R a p p o r t n r . 9 / 2 0 0 5

NRF - Samarbeidsforum for avfallshåndtering

BIO

CE

LLER

FOR

NE

DB

RY

TB

AR

T A

VFA

LL

Norsk renholdsverks-forening Arbeidsgruppe for biologisk behandling

BIOCELLER FOR NEDBRYTBART AVFALL

R A P P O R T

Rapport nr: 9/05

Dato: 21.12.2005

Revidert: Rev. dato:

Distribusjon: Fri

ISSN:

ISBN: 82-8035-055-1

Tittel: Bioceller for nedbrytbart avfall Oppdragsgiver: Norsk renholdsverks-forening

Kontaktperson: Henrik Lystad

Forfatter: Kristian Ohr, Asplan Viak AS Ketil Haarstad og Anne Bøen, Jordforsk

Faglig bistand:

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.

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.)

Biocelle

Metan CH4

Gassrensing

Biogass

Varmekjele Gassmotor

Oppvarming • Bolig • Industri • Drivhus • Skoler

Transport • El-biler • H2-biler

El-produksjon

El-produksjon

CH4 →H2

Sigevann Volumreduksjon

Omsatt organisk materiale

Nedbrytbart organisk avfall

Deponi Dekk- ogfyllmasser

BiorestGjødsel Jordforb.

Gassrensing/-oppgradering

Gass- distribusjon

Drivstoff • Buss • Bil

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

Organisk avfall Karbohydrater Fett Proteiner

Bakterieceller (biomasse)

H2, CO2,eddiksyre

Fettsyrer,alkoholer, m.m.

H2, CO2,eddiksyre

Bakterieceller (biomasse)

Bakterieceller (biomasse)

Metan (CH4)CO2

Trinn 1: Hydrolyse og fermentering Trinn 2: Syreproduksjon Trinn 3: Metanproduksjon

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 (CH3COOH), hydrogen (H2) og karbondioksid (CO2). 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).

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).

Fettsyrer/

Eddik- syre

Organiske syrer

H2 CO2

Metan CH4

Sukker/ alkoholer

Aminosyrer

Karbohydrate

NH3 H2S

Fett/olje Proteiner

Gass

Sigevann

415 liter pr. kg TS

1021 liter pr. kg TS 509 liter

pr. kg TS

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. 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.

III. 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.

IV. 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 (C6H10O5)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

Biologisk aktivitetNedbrytingGassproduksjonSigevannsproduksjon

Avfallets egenskaperKjemisk sammensetning, næring, giftighetTetthet, partikkelstørrelse, fuktighet

VanntilgangRegn, vanning, resirkuleringTetting, membraner og dekker

GassutskiftingGassuttakLufttilgang, lufttrykkTetting, membraner og dekker

Andre faktorerTemperaturpH, bufferegenskaperPoding

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).

Stimulerer gassproduksjonen

Hemmer gassproduksjonen Faktor

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)

Stimulerende Moderat toksisk

Sterkt toksisk

Ca 200 4500 8000Mg 150 1500 3000K 400 4500 12000Na 200 5500 8000NH4 3000 Alkaliniet* 3000 5000VOC ** 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:

Pt = Ptot (1- e-kt)

hvor: Pt er summen av produsert gass til tid t (Nm³/tonn avfall)

Ptot er gassproduksjonspotensialet i avfallet (Nm³/tonn avfall)

k er nedbrytningskonstanten = ln2/t1/2

t1/2 er halveringstiden

t er tid (år)

Gassproduksjonen i et bestemt år, t=a, kan beskrives som:

Pa=Ptot 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, t1/2. 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 (t1/2)

Matavfall 2,8 år

Papir 8,4 år

Tre 10,5 år

Tekstiler 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 metanproduksjon1)

Forekomst i kildesortert organisk avfall2)

Forekomst i blandet husholdningsavfall3)

Nedbrytbarhet3)

Stivelse og sukker

(C6H10O5)x 0,28 kg CH4/kg 18-31% 10% 70%

Fett C50H90O6 0,62 kg CH4/kg 10-14% 8% 50%

Proteiner C16H24O5N4 0,35 kg CH4/kg 13-15% 4% 50% Basert på: 1) Kepp og Solheim, 2000 2) Christensen et al., 2003

22

3)Haug, 1993

Gasspotensialet for ulike typer avfall (stoffblandinger) kan måles i laboratorietester som BMP (Biochemical Methane Potential), eller beregnes teoretisk med en forenklet formel som korrelerer gasspotensialet med temperatur i prosessen og innhold av organisk karbon (Tabasaran, 1978):

Ptot = 1,868 TOC (0,014 T + 0,28)

hvor:

TOC er avfallets totale innhold av organisk karbon (kg/tonn)

T er temperaturen i biocellen

Gassens sammensetning avhenger av stoffene som nedbrytes. Energirike forbindelser, med mye karbon og lite kjemisk bundet oksygen, gir mye metan og lite karbondioksid (høy metanandel i biogassen).

Dersom man kjenner den kjemiske sammensetningen av stoffene som nedbrytes, kan man bruke Buswells formel for å beregne fordelingen av karbondioksid og metan (Kjeldsen og Christensen, 1987):

422 48248224CHbanCObanOHbanOHC ban

−++

+−→

−−+

For karbohydrater, der det er dobbelt så mange H atomer som O atomer (a=2b), dannes det like deler karbondioksid og metan. Typisk for deponier er at cellulose/hemicellulose dominerer det nedbrytbare avfallet, slik at normal sammensetning av deponigass er 50% metan og 50% karbondioksid (SFT, 2005).

For avfall som også inneholder nitrogen, må man benytte en utvidet utgave av Buswells formel (Angelidaki, 2002):

3422 83

48283

48243

24cNHCHcbanCOcbanOHcbanNOHC cban +

−−++

++−→

+−−+

På basis av sammensetning av organisk stoff (VS) kan det teoretiske metanpotensialet uttrykkes som:

( )cban

cban

BMPteoretisk 14161283

4824,22

+++

−−+×

= , Nm³ CH4 per kg VS, der N står for standardbetingelser (0°C, 1

atm.)

Noen teoretisk beregnede og målte verdier for BMP er gitt i kap. 6.3

2.6.3 Biologisk stabilitet

Det er ikke etablert noen entydig definisjon eller klare kriterier for biologisk stabilt avfall. Hvorvidt et avfall er stabilt (nok), avhenger av sammenhengen eller formål/bruksområde.

For slam og gjødselvarer innebærer begrepet at massene ikke skal gi opphav til sjenerende lukt. Det er utviklet flere metoder for å bedømme stabiliteten i kompostprodukter. Asdal et al. (2002) sammenliknet flere metoder og konkluderte med at selvoppvarmingstesten (Dewar/Rottegrad) og SOUR – testen (Soluble Oxygen Uptake Rate) ga sikre resultater både for ustabil og stabil kompost. Dewar-testen går ut på å plassere to liter kompost i en spesiell termosflaske i romtemperatur og registrere maksimumstemperaturen etter hvert som aerob omdanning gir varmeutvikling. SOUR testen måler oksygenforbruket i en slurry av kompost blandet med vann i løpet av ett døgn. Kriterier for stabil kompost er ut fra dette:

23

• DEWAR: Maks temperatur < 30°C (Rottegrad V)

• SOUR: Oksygenforbruk < 0,2 mg O2/g VS*h

For avfall i et deponi bør begrepet innebære at forurensningene som følger av biologiske prosesser i det organiske materialet er redusert til et nivå som ikke gir nevneverdige miljøulemper. Dette bør omfatte både sigevann, gassutslipp og lukt. I utkast til EU direktiv for biologisk avfallsbehandling (EU, 2001) angis krav til oppnådd stabilitet på avfall fra mekanisk biologisk forbehandling for å tillate deponering (dvs. for ikke lenger å bli definert som ”biodegradable waste” etter deponidirektivet) på to alternative måter:

• Dynamisk respirasjonsindeks, DRI <1000 mg O2/kg VS*h. DRI måler oksygenopptaket i en luftet masse basert på den 24 timersperioden med høyest mikrobiell aktivitet og oppgis som milligram oksygen per kg VS per time (VS = ”Volatile solids”, dvs. organisk tørrstoff).

• Respirasjonsaktivitet etter fire dager, AT4<10 mg O2/g TS. Respirasjonsaktivitet defineres som mengden oksygen forbrukt av mikrobielle prosesser i et definert apparat i løpet av 96 timer (fire døgn), og oppgis som milligram oksygen per gram tørrstoff.

Ettersom bioavfallsdirektivet synes lagt på is, er det i øyeblikket uklart hvilke reguleringer som eventuelt vil bli gjeldende for dette på EU-nivå. Enkelte medlemsland har imidlertid etablert standarder på nasjonalt nivå:

• I Tyskland er det for mekansik biologisk forbehandlet avfall krav til respirasjonsaktivitet (AT4) under 5 mg O2/g TS, krav til maksimalt gassproduksjonspotensiale på 20 liter biogass produsert per kg tørrstoff i løpet av 21 dager etter en egen fermenteringstest (GB21) og et maksimum innhold av TOC på 18% for deponering.

• Østerrike har samme krav til gassproduksjonsrate som Tyskland, men litt lempeligere krav til respirasjonsaktivitet (AT4 < 7 mg O2/g TS).

• I Italia er det gjennomført omfattende undersøkelser av ulike tester og indikatorer for stabilitet, samt korrelasjonen mellom disse (Adani et al, 2002). De konkluderte med at Dynamisk Respirasjons Indeks (DRI) er bedre egnet enn respirasjonsaktivitet (AT4) til å beskrive biologisk stabilitet, og at de tyske og østerrikske kravene er unødig strenge.

Typiske DRI verdier for noen typer avfall:

Avfallstype DRI (mg O2 kg VS-1h-1)

Kildesortert organisk avfall 4.000-5.000

Sentralsortert organisk fraksjon 2.000-2.800

Blandet avfall etter 20 års deponering 70-150

Det er imidlertid flere parametere som karakteriserer stabile forhold i en biocelle eller et deponi: Pacey (1999) foreslår følgende kriterier:

Gassproduksjon:

• Gassdannelsesraten < 5% av maksimal gassdannelsesrate (toppverdien)

24

Sigevannskvalitet:

• Sigevannets KOF < 1.000 mg/l

• Sigevannets BOF < 100 mg/l

• Forholdstallet BOF/KOF < 0,1 i sigevannet

Kjemiske egenskaper ved avfallet:

• Forholdstallet cellulose/lignin < 0,2 i avfallet

Pacey foreslo også som kriterium et gjenværende Biologisk Metan Potensial < 0,32 kg CH4/kg VS. Med bakgrunn i at Christensen et al (2003) målte BMP til 0,33 kg CH4/kg VS for ferskt kildesortert og mekanisk forbehandlet organisk husholdningsavfall, virker imidlertid dette altfor høyt. Målinger av det samme materialet etter utråtning i en biogassreaktor viste en rest BMP på i størrelsesorden en tiendel av opprinnelig BMP, dvs. rundt 0,03 kg CH4/kg VS (med omlag 80 % reduksjon av VS i råtneprosessen).

