygg, maskiner og elektrisk utstyr. Som neste skritt beregnes den energien som er tilført f.eks. ved bygging av hus. Tilslutt blir energiforbruket pr tonn kompost beregnet for hver gjenstand eller enhet som er nødvendig ved komposteringen. De gjelder f.eks. energiforbruket for komprimatorbil og hjullaster. Ved undersøkelsen ble det sålangt det var mulig brukt standardiserte vurderingsmåter for alle bygg maskiner og elektriske innretninger - for å få sammenlignbare resultat. 4.4.1 Energiforbruk ved innsamling av bioavfall, kompostering og kompostgjenvinning Som det går fram av Ill. 13 er det tydelig forskjell på komposteringsmåtene når det gjelder det samlede energiforbruket for innsamling, kompostering og kompostgjenvinning. Illustrasjon 13: Spesifikt energiforbruk ved ulike komposteringsløsninger Energiforbruket ligger på mellom ca. 800 og ca. 1900 MJ/t bioavfall. Den desentrale løsningen med enkelt behandlingsutstyr har det laveste energiforbruket pr tonn bioavfall. Det lave totalbforbruket av energi skyldes lavt forbruk for bioavfallinnsamlingen (Kort kjøring og god utnytting av kjøretøyene p.g.a høy tilslutningsgrad for biobeholderne - 66%) Også energiforbruket ved komposteringen er vesentlig lavere for den enkle utendørs rankekomposteringen enn for de andre metodene. Kompostgjenvinningen på bøndenes jordbruksareal krevde også lite forbruk av energi pr tonn levert materiale. I forhold til totalforbruket er energiforbruket for kompostgjenvinningen ubetydelig ved denne metoden. Løsningen med sentralt komposteringsanlegg - under tak i et jordbruksområde og med lav tilslutningsgrad krevde derimot et vesentlig høyere energiforbruk pr tonn bioavfall. Årsaken er i første rekker energibehovet for innsamlingen av bioavfallet. Med liten tilslutningsgrad kjører bilene lange veier til de sentrale anlegget og med liten utnytting av lastekapasiteten.
13 I dette tilfellet ble bioavfallet dessuten samlet i plastsekker som gir høyere energiforbruk enn ved bruk av biobeholdere til innsamlingen. Innsamlingen skjedde også ukentlig gjennom hele året. Energiforbruket ved selve komposteringen er litt lavere enn ved kompostering i det fri. På tross av overdekt. Dette er på grunn av en en bedre flateutnytting når anleggene er større. Med en mengde på 110 MJ/t bioavfall har energiforbruket for gjenvinningen fortsatt en liten andel av det samlede energiforbruket Den regionale markedsføring med mellomtransport til et lager forårsaker likevel et vesentlig høyere forbruk enn ved den først beskrevne desentrale løsningen. Løsningen med sentralt anlegg, luftede flatranker i lukket hall ga til sammenligning det høyeste energiforbruket med ca. 1900 MJ pr tonn bioavfall. Dermed er energiforbruket ca 400 MJ/t riktignok høyere enn ved det desentrale konseptet, men lavere enn det som enettopp er beskrevet. Det som gir utslaget er en bedre utnytting av kjøretøyene gjennom relativt høg utnyttingsgrad og sjøl om det er ukentlig innsamling i sommermånedene - ellers hver 2. uke. Det høge totalenegiforbruket kommer i første rekke fra det høge energiforbruket i komposteringsanlegget. Anlegget er bygd for å mota og behandle kompostråmaterialene til ferdig kompost i et helt lukket system og det er brukt materialer som er framstilt med høyt energiforbruk. I tillegg brukes det mye energi til ventilasjon av komposteringshallen. Energiforbruket for kompostgjennvinningen i en jord og substratfabrikk er ubetydelig i forhold til totalforbruket. Løsningen med sentralt anlegg for en by og med lukket anlegg med avdelinger for mottak, forkompostering og hovedkompostering har 1700 MJ/t i energiforbruk og er på et lignende høyt nivå som den sentrale løsningen med luftede flatranker i lukket hall. Enegiforbruket ved bioavfallinnsamlingen er ligger noe høyere, mens selve komposteringen har med 1061 i forhold til 1476 MJ/t klart lavere forbruk. Grunnen er utelukkende at det i den lukkede hallen er etterkompostering som gjennomføres med lavt antall luftvekslinger. Energiforbruket vedd en regionale kompostgjenvinningen er like høgt som for løsningen med sentralt anlegg under tak og altså ubetydelig i forhold til totalforbruket 4.4.2 Energiforbruket for komposteringsmetodene Ved nøyere studium av energiforbruket for de ulike komposteringsmetodene viser det seg at åpen trekantrankekompostering bruker omtrent en tredjepart av energien til framstillingen av det bygningstekniske og to tredjeparter for bruken av det mobile maskinelle utstyret. Se Illustrasjon 14. For metoden med trekantranker under tak er andelen energiforbruk ved bruk av mobil maskinteknikk noe lavere på grunn av noe lavere omsetningshyppighet for rankene. For komposteringsmetoder med lukket hall er energibehovet for framstilling av de byggtekninske innretningene bare litt høyere en ved kompostering i det fri eller under tak når en regner pr tonn bearbeidet materiale. Derimot øker energibehovet for bruk av anlegget sterkt for begge med 64 til 74 % og har den den overlegent største andel av energiforbruket for hele løsninger. Andelen for bruk av mobil maskinteknikk er for begge disse metodene av relativt liten betydning. Energiforbruket for framstilling av maskinteknikk er for alle metodene på maks 6% av det samlede energiforbruket.