Mengde nedbrutt organisk materiale (målt som VS eller TOC) er også en indikasjon på at stabilisering er gjennomført, men sier ikke noe direkte om stabiliteten for den gjenværende organiske massen.

Parametere og kriterier for biologisk stabilitet er et komplisert, men svært viktig, område, for regulering av deponering og biologisk behandling av avfall, og det bør utarbeides felles europeiske kriterier for dette.

25

3 AKTUELLE AVFALLSTYPER FOR BIOCELLEBEHANDLING

3.1 Overordnet avfallssammensetning i Norge

I Norge ble det generert totalt nær 8,8 millioner tonn avfall i 2002. Figur 7:Avfall i Norge etter kilde, 2002

I en vurdering av biocellebehandling, er det av interesse å undersøke hva dette avfallet består av. Figur 8: Sammensetning av avfall i Norge, 2002

Det er først og fremst avfallstypene papir, våtorganisk avfall og treavfall som kan identifiseres som nedbrytbare i oversikten i Figur 8. Stortingsmelding 21 angir mengden nedbrytbart avfall til om lag 4 millioner tonn årlig, hvorav 1 million tonn går til deponering. En god del av det nedbrytbare avfallet går allerede til materialgjenvinning eller energigjenvinning/forbrenning, men det er fremdeles en stor andel av dette som deponeres og vil være aktuelt for bioceller.

26

Tabell 6: Aktuelle avfallstyper til bioceller

Avfallstype Materialgjenvinning Forbrenning Aktuelt for bioceller (i dag til deponi e.a.)

Papir 550 000 140 000 610 000

Trevirke 210 000 400 000 390 000

Våtorganisk 760 000 190 000 240 000

Sum aktuelt for bioceller 1 340 000

Basert på SSB ”Avfallsregnskap for Norge1993-2000”

Avløpsslam er en type våtorganisk avfall som det arbeides målbevisst for å resirkulere til jordbruks- og grøntformål, og som ikke lenger er tillatt deponert ubehandlet. Av 105.000 tonn, regnet som slamtørrstoff, ble om lag halvparten deponert eller brukt som dekkmasser på deponi i 2003 (SSB, 2005). Faktisk våtvekt avhenger av slamtype og behandling, men antatt typisk 25% tørrstoffinnhold vil den faktiske slammengden som går til deponi utgjøre rundt 200.000 tonn.

Ut fra dette kan vi estimere at i størrelsesorden 1,5 millioner tonn nedbrytbart avfall går til deponering årlig. Dette er et usikkert tall, og muligens estimert for høyt (1 million tonn avfall ble estimert i Stortingsmelding 21).

3.2 Kriterier

Hovedkriteriene for hvilke typer avfall som kan behandles i en biocelle er:

• En viss andel biologisk nedbrytbart stoff

• Fravær av stoffer som hemmer de biologiske prosessene

• Ikke være definert som farlig avfall

• Dersom det inneholder animalske biprodukter i kategori 1 eller 2 iht. biproduktforordningen (EF 1774/2002) må det gjennomgå en forbehandling i form av godkjent sterilisering eller hygienisering.

For reaktorbioceller, der bioresten skal kunne brukes som gjødselvare, må det også være et akseptabelt lavt innhold av miljøgifter.

Det er viktig å vurdere egenskapene for den samlede avfallsblandingen i en biocelle. Avfallstyper som isolert sett ikke er så godt egnet, kan fungere godt med en fornuftig blanding med annet avfall.

Avfallstyper og kriterier er også diskutert i retningslinjene for konstruksjon og drift av bioceller i kap. 6

3.3 Hovedtyper og mengdeanslag

3.3.1 Husholdningsavfall

Husholdningsavfallet utgjorde i 2004 nær 1,7 millioner tonn, dvs. om lag en femdel av totalmengden. Omlag halvparten av innsamlet husholdningsavfall, var utsortert (SSB, 2005). Av restavfallet, ble 345.000 tonn deponert.

27

Sammensetningen av husholdningsavfallet er funnet gjennom tidligere sorteringsundersøkelser. Nedenfor gjengir vi hovedtall fra sammenstillinger av plukkanalyser i områder som har hentesystem for tre fraksjoner: Bio-avfall, papir/papp og restavfall. I tillegg er det returpunkter (bringeordning) for metall, plast og klær, som ikke er med i oversikten (Ohr et al., 2005). Tabell 7: Sammensetning av totalt husholdningsavfall og restavfallsfraksjon (våtvekt)

Andel av totalt avfall (- returpunkter) Andel av restavfall Papp, papir, kartong 32% 12% Bioavfall (våtorganisk, hageavfall, tilsmusset papir)

44% 27%

Plast 9% 20% Tekstiler 2% 6% Annet brennbart 8% 19% Glass 2% 4% Metall 1% 4% Annet 2% 8%

Selv med utsortering av våtorganisk avfall og papir i hentesystem, er det et betydelig innhold av nedbrytbart avfall i restavfallet. Restavfallet består av nær 85% brennbart materiale og i størrelsesorden 50% biologisk nedbrytbart materiale.

Selv om renovasjonsordningene i områder som leverer restavfall til deponi, noen steder avviker fra områdene gjengitt ovenfor, har de fleste utsortering av papir og våtorganisk avfall. Basert på disse tallene vil vi derfor anta at de 345.000 tonnene husholdningsavfall som ble deponert i fjor, inneholdt om lag 175.000 tonn nedbrytbart avfall.

Spesifikke tall for husholdningsavfall, regnet som kg per innbygger, varierer mye fra kommune til kommune. Gjennomsnittet er 378 kg husholdningsavfall per innbygger, hvorav 193 kg restavfall. Der restavfallet deponeres, antar vi, basert på tallene ovenfor, at snaut 100 kg/innbygger er nedbrytbart avfall.

3.3.2 Slam, silgods og ristgods fra renseanlegg

Tall fra Statistisk sentralbyrå (SSB, 2004) viser at det ble produsert 104.585 tonn slamtørrstoff på norske avløpsrenseanlegg i 2003, tilsvarende ca. 270.000 tonn slamprodukt. Norge har tradisjonelt vært ett av de landene som har brukt mest slam i jordbruket og på grøntarealer, og fra 1993 til 2000 har andelen vært ca. 2/3 av slamproduksjonen.

På grunn av endringer i rapporteringssystemet for slam til Statistisk sentralbyrå, synes det nå å være mye feil i statistikken fra og med 2001 (Nedland og Paulsrud, 2005). Vi legger derfor til grunn her følgende grove estimater for dagens slammengder som ikke blir levert til jordbruk eller grøntformål, og derfor kan være aktuelt råstoff for bioceller:

Tabell 8: Estimerte avløpsslammengder 2005 som ikke leveres som gjødsel/jordforbedringsmiddel

Tørrstoffinnhold Våtvekt Vekt av tørrstoff Avløpsslam (avvannet) 20-30% 140.000 t 35.000 tRistgods1 15-20% 6.800 t 1.200 tSilgods 1 20% 13.400 t 2.700 tSUM ca 160.000 t ca 39.000 t1) Estimater for 2005 fra Johansen og Holdhus, 1999.

28

3.3.3 Storhusholdning

EU-forordningen om animalske biprodukter omfatter også kjøkken- og matavfall fra storhusholdninger. Forordningen fastsetter forbud mot bruk av matavfall til matproduserende dyr, slik at avsetning av matavfall til grisefór må avsluttes før 1.11.2006. Bioceller kan være ett aktuelt alternativ.

Det samles inn om lag 20.000 -25.000 tonn per år (2004), mens potensialet er så høyt som 80.000 tonn per år (Martinsen og Bjørn, 2004). I områder som har innsamlingsløsninger for dette avfallet, tilsvarer innsamlet mengde ca. 12,5 kg per innbygger per år.

Detaljhandelen (dagligvarehandel) står for nær 85% av totalmengden, mens hoteller og restauranter står for ca 11%.

Mye matavfall fra butikker og nærinsmiddelprodusenter er emballert. Dette kan gi store problemer med forbehandling for ordinære behandlingsanlegg for våtorganisk avfall, men vil enkelt kunne inngå i en biocelle. Avfallet har lavere tørrstoffinnhold og høyere nitrogeninnhold enn våtorganisk avfall fra privathusholdninger. Innholdet av tungmetaller og organiske miljøgifter ligger lavt og under fastsatte grenseverdier (Martinsen og Bjørn, 2004). Blandet med mer strukturrikt materiale, bør avfallet være godt egnet for behandling i reaktorbioceller.

3.3.4 Næringsmiddelindustri

Miljøfórbedriftene som tar imot avfall fra storhusholdninger, tar også i mot drøyt 30.000 tonn avfall per år fra næringsmiddelindustri for fórproduksjon (Martinsen og Bjørn, 2004).

EU-forordningen om animalske biprodukter stiller krav til mye av dette avfallet. Reaktorbioceller kan være aktuelt for materiale i kategori 2 og 3. I dag kreves en forutgående hygienisering, men dette vil sannsynligvis kunne tillates gjort i etterkant (Henrik Lystad, pers. med.). Kategori 3 er minst smittefarlig materiale, og omfatter bl.a. slakteavfall fra friske dyr og vanlig kjøkken- og matavfall. Kategori 2 er bl.a. gjødsel, selvdøde dyr, avlivede dyr, påkjørt vilt etc..

For animalsk avfall i kategori 1(mest smittefarlig) kan deponibiocelle være en miljømessig god løsning som sluttdisponeringsmåte etter forutgående forbehandling/sterilisering iht. forordningens krav. Spesielt ved epidemier som fører til omfattende nedslakting, kan reaktordeponering etableres raskt og rimelig som en løsning som hindrer massive metanutslipp og sikrer en bra ressursutnyttelse av avfallet.

3.3.5 Husholdningslikt forretningsavfall (forbruksavfall)

En del avfall fra detaljhandel, mindre kontorer etc. har en sammensetning av avfallet som i grove trekk likner på husholdningsavfall. Avhengig av type virksomhet og sorteringsløsninger, vil avfallet kunne inneholde betydelig mengder nedbrytbart avfall, særlig i form av papp, papir og matavfall.

3.3.6 Diverse fuktig organisk industriavfall

Det finnes en del ulike typer produksjons-/industriavfall med høyt innhold av nedbrytbart materiale som er så fuktig at det ikke er så godt egnet for forbrenning. Dette kan f. eks. være ulike typer fiberrester og slam. For slike avfallstyper kan bioceller gi et bedre energiutbytte og være en ressursmessig bedre løsning enn forbrenning eller ordinær deponering.

29

3.3.7 Sikterest fra avfallsbehandling

De fleste typer avfallsortering eller -behandling resulterer i restfraksjoner. Noen av disse sikteresttypene, f. eks. fra behandlingsanlegg for våtorganisk avfall, kan inneholde mye lett nedbrytbart materiale som vil være godt egnet for behandling i bioceller

3.3.8 Avfall fra akutte hendelser (beredskap)

Bioceller tilbyr en mye større grad av fleksibilitet enn andre investeringstunge behandlingsløsninger. Som regel vil man lett kunne utvide for å ta brå og uventede belastningstopper, f. eks. ved fjøsbranner, nedslakting i forbindelse med dyreepidemier eller lignende, i et etablert biocelleanlegg.

For slike tilfeller, vil bioceller være en ressurs- og miljømessig bedre løsning enn deponering og forbrenning. Dette forutsetter imidlertid at det i utgangspunktet er etablert drift av bioceller, slik at grunnleggende investeringer og nødvendig kompetanse er på plass. Siden bioceller forutsetter et visst volum, er det kun ved nokså store avfallsmengder (minimum et par hundre tonn), at det vil være aktuelt å etablere nye bioceller knyttet til spesifikke akutthendelser.

30

4 NORSKE OG UTENLANDSKE ERFARINGER MED BIOCELLER

4.1 Norge

Fra 1998 har det pågått storskala forsøk med bruk av bioceller ved Lindum Ressurs og Gjenvinning AS. For selskapet er strategien å dreie virksomheten fra deponering av avfall til prosessering av avfall. I dette ligger økt grad av ombruk, materialgjenvinning og energigjenvinning. De anser bioceller som en behandlingsløsning for mange typer organisk avfall som naturlig passer inn i et avfalls- og energikonsept som har lokal forankring, er energiøkonomisk sammenlignbar med, eller bedre enn, andre løsninger og som samtidig tar vare på de organiske ressursene i avfallet (etterbruk).

Figur 9 Bioceller på Lindum (Foto: Ketil Haarstad, Jordforsk)

Forsøkene omfatter studier av nedbrytningsprosessen og utvikling av ulike bruksområder for biogass og restprodukt. Dette gjøres bl.a. gjennom samarbeid med Drammen kommune og Norsk Hydro (bruk av gass til transport og fjernvarme), Jordforsk (bruk av biorest), Institutt for Energiteknikk (konvertering CH4-H2) og med Universitetet i Oslo om rensing av biogass fra deponi og bioceller. Det er utarbeidet flere rapporter om behandling i bioceller på Lindum (Haarstad et al., 2002, Haarstad & Bergersen, 2004 og Østli et al., 2005).

4.1.1 Kostnader ved etablering og drift av bioceller

Kostnadene ved etablering av bioceller er lave. Materialene som brukes (bentonitt eller andre typer tettende materiale) er rimelige og kan ved oppgraving benyttes i nye bioceller eller i drift av deponiet. Eksisterende infrastruktur på deponiet kan i stor grad brukes. Dette gjelder utstyr for sortering og homogenisering av avfall, eksisterende maskinpark kan brukes i etablering av biocellen, eksisterende anlegg for gassuttak og energiproduksjon på deponiet kan brukes, eksisterende anlegg for oppsamling og behandling av sigevann, og etterbehandling og utnyttelse av bioresten kan gjøres ved eksisterende anlegg eller ved etablering av komposteringsanlegg på stedet.

Ved Lindum er etablerings- og driftsutgiftene for behandling av 17 000 tonn våtorganisk avfall per år beregnet til ca. 200 kroner per tonn avfall. I dette er også utgifter knyttet til rankekompostering av biorest regnet med. Sammenlignet med investeringer som er nødvendige for å forbrenne den samme avfallsmengden, er dette en lav kostnad.

4.1.2 Energiutbytte i bioceller

Erfaringer fra biocelle med våtorganisk avfall ved Lindum (etablert i 1998) viser at konsentrasjonen av CH4 i deponigassen varierer i området 40-60 prosent med et gjennomsnitt på ca. 50 prosent. Det er på grunn av noe

31

usikkerhet knyttet til målingene av mengde deponigass som kommer fra denne biocellen ikke helt klart hvor stort energiutbyttet fra biocellen har vært. Målinger av gassproduksjonen som foreligger fram til i dag, samt målinger av nedbrytningsgraden av avfallet etter 4 års drift, viser imidlertid at gasspotensialet ligger i området 70-120 m3 CH4 per tonn avfall, noe som gir en energiproduksjon på 700-1200 Kwh/per tonn avfall. Dette er noe høyere enn energiutbyttet som fås fra forbrenning av våtorganisk avfall i dag dvs. ca. 650 Kwh per tonn avfall.

4.1.3 Utslipp av forurensninger til luft og vann

Analyser av sammensetningen av sigevann fra biocelle for våtorganisk avfall ved Lindum viser at innholdet av organisk materiale og næringsstoffer i sigevannet er høyt. Innholdet av disse forbindelsene i sigevannet synes å avta over tid, noe som også er tilfelle for innholdet av tungmetaller. Sammensetningen av sigevann har mindre betydning dersom dette resirkuleres og behandlingen foregår i en lukket prosess. Dagens bioceller på Lindum har ikke resirkulering av sigevann, men sigevannet føres sammen med sigevann fra andre deler av deponiet og går til kommunalt renseanlegg. I planlagte bioceller på Lindum vil resirkulering av sigevann bli en naturlig del av biocellekonstruksjonen, både for å ha mulighet til å tilføre næringsstoffer til den mikrobielle prosessen i biocellen (optimalisering av nedbrytningen) og for å redusere utslippene og de samfunnsøkonomiske kostnadene ved biocellebehandling.

Det er ikke foretatt målinger av diffust gassutslipp fra biocellen på Lindum. Biocellen er tettet i toppen med leirbarriere og er overdekket med et oksiderende sjikt av kompost. Aktive tiltak er med andre ord utført for å minimere de diffuse gassutslippene. I de svenske undersøkelsene (jf. 4.2.1) er det antatt at utslippet av CH4 er ca. 5% av produsert mengde. Det antas at utslippet fra biocellen er mindre enn dette på grunn av de tiltak som er innført for å redusere utslippet. Målinger av diffuse utslipp fra bioceller med ulike typer nedbrytbart avfall vil bli utført i betydelig større grad i tiden framover.

Beregninger av miljøkostnader som følge av utslipp fra bioceller er ikke utført. For ordinære deponier, der det er forutsatt at 50 prosent av deponigassen samles opp, og at sigevannet fra deponiet samles opp og renses, er miljøkostanden beregnet til 150 kr per tonn avfall. Denne miljøkostnaden er omtrent det dobbelte av beregnet kostnad for avfallsforbrenningsanlegg med ny teknologi (75 kroner per tonn avfall). Tar vi i betraktning at oppsamlingen av biogass er betydelig mer effektiv i bioceller enn på et deponi, vil miljøkostnadene for bioceller bli på samme nivå som miljøkostnadene ved avfallsforbrenningsanlegg med ny teknologi.

4.1.4 Stabilisering og materialgjenvinning

Utgraving av biocelle med våtorganisk avfall viste at det etter 4 år fortsatt er betydelig mengder avfall som ikke er omsatt i biocellen (21 prosent omsatt). Denne kunnskapen er brukt til å beregne levetid for biocellen og totalt gasspotensiale. Kompostering av biorest fra biocellen viste at denne var godt egnet for kompostering og at sluttproduktet hadde en tilfredsstillende hygienisk kvalitet og var godt egnet til jordforbedring (ingen spirehemming). Det endelige sluttproduktet i komposteringen tilfredsstiller kravene som er satt til produkter i klasse I i forskrift om gjødselvarer av organisk opphav.

Biorest gravd ut av biocelle ved Lindum inneholdt forventet nivå av tørrstoff og TOC, men hadde et lavt C/N-forhold på 2,6 pga. høyt innhold av ammonium. Innholdet av fettsyrer var overraskende høyt til å stamme fra nedbrutt del av avfallet. Avfallet hadde allikevel en normal pH-verdi på 8,2.

32

Figur 10 Biorest fra Lindum (Foto: Ketil Haarstad, Jordforsk)

Rankekompostering av avfallet med innblanding av bark/kalk gav temperaturer opp mot 60 ˚C, men kun over kort tid. Temperaturen falt raskt til rundt 45 ˚C, og etter 20 dager var temperaturen ikke over 40 ˚C. Bakteriologiske analyser viser likevel at bakterieinnholdet tilfredsstiller gjødselvareforskriftens hygienekrav (Hammer, pers. med.).

Innholdet av tungmetaller er lavt både før og etter kompostering og tilfredsstiller gjødselvareforskriftens klasse I.

4.2 Europa

4.2.1 Sverige

I Sverige gjennomførte man i perioden 1989-1995 et stort prosjekt på biogass fra deponiceller, kalt ”Samordnad deponigas” (RVF, 1997). Det ble etablert bioceller på Filborna i Helsingborg (NSR), på Spillpeng i Malmö (SYSAV) og på Högbytorp ved Stocholm (Ragn-Sells).

Parallelt med dette foregikk forsøk med bioceller (”planreaktorer”) i Hagby (SÖRAB). Erfaringer med utgraving av disse og bioceller fra Filborna er rapportert av RVF (2001).

Noen hovedkonklusjoner fra disse rapportene er:

• Stabilisering kan gjøres på mindre enn 10 år

• Gassproduksjonen i ferskt avfall kan forventes å være > 10 m³/t*år.

• Et kompostert bunnsjikt påskynder metanfasen ved å redusere for høye BOF-verdier og fettsyrenivå i den innledende hydrolysefasen.

33

• Den innledende sure fasen kan gi problemer med utfellinger og gjentetting av drenssjikt, rør, infiltrasjonssystem etc.

• Kompaktering reduserer problemet med ujevn porøsitet og ujevn transport/fordeling av gass og fuktighet.

• Diffuse utslipp var vanskelig å måle. Beregninger basert på gradientmålinger varierte innenfor 0-8% (middelverdi 2,7%) og basert på målinger av overflateutstrømning var variasjonen 0-14% (middelverdi 3,5%) av totalt produsert metan.

• Bioceller er en fleksibel behandlingsløsning, som også kan brukes for grovavfall, byggeavfall og industriavfall.

Nylig ble det lagt fram en avgiftsutredning i Sverige som legger til grunn av biologisk avfallsbehandling må ha en prosesstid på under 12 måneder for å unngå deponiavgift. Hvis dette blir vedtatt vil grunnlaget for bioceller bli svært dårlig i Sverige.