14 Illustrasjon 14: Spesifikt energiforbruk ved ulike komposteringsmetoder 4.5 Kostnader Ved beregningen av kostnadene for de ulike metoder og løsninger tok en likedan for seg alle alle byggkostnader, kostnadene med maskiner og elektriske innretninger - som er nyttes for å produsere kompost av et tonn bioavfall. Det ble brukt sammenlignbare kostnadssatser og enheter for investeringer og bruk for å få objektive sammenlignbare verdier. I praksis kan det likevel forekomme betydelige avvik. 4.5.1 Kostnader for løsningene med innsamling, kompostering og gjenvi nning av kompost Sammenligningene av spesifike kostnader i DM/t bioavfall viser at såvel den desentrale løsningen med enkel teknikk som den sentrale med enkel teknikk har totalkostnader på ca. 350 DM/t (Illustrasjon 15). Kostnadsandelen for gjenvinningen er forbegge ubetydelige 2% Ved desentral løsning er det bare 40% andel for innsamlingen av bioavfall og 58% for selve komposteringen. Ved den sentrale løsninge med enkel teknikk er kostnadsforholdet det omtrent det motsatte. Som beskrevet i forbindelse med energiforbruket så er det lange kjøreveier og liten utnyttingsgrad for innkjøringen til det sentrale anlegget med enkel teknikk. Derfor blir det både høgt energiforbruk og høge kostnader I tillegg fører bruken av sekker til ytterligere høgere kostnader. Derimot har anleggsløsningen med mottatt mengde på 3000 t pr år en bedre utnytting av bygg, maskiner og installasjonener, slik at kostnadene for komposteringen blir forholdsvis lave.
15 Illustrasjon 15: Spesifike kostnader ved ulike komposteringsløsninger (konsepter) Også ved de øvrige sentrale anleggene er det bare marginale kostnader for kompostgjenvinningen. Kostnadene for bioavfallsamlingen svinger mellom 130 und 240 DM/tonn. De høgere kostnadene for anlegg med komposteringstrommel skriver seg hovedsakelig fra de høgere kostnadene ved ukentlig henting av bioavfall 4.5.2 Kostnadene ved komposteringsmetodene Detaljerte informasjoner om kostnadsstrukturen for de ulike komposteringsmetodene kan finnes ut i fra Illustrasjon 16. Det går fram at det lille anlegget med trekantranke i det fri har en kostnadsdel for kapital og andre faste kostnader (personale, reparasjoner, vedlikehold m.v.) mens de variable kostnadene som f.eks energiforbruk står for bare 9% at de samlede kostnadene. Anlegget med 3000 tonn årlig bearbeidet mengde og trekantranker under tak har i forhold til anlegget med 650 tonn et tydelig degressivt kostnadsbilde slik som det går fram av de lavere kostnadene for kapital og andre fastkostnader. Kostnadsforskjellen mellom de to andre sentrale anleggene med luftet flatranke og komposteringstrommel skyldes i hovedsak at kapitalkostnadene er høyere på alle områder for de helt lukkede anleggene. Illustrasjon 16: Spesifike kostnader ved ulike komposteringsmetoder