4.2.2 Nederland

En viktig delstrøm i avfallssektoren er mekanisk separert organisk avfall (MSOR), som ikke tillates deponert etter 2000. Et integrert forskningsprogram på biorektor-teknologi, bestående av et teroretisk studium, samt lab- og fullskala demonstrasjonsforsøk er blitt utført. Konklusjonene var at bioceller kan utgjøre et akseptabelt alternativ , med lave utslipp og med sluttprodukter som kan utnyttes, med høy omdanning av avfall til energi og et høyt bidrag til å redusere utslipp av CO2. Noen tekniske problemer står tilbake, i hovedsak knyttet til lav hydraulisk ledningsevne til MSOR (Oonk & Woelders, 1999).

Nederland har to storskala demonstrasjonsanlegg for bioceller (bioreaktorer). En ligger i Wijster, hvor en 70*100 m (6-8 m dyp) celle ble fylt met en våt rest fra en avfallsseparasjonsanlegg (rist fraksjon < 40 mm). Umiddelbart etter at den var fylt ble biocellen dekket til med en tett membran. Etter dette startet infiltrasjon av sigevann med 1500 mm per år, ved bruk av horisontal drenering. 38 fuktighetsmålere er installert i avfallet som forsøker å måle og kontrollere fuktigheten i hele cellen. Vannledningsevnen til avfallet var imidlertid overraskende lav og det var umulig å oppnå en homogen fordeling av fuktigheten. Til tross for dette var gassproduksjonen hurtig med en halveringstid på det organiske avfallet på 2 år.

I tillegg ble vått avfall studert i kolonne (130 l). Behandlingen omfattet stabilisering gjennom resirkulering av sigevann, påfølgende utvasking med rent vann og/eller aerob stabilisering og sluttproduktet ble karakterisert med såkalt ECN-test ((Hans van der Sloot et al.). Materialet hadde en god kvalitet og kan brukes som byggemateriale i landskapsbygging osv.

Et fullskala forsøk på behandling av MSOR ble utført i en 38 000 m3 celle. Cellen var 100 m x 70 m og hadde var 8 m høy på det tykkeste ( Woelders & Oonk, 1999). Avfallet ble siktet på 45 mm sikt og hadde relativt høy volumvekt (1,3 kg/liter). Dette gjorde infiltrasjon av vann vanskelig og kunne ikke engang opprettholdes på 5 mm per uke, av en målsetting på 30 mm/uke. Infiltrasjon under trykk kunne økes til 15 mm/uke. Det oppstod også luktproblemer pga. at avfallet ble lagret før behandling.

Totalt biogasspotensiale er anslått til 575 Nm3 per tonn organisk stoff, med 42% reduksjon av organisk materiale. De første 16 mnd. ble det produsert nesten 1.8 million Nm3 biogass, tilsvarende nesten 30% av estimert tototalt potensial. Metankonsentrasjon var på 56%. Temperaturen i cellen varierte mellom 40 og 58 ºC.

Total setning i perioden ble målt til 50-90 cm. Dette utgjør ca. 11% og stemmer godt med mengde organisk materiale omdannet.

Nylig er det startet forsøk i Landgraaf basert på et mer ”normalt” avfall med et innhold av organisk stoff på ca. 40 %, hvor det til tross for problemer knyttet til det å få til homogen infiltrasjon har vært en hurtig stabilisering. Etter 3 års drift er 85 % av det organiske materialet stabilisert (Woelders et al., 2005), uten utslipp av metan. KOF i sigevannet er også betydelig redusert, mens ammonium ikke er redusert i særlig grad. Forsøket er et pilotforsøk

34

med et rektangulært avfallsvolum på 55 x 80 x 6 meter. To horisontale infiltrasjonssystemer ble anlagt, ett i midten av avfallet og ett under toppdekket. Toppdekket er permeabelt for å slippe gjennom nedbør og er egnet for metanoksidasjon. Utslippet av nitrogen ser ut til å være forsinket pga. opptak i biomasse. Utviklingen av nitrogenutslipp ser ut til å være den vanskeligste faktoren når det gjelder å oppnå en kvalitet som tilfredsstiller sluttlagring (”final storage quality”).

4.3 Verden forøvrig

4.3.1 Australia

I Australia stilles det noen viktige grunnleggende spørsmål rundt veien videre for bioceller (deponibiocelle)

Den nyeste utvikling er, også i Australia, å skille ut nedbrytbart avfall som grønt avfall og lede dette bort fra deponier. Konseptet med deponibiocelleer anses ikke å være kompatibelt med resirkulering/kompostering av organisk avfall (Yuen, 2001). Nedbrytbart avfall trengs i et deponi for å kunne gjøre dette til en effektiv bioreaktor, noe som motstrider prinsippet om å lede bort organisk avfall til resikulering/kompostering.

Yuen (2001) argumenterer for at reaktordeponering bør inngå i en god avfallsstrategi, forutsatt at de er planlagt og og tilpasset de rammer som er gitt. Aktuelle alternativer som skisseres er:

• Deponere avfallet som det samles inn (blandet restavfall). Deponier vil bestå av både organisk og inert avfall og kan betraktes som bioreaktorer. Slike deponier vil medføre deponering som sluttbehandling, men avfallet vil få relativt kort behandlingstid, og oppnå lav miljørisiko på lang sikt

• Sortere avfallet og behandle kun kvalitetssikret organisk avfall i bioceller. Under slike forhold kan deponiet betraktes som en sekvensiell anaerob bioreaktor. Sluttproduktet vil være anaerobt kompost av god kvalitet og avfallet gravd ut og volumet brukt om igjen

• Lede alt organisk avfall bort fra deponering for resirkulering/kompostering og deponere kun inert avfall (for eksempel aske fra forbrenning). Deponiene vil være permanent lagring av kun inert avfall med lav miljørisiko.

Moreau et al. (2005) viser til studier som dokumenterer miljømessige fordeler med reaktordeponering, men at denne typen bioceller mangler et spesifikt lovmessig rammeverk og derfor blir definert som deponier. Konsekvensen er at teknologien havner på bunnen av avfallshierakiet.

Det påpekes også en del problemer knyttet til industriell utnyttelse av teknologien. De fleste studier på bioreaktorer har vært rettet mot effekten av infiltrasjon av væske, mens liten oppmerksomhet har vært rettet mot drift, design og kontroll i fullskala biorektorer. Dette vil bli undersøkt av Onyx-gruppens forskningssenter (Creed).

35

4.3.2 USA

I USA har det siden 1991 vært regler for kommunale avfallsdeponier som ikke tillater tilsetting eller resirkulering av sigevann. Reglene har også hatt som formål å forsegle avfallet fra omgivelsene, og omtales som ”Dry-Tomb Landfill” (= tørr-grav deponering). Denne ”konserverende” strategien gir en svært lang nedbrytningsperiode med mulige miljøulemper og tilhørende overvåkning/etterdrift. De siste 10-15 årene har det derfor vært mye diskusjon rundt dette, og miljømyndighetene (US Environmental Protection Agency) har satt i gang et program kalt XL for å finne innovative avfallsteknikker som minimerer miljørisiko. Innenfor programmet er det startet noen store forsøk med reaktordeponering, der det særlig er fokus på å stimulere nedbrytning og gassproduksjon ved å tilsette fuktighet. Yolo County ”Department of planning and public works” har bygget en fullskala biocelle som en del av dette programmet. Prosjektet, og resultatene fram til og med 2001, beskrives kort i det følgende (Yazdani et al. 2002):

Fullskalaforsøket skal demonstrere to ulike former for forbedret deponeringsteknikker. Den første er en direkte oppskalering av pilotforsøket hvor forholdene var optimalisert for anaerob nedbrytning. Den andre medfører en ny teknikk som optimaliserer aerob nedbrytning. Det ble besluttet å etablere 2 anaerobe og 1 aerob celle.

Totalt ble 65 000 tonn avfall planlagt lagt inn i den anaerobe cellen, og ca. 12 000 tonn avfall i den aerobe. Den siste anaerobe cellen skulle fylles i 2002.

Den anaerobe cellen er dekket med polypropylen (RPP) membran (avsluttet i 2001), som tillater nøyaktig måling av produsert biogass.. Den andre anaerobe cellen vil bli dekket med 40 mm lavdensitet polyethylen (LLDPE). Den aerobe cellen ble dekket med ca. 30 cm jord og 30 cm grønt avfall

Et overvåkingssystem, som vil måle og kontrollere driften av cellene fortløpende, er installert.

Figur 11 Deponibiocelle Yolo County (Ref: Yazdini et al. 2002)

Eksisterende data er knyttet til design og oppstart av cellene. Så fort driftsfasen er etablert vil mer operasjonelle data foreligge. Status er følgende:

• Til sammen 76,164 tonn avfall og grønt avfall som dekke ble lagt i den nordøstlige anaerobe cellen. Oppsamling av biogass startet i desember 2001, og innen mars 2002 var det målt en produksjon 61 000 m3 biogass, tilsvarende ca. 800 l pr. tonn avfall, med en midlere metan-konsentrasjon på 40 %.

• Et tett toppdekke sørger for at regnvannet ikke infiltrerer avfallet slik at reinjisert sigevann er eneste kilde for tilføring av fuktighet. Toppdekket utgjorde imidlertid en hovedandel av kostnaden av biocellen. I tillegg var bruk av sandsekker som ballast for toppdekket problematisk fordi fugler lagt hull i sekkene. Fremtidig ballast vil brukes bildekk.

36

• Oppmalte bildekk kan med fordel brukes både som infiltrasjonslag og som oppsamling av biogass. Dette prosjektet benyttet ca. 1,5 millioner bildekk.

• Bruk av grønt avfall som alternativt daglig dekke i stedet for sand og grus, vil forhåpentlig øke avfallets permeabilitet og gi bedre fordeling av fuktighet.

• Hurtig oppsamling av biogass ble oppnådd fordi horisontale gassrør ble plassert samtidig med at avfallet ble lagt inn. Dette sikrer samtidig mot diffuse utslipp. Syntetisk toppdekke sikrer fullstendig oppsamling av biogass. Foreløpige undersøkelser viser ingen diffuse gassutslipp

• Selv om oppfylling og ferdigstilling av den aerobe reaktoren ikke er avsluttet er det tydelig at denne type behandling medfører betydelige kostnader. Driftsmessig er dette særlig knyttet til innblåsing av luft. Høye kostnader knyttet til lufttilsetting, gjør aerobe reaktorer mer uaktuelle. Det bør undersøkes om det finnes alternative metoder for lufting.

• Initiell investering for aerob behandling er estimert til NOK 35,- (US $5,11) per tonn avfall.

• Initiell investering for anaerob behandling er estimert til NOK 15,- (US $2,27) per tonn avfall.

• Høye kostnader tilsier at bioceller uten syntetisk toppdekke bør undersøkes, for eksempel med et tykt dekke av grønt avfall/kompost.

• Det bør gjøres videre undersøkelser på utgraving og gjenbruk av materiale fra anaerobe og aerobe bioceller.

37

5 LOVMESSIG REGULERING AV BIOCELLER

5.1 Forurensningsloven og avfallsforskriften

5.1.1 Gjeldende regler

Forurensningsloven forplikter kommunene til å sørge for innsamling av husholdningsavfall og ha de nødvendige anlegg for dette avfallet og for slam. Det er tilstrekkelig å ha avtaler med anlegg (kommunen trenger ikke eie anleggene). Kommunenes ansvar for behandling av næringsavfall er bortfalt. Kommunale anlegg har imidlertid anledning til, mot betaling, å ta i mot næringsavfall som ikke skiller seg fra husholdningsavfall.

Fra 01.07.2004 er 50 forskrifter som eksisterte med hjemmel i forurensningsloven og produktkontrolloven slått sammen til tre samleforskrifter, hvorav avfallsforskriften (forskrift om gjenvinning og behandling av avfall) bl.a. gir konkrete bestemmelser for deponering av avfall, mens forurensningsforskriften (forskrift om begrensning av forurensning) gir bestemmelser om utslippstillatelse m.m. bl.a. for virksomheter som behandler avfall.

For etablering av bioceller, er det behov for tillatelse etter forurensningsloven. Hvorvidt biocellene faller inn under virkeområdet for avfallsforskriftens kap. 9 om deponering av avfall, avhenger bl.a. av planlagt driftsform og om bioceller i seg selv kan defineres som behandling, eller skal anses som ”lagring” eller ”deponering”. Det vil være behov for en grenseoppgang med miljømyndighetene om disse definisjonene.

Virkeområdet for deponikapittelet defineres i avfallsforskriftens § 9-2 bl.a. til å gjelde ”alle deponier” men også:

”...for lagerplasser for avfall dersom lagringstiden er mer enn ett år før avfallet går til sluttbehandling eller mer enn tre år før avfallet går til gjenvinning eller behandling”

Avfallsforskriftens § 9-3 gir følgende definisjoner av begrepene deponi og behandling:

”Deponi: et permanent disponeringssted for avfall ved deponering av avfallet på eller under bakken”

”Behandling: de fysiske, termiske, kjemiske eller biologiske prosesser, herunder sortering, som endrer avfallets egengskaper med formål å redusere dets volum eller den fare det representerer, gjøre det lettere å håndtere eller enklere å gjenvinne.”

Bioceller som etableres for å stimulere de biologiske nedbrytningsprosessene, og som senere skal graves ut, vil på den ene side oppfylle definisjonene for ”behandling” ovenfor (dvs. noe annet enn lagring), og på den andre side ikke være et permanent disponeringssted (deponering).

På bakgrunn av dette vil ikke tidsbegrensningene som er gitt for ”lagring” i § 9-2 gjelde bioceller som skal graves ut.

For deponibioceller som ikke skal graves ut, kan man hevde at dette faller inn under definisjonen for ”behandling” så lenge det foregår en biologisk omdanningsprosess av et visst omfang. Så lenge det ikke ligger noen intensjon om å grave ut avfallet i deponibiocellen, vil dette imidlertid måtte oppfattes som et permanent disponeringssted for avfall – altså et deponi. Drift av bioceller (deponiceller) innenfor avfallsforskriftens bestemmelser, gir en rekke begrensninger i forhold til å optimalisere nedbrytningen. Bl.a. fordi det er forbudt å blande inn våtorganisk avfall og flytende avfall.

For nedbrytbart avfall som ikke anses å ha nevneverdig verdi eller bruksmuligheter i form av materialgjenvinning ved en utgraving, vil det ut fra dette likevel kunne være aktuelt å etablere biocelledrift. Formålet vil i så fall være ”å redusere avfallets volum [og vekt] og den fare det representerer” i tråd med avfallsforskriftens definisjon av behandling. Motivasjonen for å etablere en midlertidig biocelle, der innholdet etter biologisk nedbrytning skal

38

graves ut for deponering, vil være å redusere vekt og volum til deponering (inkl. besparelser i deponiavgift), samt å gjøre avfallet mer egnet for deponi gjennom en effektiv stabiliserende forbehandling.

En slik forbehandling må ha en tidsmessig avgrensning for å skille det fra deponering. Iht. definisjonene i avfallsforskriften, vil det kunne anses som behandling så lenge det foregår en biologisk omdanning. Eventuelle krav til prosessrate for å kunne defineres som behandling, og hvordan dette eventuelt skal dokumenteres, er spørsmål miljømyndighetene må ta stilling i den enkelte tillatelse eller ved utarbeidelse av forskrift eller veileder for biocelledrift.

Bioceller for utgraving vil defineres som behandlingsanlegg for avfall og vil iht det dette måtte søke om utslippstillatelse på samme måte som andre biologiske avfallsbehandlingsanlegg.

Forhold som har forurensingsmessig betydning og dermed er aktuelle å regulere i en utslippstillatelse er diskutert i kap. 6.8.

5.1.2 Regelendringer

Regjeringen har varslet nye virkemidler for å redusere nedbrytbart avfall til deponi, bl.a. ved å foreslå forbud mot deponering av alle typer nedbrytbart avfall fra 2009 (St. meld. 21). Forbudet antas å bli gjennomført ved en endring av avfallsforskriften, og det skal tas sikte på å innføre en hjemmel for unntak fra forbudet etter en særskilt vurdering av bl.a. miljømessige og distriktsmessige hensyn.

Det forventes at reglene vil inneholde konkrete akseptkriterier for hva som tillates deponert, bl.a. ut fra potensialet for produksjon og utslipp av metangass.

5.2 Bioceller og deponiavgift (Forskrift om særavgifter)

Sluttbehandlingsavgift for avfall er hjemlet i forskrift om særavgifter, og omfatter i utgangspunktet alt avfall innlevert til sluttbehandling ved deponi.

I tråd med det som er diskutert i kap. 5.1.1 ovenfor, bør det gjøres en regelverksavklaring også for sluttbehandlingsavgiften. Bioceller der det pågår en aktiv avfallsbehandlingsprosess, og der restproduktet skal graves ut for videre håndtering bør ikke omfattes av sluttbehandlingsavgiften.

Deponibioceller der det ikke er noen utgraving vil trolig omfattes av sluttbehandlingsavgiften slik den foreligger i dag.

5.3 Annet lovverk med relevans for bioceller

5.3.1 Kommunehelseloven

Loven hjemler bl.a. Forskrift om miljørettet helsevern som bl.a. omhandler smitte- og smitteoverføring (rotter og skadedyr, dyrehold, avfall, avløp og renovasjon mv.). Forskriften omfatter bl.a. anlegg for avfall og gjenvinning. Kommunen skal påse at alle virksomheter som omfattes av Forskrift om miljørettet helsevern etterlever regelverket. Dette innebærer at kommunene skal føre tilsyn med enhver virksomhet med henblikk på å sikre helsemessig forsvarlig oppbevaring og håndtering av avfall.

5.3.2 Matloven

Matloven har som formål å sikre hele produksjonskjeden for næringsmidler og hjemler bl.a. gjødselvareforskriften. Forskriften stiller krav om registrering og merking av gjødselprodukter, og har særskilte

39

regler for avfallsbaserte produkter (kompost og biorest). Produksjonsanleggene skal bl.a. ha særskilt internkontrollsystem etter gjødselvareforskriften og føre kontroll med råvarer og produkter. Forskriften gir også restriksjoner for bruk av produktene, avhengig av kvalitetsklasse (tungmetaller) og råvarenes opphav.

For produkter som inneholder avløpsslam gir forskriften et litt ”tungt regime”, med krav om melding til kommunen før bruk på jordbruksarealer, krav om nedmolding og flere begrensninger i bruksområder.

Matloven gir også hjemmelsgrunnlaget for kommende forskrift om animalske biprodukter som ikke er egnet for konsum. Forskriften skal implementere EU’s forordning om animalske biprodukter (jf. 3.2. nedenfor). Forskriften foreligger som forslag og har vært på høring. Regelverket er under stadige revisjoner, slik at endringer og presiseringer kommer med jevne mellomrom.

5.3.3 Plan- og bygningsloven

Plan- og bygningsloven med forskrifter gir krav om reguleringsplaner, byggetillatelser m.m. ved etablering av behandlingsanlegg. For store avfallsbehandlingsanlegg (kapasitet > 100 tonn per dag) er det også krav om konsekvensutredning.

For større fjernvarmeanlegg (>10 MW) med konsesjon, kan det vedtas tilknytningsplikt til anlegget med hjemmel i plan- og bygningsloven

5.3.4 Brann- og eksplosjonsvernloven

Brann- og eksplosjonsvernloven hjemler bl.a. forskrift om brannfarlig eller trykksatt stoff som regulerer sikkerhetsmessige forhold bl.a. ved etablering av biogassanlegg. Direktoratet for brann- og elsikkerhet (DBE) har også utarbeidet en egen veileder om biogassanlegg.

5.3.5 Arbeidsmiljøloven

Arbeidsmiljøloven hjemler en rekke forskrifter som er aktuelle ved etablering og drift av avfallsbehandlingsanlegg. I forbindelse med biologisk avfallsbehandling nevner vi spesielt forskrift om vern av arbeidstakere mot farer ved arbeid med biologiske faktorer.

5.3.6 Energiloven

Energiloven stiller bl.a. krav om konsesjoner for elektriske anlegg (f. eks. biogassgenerator) og fjernvarmeanlegg over en viss størrelse, samt omsetningskonsesjon for elektrisk energi. Energiloven hjemler også flere forskrifter som bl.a. gjelder kraftomsetning, rapportering m.m.

40

6 RETNINGSLINJER FOR KONSTRUKSJON OG DRIFT AV BIOCELLER

6.1 Generelt

Retningslinjene er et forsøk på å omdanne prosessteori og erfaringer gjengitt i tidligere kapitler til en konkret og anvendelig veiledning for etablering og drift av bioceller. En del av materialet er også hentet fra RVFs deponihåndbok, kap. 8 ”Bioceller” (RVF, 2005)

6.2 Aktuelle avfallstyper

I reaktorbioceller som skal ha en intensiv, rask nedbrytning med høy metanproduksjon og et sluttprodukt som kan graves ut for videreforedling, vil det være flere grunnleggende krav til avfallet som må oppfylles:

• Lett anaerobt nedbrytbart (moderat lignininnhold)

• Lavt sulfatinnhold

• Lavt innhold av miljøgifter som kan hemme prosessen eller forringe sluttproduktet

Generelt gjelder også at avfallet må ha rett sammensetning, struktur og fukighet. Dette kan eventuelt oppnås gjennom blanding av ulike avfallstyper og forbehandling av avfallet.

Kildesortert matavfall, hage-/parkavfall, gjødsel, planterester fra gartnerier og drivhus, avfall fra næringsmiddelindustri, kasserte matvarer, tilgriset eller vått papp og papir, ulike typer organisk slam og fiberrester, sikterester fra sorteringsanlegg og komposteringsanlegg, fettslam, eddik, alkoholer m.m. er aktuelle avfallstyper.

41

Tabell 9: Noen aktuelle avfallstyper og egenskaper

Avfallstype Typisk TS (%) Organisk innhold, VS (% av TS)

Egnethet/kommentar

Kildesortert våtorganisk avfall

35% 80% God – kan kreve strukturmateriale

Matavfall storkjøkken 20% 80% God – krever strukturmateriale

Hage/parkavfall 60% 80% God Kontor-/skrivepapir >90% >90% God- krever fuktighet,

struktur og næringsstoffer Avispapir >90% >90% Middels/dårlig – høyt

lignininnhold Restavfall 50-70% 60-80% Middels – avhenger av

sammensetning Silgods fra avløpsrensing 20% 85% God – krever

strukturmateriale Ristgods fra avløpsrensing

15-20% 80% God – krever strukturmateriale

Avløpsslam, utråtnet og avvannet

20-30% 50% God – krever strukturmateriale

Trevirke 50-90% >90% Generelt dårlig – avhenger av lignininnhold/tresort

6.3 Prosessfaktorer og optimalisering

De biologiske prosessene som foregår i en biocelle, og hvilke faktorer som påvirker nedbrytningen, er grundig diskutert i kap. 2. De viktigste faktorene gjengis i tabellen nedenfor: Tabell 10 Viktige prosessfaktorer

Prosessfaktor Kommentar

Oksygenforhold Anaerob nedbrytning krever oksygenfrie forhold. Ved for hard utsuging av gass kan oksygen bli trukket inn.

Det kan være aktuelt å etablere styrt aerob nedbrytning i deler av prosessforløpet for å oksidere fettsyreoverskudd, oppnå høye temperaturer eller lignende.

Fuktighet Høy fuktighet (>60%) antas å være en av de viktigste forutsetningene for rask nedbrytning. Tørt avfall brytes ned svært sent.

pH og alkalitet Ved pH verdier under 6 foregår det lite metandanning. Mye lett nedbrytbart avfall som hydrolyseres raskt til fettsyrer, kan gi en pH senking som forsinker videre nedbrytning og metanproduksjon.

Struktur Materialet må ha en porøsitet som sikrer transport av gass og fordeling av fuktighet.

Temperatur Generelt regner man at 10 °C temperaturøkning dobler den biologiske aktiviteten. Det er viktig at det ikke blir for kaldt (minimum 10-15 °C) for å opprettholde nedbrytningsprosessene.

42

6.4 Gassproduksjon og sammensetning

Gassens sammensetning avhenger av stoffene som nedbrytes. Energirike forbindelser, med mye karbon og lite kjemisk bundet oksygen, gir mye metan og lite karbondioksid (høy metanandel i biogassen).

Dersom man kjenner den kjemiske sammensetningen av stoffene som nedbrytes, kan man bruke Buswells formel for å beregne teoretisk metanpotensial og gassens sammensetning (jf. kap. 0)

For karbohydrater, der det er dobbelt så mange H atomer som O atomer (a=2b), dannes det like deler karbondioksid og metan. Typisk for deponier er at cellulose/hemicellulose dominerer det nedbrytbare avfallet, slik at normal sammensetning av deponigass er 50% metan og 50% karbondioksid (SFT, 2005).

Høyt vanninnhold i biocellen kan påvirke sammensetningen av gassen, ved at noe karbondioksid løses i vannfasen slik at karbondiksidandelen blir noe lavere enn ellers forventet.

Sulfatholdig avfall i biocellen kan medføre at mye omdanning av organisk stoff gjøres av sulfatreduserende bakterier. Disse omdanner det organiske karbonet fullstendig til karbondioksid, slik at det kan bli lavere metaninnhold i biogassen ved slike betingelser.

Marca (2003) gjennomførte målinger av biogasspotensialet i batchforsøk over 50 dager ved 55°C for en del ulike substrat, og sammenliknet med beregninger basert på utvidet Buswells formel.

Tabell 11 Realisert og teoretisk metanpotensiale for organiske komponenter

Substrat Realisert metanpotensiale

Nm³ CH4/t VS

Teoretisk metanpotensiale

Nm³ CH4/t VS

Realisert potensiale i % av teoretisk potensiale

Cellulose 389 415 94 %

Glukose 329 373 88 %

Stivelse 365 415 88 %

Svinefett 872 1005 87 %

Raps olje 867 1023 85 %

Gelatin 232 410 57 %

Våtorganisk husholdningsavfall

404-492 583-653 65-82 %

43

6.5 Oppbygging

6.5.1 Forbehandling

Avfall kan ha behov for ulike typer forbehandling før biocellebehandling. Emballasje (poser e.l.), store partikler, inhomogen partikkelstørrelse og næringsfordeling er forhold som kan gi dårlige betingelser for nedbrytning og som kan avhjelpes ved forbehandling av avfallet.

Kverning

Blandet husholdningsavfall har i utgangspunktet en struktur som er godt egnet for bioceller, men emballering i plastposer og inhomogenitet gjør at avfallet bør kvernes/rives og blandes før innlegging i biocelle.

Fordeler ved kverning av avfallet:

• Større homogenitet

• Større spesifikk overflate, dvs. økt angrepsflate for bakteriene.

• Fuktbarrierer (plast) ødelegges

• Avfallet får større evne til å holde på fuktigheten.

Kverning av avfall har imidlertid hatt varierende suksess. Spesielt rapporteres at en rask hydrolyse og kraftig syredannelse gir pH-senking og en forsinket metanproduksjon.

Behovet for kverning må derfor vurderes i forhold til avfallets egenskaper. Andre typer fast avfall bør generelt også kvernes og blandes. Avfall med med mye plastemballasje eller med store partikler av tungt nedbrytbart avfall (trevirke og papp/papir) bør generelt kvernes.

Blanding og tilsetningsstoffer

Avfall som er svært karbonrikt og nitrogenfattig, bør blandes med næringsrikt materiale (våtorganisk avfall, slam e.l.) eventuelt tilsettes næringsstoffer (spesielt nitrogen). Lett nedbrytbart og nitrogenrikt avfall, f. eks. kildesortert matavfall eller slam, må blandes med karbonrikt strukturmateriale for å sikre porøsitet og hindre en hemmende fettsyreoppbygging. Et C/N forhold rundt 40 antas å være et godt utgangspunkt (RVF)Alternativt, eller som et supplement, kan denne typen avfall forkomposteres en periode slik at en del av fettsyrene oksideres i komposteringsprosessen.

Med mye findelt og lett nedbrytbart materiale, vil hydrolyseprosessen gå raskt. For å hindre en for kraftig pH senking, kan det være aktuelt å bufre avfallet ved å tilsette f. eks. kalk.

Det kan være fornuftig å tilføre tørt avfall fuktighet i forbindelse med forbehandlingen. Det må imidlertid foregå med forsiktighet, slik at massene fremdeles er kjørbare for maskiner.

Aerob forkompostering

Som et alternativ eller supplement til buffring, kan avfall med mye lett nedbrytbart materiale forkomposteres en periode på noen uker slik at en del av fettsyrene oksideres i komposteringsprosessen.

6.5.2 Konstruksjonsprinsipper

Prosjektering av bioceller som etableres i løsmasser eller eksisterende deponier må gjøres av personer med nødvendig geoteknisk kompetanse og kjennskap til forholdene som oppstår i deponier. Grunnforhold, stabilitet,

44

helninger på graveskråninger og fyllingsskråninger, setninger, hydrauliske forhold etc. er forhold som må vurderes for å ivareta sikkerhet ved etablering og drift av bioceller.

Cellestørrelse

Cellestørrelse avhenger av formålet med cellen og avfallsmengdene som mottas.

Hver celle bør ha et visst volum for å driftes kostnadseffektivt og for å ha gode prosessegenskaper (bl.a. begrenset varmetap). For at gassuttak skal fungere optimalt, bør det også være en minimumsdybde i cellen på ca 5-6 meter.

På den andre siden bør fyllingstiden avgrenses, slik at stabile prosessforhold for utråtning etableres raskt. RVFs deponihåndbok anbefaler at reaktorbioceller som skal graves ut for materialgjenvinning bør være ferdig fylt løpet av ca 6 måneder, mens deponibioceller bør fylles i løpet av 2-3 år. Uttakssystemet for gass bør uansett være etablert minimum 6 måneder etter at det første avfallet fylles i.

En rask oppbygging av cellen kan medføre at varme fra innledende kompostering beholdes i cellen, slik at den etterfølgende anaerobe nedbrytningen får bedre betingelser. Rask etablering av gassuttak og overdekking minimerer utslipp av gass til omgivelsene.

For avfallsmengder under ca. 1000 tonn per halvår antas det å være vanskelig å få en rasjonell etablering av bioceller.

Bunntetting og drenering

Den viktigste optimaliseringsfaktoren ved biocelledrift synes å være vanning. Sigevannet fra bioceller med aktiv vanning vil være næringsrikt og bør samles opp separat fra annet sigevann for å resirkuleres og redistribueres i biocellen. Dette krever en effektiv bunntetting.

Reaktorbioceller kan man i prinsippet tenke seg utformet med støpt betonggulv og evt. vegger. Dette kan gi en enklere innlasting og utgraving/tømming, samtidig som det effektivt samler sigevannet.

Deponibioceller med lang behandlingstid må forvente å ha samme krav til bunntetting som deponier forøvrig (jf. SFTs veileder for bunn- og sidetetting av deponier).

Dersom man ikke etablerer støpte dekker, bør man uansett benytte en kunstig tetningsmembran (f. eks. 2 mm HDPE) som primær barriere. Membranen må legges på en bentonittmembran (GCL = Geosynthetic Clay Liner) eller på et beskyttelseslag av minimum 10 cm sand.

Over membranen legges et 0,5 m tykt dreneringslag med hydraulisk konduktivitet kmin≥ 1,0 cm/s. Ved bruk av pukk må membranen beskyttes av en kraftig geotekstil på oversiden.

Drensrør legges i drenslaget for å samle og lede sigevannet til en pumpesump

Cellevegger

Celleveggene kan bygges selvbærende ved hjelp av jordvoller, men dette er materialkrevende. Vanligere er det å utnytte ekisterende deponi, tilliggende bioceller eller skrenter i et utgravd volum. Sideveggene bygges litt høyere enn planlagt fyllingshøyde. Innsiden jevnes og dekkes med tettende lag (jf. bunntetting ovenfor).

Rørlegging for sigevann og gassoppsamling

Drensrør for oppsamling av gass og resirkulering av sigevann legges samtidig med ifylling av avfall i biocellen, jf. kap 6.5.4og 6.5.5.

45

Overdekking

Når biocellen er full må den dekkes. Overdekkingen må i prinsippet utformes slik at minst mulig gass unnslipper.

Ved design av toppdekket må man vurdere hvordan vanning av biocellen skal foregå, om det skal kunne kjøres med maskiner på biocellen og om det må tas særskilte estetiske hensyn.

En tørr biocelle, uten noen form for fuktighetstilførsel, må forventes å ha en lav nedbrytningshastighet. Fukting kan enten foregå i et aktivt system for tilførsel og resikulering av sigevann eller passivt ved infiltrasjon gjennom overflaten. De to alternativene gir forskjellige krav til overdekkingen av biocellen.

Dersom man etablerer et rørsystem for tilførsel, tilbakeføring og fordeling av vann, bør toppdekket utføres med en tett kunstig tetningsmembran. Membranen bør belastes med masser som holder den på plass. Massene som kommer i dirkete kontakt med membranen, både topplaget på biocellen og belastningsmassene, må være så finkornet at det ikke er fare for å punktere membranen. Det kan f. eks. brukes et beskyttelseslag av sand. Over membranen kan det eventuelt etableres et impermeabelt leirlag som vil gi en tilleggssikring mot gassutslipp og inntrenging av overflatevann. Over det impermeable leirlaget eller beskyttelseslaget av sand, bør det legges et minimum 0,5 m tykt lag av drenerende masser som sørger for at nedbør og overflatevann dreneres vekk.

Dersom det er snakk om en deponibiocelle med driftstid over flere år eller et permanent deponi, bør overdekkingen suppleres med et toppdekke for eventuell isåing, beplanting etc.

Dersom det ikke etableres et system for aktiv fukting av biocellen, er det viktig å sørge for at overdekkingslaget fordeler og infiltrerer nedbør i biocellen. Det mest aktuelle vil være å bruke jordmasser med brukbar permeabilitet. En slik løsning må forventes å gi noe utslipp av gass, selv om det aktive gassuttakssystemet skaper et undertrykk i biocellen. Toppdekket kan derfor med fordel suppleres med et metanoksiderende sjikt.

6.5.3 Fylling av cellen

Bunnlag

Det nederst laget (pallen) bør bestå av et porøst materiale som ikke komprimeres. I dette laget ønsker man å fremme en innledende kompostering. Formålet er delvis å heve prosesstemperaturen og delvis å bryte ned en del fettsyrer for å redusere risikoen for svært lave pH verdier i bunnsjiktet. Dette sjiktet vil bedre håndtere surt vann med høyt innhold av fettsyrer fra ovenfor liggende lag, slik at man får en raskere etablering av metanogene forhold. Samtidig bidrar denne metoden til å redusere faren for gjentetting i drenslaget.

Kompaktering

Når bunnlaget er etablert, og har gjennomgått en innledende kompostering, starter den ordinære fyllingen av avfallet i biocellen. Avfallet fylles i tykkelser på 30-60 cm og kompakteres. Behovet for kompaktering må vurderes i forhold til avfallets egenskaper. Dersom avfallet har gjennomgått kverning som forbehandling, vil en til to overfarter være tilstrekkelig. For ubehandlet, blandet avfall vil fem til seks overfarter være nødvendig (RVF).

6.5.4 Gassoppsamling

Anlegg for gassoppsamling og behandling er underlagt krav i brann- og eksplosjonsvernloven. Det henvises bl.a. til DBEs veiledning for biogassanlegg (1998).

Prosjektering og utførelse av gassledninger bør foregå iht. krav i Norsk Gassnorm (www.gassnormen.no) og svenske EGN 01.

Hovedprinsippene for utførelse beskrives kort i det følgende.

46

Drensrør for gassuttak

Rør for gassoppsamling legges horisontalt i deponicellen, ca for hver 4. meter i høyden. Innbyrdes avstand sideveis avhenger av porøsitet i avfallet, men bør typisk være 15-30 meter.

Rørene legges med godt fall (minimum 2%), slik at vann lett dreneres ut. Det vil foregå setninger i biocellen (typisk 10%), og rørene må legges slik at det ikke oppstår svanker med vannlåser eller brekkasjer på grunn av setningene. Man må spesielt være oppmerksom ved rørføring gjennom sidevegger, fordi det her kan oppstå store setningsforskjeller.

Gassrørene utføres som slissede PE eller PEH rør, normalt i dimensjon 90-125 mm. Man kan gjerne bruke slisset dobbeltvegget korrugert drensledning. Ulike rørtyper med slisseåpninger på 4-6 mm og slisseavstand på 15-40 mm blir brukt. PE-rør kan leveres med gjenging, skjøtes med speilsveis eller muffer for elektrosveising.

Gassrørene kan graves ned i en grøft i avfallsmassene, men dette kan gi luktulemper. Man kan like gjerne legge rørene oppå avfallspallen. Rundt rørene kan det være fornuftig å fylle med drenerende pukk som eventuelt også holdes på plass av et grovmasket nett (det må ikke brukes fiberduk som vil gro igjen). Dersom rørene legges på toppen av avfallet, må de overfylles med minimum 2 m avfallsmasse e.l. før maskiner kan kjøre over.

Transportledninger

Drensrørene for gass føres via tette PE eller PEH rør gjennom sideveggen og kobles til samledninger som fører gassen fram til en reguleringsstasjon. Som transportledning brukes ofte 63 mm eller 90 mm ledning. Ledningene kan leveres på kveil, og skjøting foregår enklest med elektromuffer eller som speilsveising. Biogassen er vannmettet, slik at vann kondenserer mot den kalde rørveggen. For å unngå vannlås i lavpunkter, må ledningene legges med jevnt fall til kondensfeller som slipper vannet ut på lavpunkt.

Reguleringsstasjon

Biogassen transporteres til en reguleringsstasjon,som inneholder et rørgalleri med separate rør fra hver enkelt drensledning (”brønn”). Rørene står i forbindelse med en viftestasjon, der vifter eller blåsemaskiner skaper et sug i ledningene. Hvert rør er utstyrt med muligheter for måling av undertrykk, eventuelt gassammensetning og uttak av gassprøver. Hvert rør har en reguleringsventil, slik at uttaket fra hver enkelt brønn kan reguleres individuelt i forhold til variasjoner i gassproduksjonen.

Reguleringsstasjonen må utføres iht. regelverk fra DBE

Videre gassbehandling

Videre gassbehandling avhenger av kvalitet på, og planlagt bruk av biogassen. Fyring i kjelanlegg, produksjon av strøm via gassmotor, eller foredling til drivstoff gir ulikt behov for gassbehandling. Det henvises til annen litteratur, f. eks. Ohr et al. (2002) for en nærmere beskrivelse av dette.

6.5.5 Vannbehandling

Oppsamling og resirkulering

Det finnes ulike strategier og metoder for oppfukting av avfallet i biocellen. Oppfukting av avfallet underveis ved ilegging bør vurderes.

En biocelle for effektiv nedbrytning må imidlertid også kunne tilføres vann i driftsperioden. Resirkulering av sigevann gir en fornuftig vannhusholdning, omfordeler viktige næringsstoffer og vil kunne reduserer

47

avløpsmengden og behovet for sigevannsrensing. Utførelse av bunnmembran og drenering for oppsamling av sigevannet er beskrevet ovenfor.

Utfordringen ligger i å få en jevn fordeling av fuktighet i biocellen. Vannet følger minste motstands vei, og det vil lett kunne oppstå vannkanaler i kombinasjon med tørre partier. Sigevannet bør pumpes til et spredesystem av perforerte ledninger lagt horisontalt inn i biocellen. Pumpen må gi tilstrekkelig trykk for å sikre at vannet fordeles relativt jevnt på alle hullene i spredesystemet.

For å redusere risikoen for å trekke mye sigevann inn i gassoppsamlingsrørene, bør man unngå å legge spredeledningene parallelt med og rett over gassrørene.

Spredesystemet må legges relativt høyt oppe i biocellen, men må ha minium 2 meters overdekning totalt dersom det skal kjøres med maskiner oppå. Det kan også legges spredesystem i flere høyder, der ledningene i hver høyde er forskjøvet i forhold til overliggende ledninger for å sikre best mulig oppfukting av hele volumet.

Sigevannskvalitet og behandling

For vanning av biocellen bør man kun bruke sigevann fra kontrollerte bioceller eller rent/kontrollert vann. Det bør ikke brukes sigevann fra ordinært deponi, fordi dette kan tilføre forurensinger som kan hemme nedbrytningsprosessen eller forringe et eventuelt sluttprodukt.

Sigevannskvaliteten avhenger av hvilken fase biocellen er i, jf. kap. 2.2.2, og analyser av sigevannet kan fortelle en del om prosessforholdene i biocellen. Generelt skal man være oppmerksom på at økt hydrolyse kan gi en opphopning av fettsyrer. Dette kan motvirkes ved å buffre vannet før resirkulering ved å tilsette stoffer som øker vannets alkalitet..

Ved resirkulering av sigevannet, skal man spesielt være oppmerksom på at vannet kan være svært nitrogenrikt. Ammoniumnivåer over ca 3.000 mg/l kan være så hemmende på prosessen at man bør overveie å behandle vannet i et aerobt filter før det resirkuleres.

6.6 Driftsfasen

En biocelle er en biologisk reaktor som krever en viss oppfølging av kompetent personell.

Når gassuttaket starter, må det utarbeides et måleprogram for biogass og sigevann som grunnlag for oppfølging og styring av biocellene.

Et forslag til prøvetakingsprogram gis i tabellen nedenfor. Tabell 12 Prøvetakingsprogram for prosessoppfølging

Frekvens Gass Sigevann Avfall Ukentlig Mengde/flow Mengde/flow Metan Karbondioksid Oksygen Månedlig KOF BOF5 pH Temperatur Totalt flyktige

organiske syrer

Ammonium (NH3-N)

48

Kvartalsvis Sulfat Årlig Tørrstoff Glødetap Biokjemisk Metan

Potensial (BMP) pH Cellulose/lignin

forhold

6.7 Utgraving, etterbehandling og bruk av restprodukter

Alternativer for biocellematerialet ved avslutning av en biocelle:

1. Bli liggende, ”in-situ”-stabilisering

Metoden gir mulighet for å ta ut biogass og evnt. næringsstoffer i sigevannet. Biocellematerialet tas ikke ut, men vil fungere som et langtidslager for avfallstyper som en ikke ønsker at skal gå inn igjen i kretsløpet.

2. Uttak av biocellemateralet for:

a. Dekk- og fyllmasse på deponi eller andre formål

b. Jordforbedringsmiddel med gjødseleffekt

c. Forbrenning

d. Gjenbruk i bioceller som podemateriale

Biocellematerialets egenskaper og egnethet for ulike typer bruk er både avhengig av avfallets kvalitet og forbehandling/behandling. Dersom en planlegger uttak av biocellemateriale må dette i tillegg planlegges slik at det er praktisk gjennomførbart, for eksempel må det være kjørbar vei til biocellen. Dersom cellen skal fylles på nytt anbefaler RVF (2005) at det legges igjen et 0,5 til 1 m tykt lag med biocellemateriale langs bunn og vegger i biocellen. Dels skal dette hindre skade på biocellens konstruksjon, dels fungerer det som et podemateriale med metanogene bakterier.

6.7.1 Luktproblemer ved etterbehandling

For å unngå luktproblemer bør avfall som graves ut ha nådd en viss stabilitet. Svenske forsøk med utgraving, viser at fuktig biocellemateriale med høyt innhold av fettsyrer kan gi betydelig lukt ved utgraving (RVF, 2001). En enkel måte å undersøke avfallet på er å grave opp en mindre grop for å kontrollere lukt. Det er imidlertid vanlig å finne forskjeller i biologisk stabilitet mellom materiale fra topp og bunn i en biocelle, undersøkelser av toppmaterialet kan derfor gi misvisende bilde av avfallets biologiske stabilitet. Et alternativ er å benytte et skruebor til å grave ut materiale fra dypere deler av biocellen. Erfaringer viser at biocellemateriale er uhomogent og at det derfor er vanskelig å få gode representative prøver (RVF, 2001). Parametre som kan beskrive biologiske stabilitet omtales i kapittel 3.5.3.

6.7.2 Karakterisering av biocellemateriale

Analyser av biocellemateriale viser at det kan være store variasjoner i materialets egenskaper, også innenfor en biocelle. Dette kan skyldes variasjoner i avfallet som ble lagt inn, men også variasjoner i prosessforløp i ulike deler av biocellen (for eksempel i topp og bunn). Konsentrasjon av organiske syrer i celler synker i omsatt

49

biocellemateriale. På LRG viste boreprøver fra et område på en biocelle lave syrekonsentrasjoner (Haarstad, Lystad og Bergersen, 2002). To år senere ble biocellemateriale gravd opp (Haarstad og Bergersen, 2004), analyser viste da vesentlig høyere syrekonsentrasjoner. Stabilitetsmålinger viste at materialet hadde Rottegrad I (kompostråstoff). Innholdet av tungmetaller tilfredsstilte kvalitetsklasse I i forskrift om gjødselvarer mv. av organisk opphav. Innhold av Kjeldahl-N lå på ca. 1%, noe som er lavt sammenliknet med matavfallskompost.

6.7.3 Faktorer for valg av etterbehandling

Type etterbehandling avhenger av hvordan biocellematerialet skal brukes. Både behandling og egenskaper til avfallet som blir lagt ned i biocellen er bestemmende for hva biocellematerialet er egnet til.

Avfallstyper og forbehandling

For en best mulig anvendelse av biocellemateriale vil det være en fordel å definere bruksområde allerede når biocellen planlegges og bygges opp. Det kan dermed bygges opp separate celler for avfalltyper uten og med potensiale for resirkulering.

I Sverige er det laget anbefalinger for hvilke typer avfall som bør benyttes i bioceller hvor biocellematerialet skal brukes (RVF, 2005) :_

Avfallstyper til bioceller hvor biocellematerialet skal brukes til jord- og skogbruk:

Kildesortert husholdningsavfall, avfall fra dagligvarer, torghandel, restauranter med mer. Visse bransjespesifikke avfalstyper med høyt organisk innhold som hestegjødsel, grønsaker og rester fra konserveringsindustri med mer.

Avfallstyper til bioceller hvor biocellemateriale skal brukes til dekningsmasser på deponi og jordforbedringsmidler:

Restavfall fra husholdning, fraksjoner fra kommunalt avløpsvann som råslam , ristgods, slam fra sandfang. Forurenset papir, kartong eller tre (som struktur), fiberslam, fettslam, eddik eller andre fettsyrer, alkoholer.

Sikting av materialet

I Sverige er det laget bioceller av husholdningsavfall og industriavfall med høyt organisk innhold (RVF, 2001). Erfaringer viser at det er mulig å separere biocellematerialet i en finfraksjon og en grov fraksjon, sikting gir mest effektiv fraksjonering om materialet ikke er for vått. Finfraksjonen (30-40% av totalvekt) inneholdt fortsatt en del glass og andre fremmedlegemer var ikke egnet for omsetning utenfor avfallsanlegget. Grovfraksjonen (60-70% av totalvekt) besto av plast, papp/papir og annet brennbart avfall og ble ansett som aktuell fraksjon for forbrenning dersom vanninnholdet ikke var for høyt.

Behov for kompostering

Undersøkelser fra Norge og Sverige viser lave konsentrasjoner av termotolerante koliforme bakterier (TKB) og Salmonella er i biocellematerialet. Erfaringer med langtidslagring av slam viser at lang tids lagring reduserer innhold av virus, bakterier og protozoer, men at slammet fortsatt kan inneholde levedyktige parasittegg etter flere års lagring (NORVAR, 2003). Det er under oppstart et nytt prosjekt i NORVAR-regi som vil undersøke de hygieniske resultatene fra langtidslagring av slam nærmere. Det finnes ingen tilsvarende undersøkelser for biocellemateriale, men overlevelse av patogene organismer i biocellematerale kan ikke utelukkes.

Etterkomposering vil kunne bidra til hygienisering, bedre stabilisering og bedre homogenitet i materialet, noe som vil være nødvendig dersom materialet skal brukes som jordforbedringsmiddel. Norske og svenske forsøk viser at biocellemateriale kan få en temperaturoppgang ved kompostering, men den høye temperaturen er kortvarig og har dermed usikker effekt ifht. hygienisering. Sikting og tilsetning av husdyrgjødsel har vist seg effektivt ifht. å få til en lengre periode med høy temperatur under kompostering (RVF, 2001).

50

6.8 Utslippstillatelse/aktuelle myndighetskrav

Fylkesmannens miljøvernavdeling vil være forurensningsmyndighet for behandling av avfall i bioceller og stille vilkår for etablering og drift i en eventuell utslippstillatelse. Forurensningsloven og avfallsforskriften gir hjemmelsgrunnlaget for slike utslippstillatelser.

Som diskutert i kap. 5.1 vil biocellenes formål og driftsform være bestemmende for om det skal betraktes som deponering eller avfallsbehandling. Vi legger til grunn her at biocellene etableres som en midlertidig biologisk avfallsbehandling, der restproduktet skal graves ut for gjenvinning eller sluttdisponering.

Noen aktuelle forhold og parametere som kan reguleres, og deres miljømessige betydning er kort listet i det følgende:

Avfallstyper og -mengder– Typer avfall vil være svært bestemmende for prosessytelser, gassproduksjon og kvalitet/bruksmuligheter for restprodukt. I forhold til forurensende utslipp, vil ulike avfallstyper kunne gi ulik luktbelastning ved håndtering (mottak og forbehandling) og ulik belastning på sigevann. I en utslippstillatelse vil det være naturlig å vurdere krav vedrørende nærmiljøulemper og stille begrensninger til mengde som kan mottas.

Behandlingstid – For å sikre at ikke bioceller utvikler seg til en form for deponering, kan det være aktuelt å stille krav som avgrenser oppholdstiden, enten i form av konkrete behandlingstider før utgraving og/eller i form av oppnådde ytelser (stabilitet, gassuttak eller lignende). Dette bør imidlertid sees i sammenheng med eventuelle nye kriterier for stabilitet for masser som tillates deponert.

Utforming og drift – Så lenge bioceller ikke har noen sentralt fastsatte minimumskrav til oppbygging og drift, kan det være fornuftig å stille visse minimumskrav til tekniske anlegg og utførelse. Dette kan omfatte bunntetting, oppsamling og håndtering (resirkulering/utslipp) av sigevann, metanoksiderende toppdekke, anlegg for uttak og håndtering av biogass m.m. Det kan også være aktuelt å stille krav til selve oppbyggingsfasen (etapper, tidsavgrensninger eller lignende), slik at man sikrer at gassuttaket kommer tidsnok i drift til å hindre metanutslipp til atmosfæren.

Utslipp – Det bør stilles krav til utslipp av sigevann. Det bør også vurderes krav til maksimale diffuse utslipp av metangass, selv om dette kan være vanskeligere å etterprøve. Krav til metanoksiderende toppdekke, overvåkning av gassproduksjon, sammensetning og undertrykk og eventuelt utvikling i avfallsmassenes stabilitet/nedbrytningsgrad kan være aktuelle måter å regulere dette på.

Overvåking – Det bør stilles krav til overvåkingsprogram for hver biocelle med utgangspunkt i det som er beskrevet ovenfor og i kap. 6.6

51

7 KUNNSKAPSBEHOV OG UTVIKLINGSMULIGHETER Det arbeides kontinuerlig med å forbedre datagrunnlaget som er nødvendig for å lage mer detaljerte beskrivelser av hvordan energiutbyttet fra bioceller er totalt og hvordan dette endrer seg over tid. Dette er nødvendig for bedre å kunne lage kalkyler for bedrifts- og samfunnsøkonomisk lønnsomhet på sikt.

Et annet meget interessant perspektiv ved behandling av våtorganisk avfall i bioceller er muligheten for å lagre energi. Kunnskap om hvordan stimulerer (og dermed også bremse) de mikrobiologiske prosessene blir stadig bedre. Ved å regulere prosessene i biocellen kan mer energi tas ut i perioder hvor energibehovet er stort og man kan ”spare” energi ved å senke aktiviteten i biocellen i perioder med lavt behov for energi. Dette kan f. eks. tenkes brukt i fjernvarmesystemer der energibehovet varierer mye over året. Utprøving av dette konseptet krever at det legges inn muligheter gassregulering i biocellen, separat fra andre bioceller.

Noen grunnleggende områder som bør undersøkes nærmere:

• Faktisk oppnåelige nedbrytningshastigheter (halveringstider) for ulike typer avfall ved optimalisert biocelledrift må dokumenteres gjennom flere fullskala forsøk. Dette er viktig bl.a. for å vurdere avfallsblandinger og dimensjonere oppholdstid og kapasitet for bioceller.

• Diffuse utslipp av klimagasser (CH4) fra bioceller er i for liten grad undersøkt og dokumentert. Ulike teknikker for å redusere diffuse utslipp bør også prøves.

• Langsiktige miljøkonsekvenser av in-situ stabilisering av avfall.

• Disponering av biocellemateriale som tas ut av biocellen, men som ikke har en slik kvalitet at det kan brukes som jordforbedringsmiddel. Det bør undersøkes om hele eller deler av biocelleresten er egnet til å forbrennes. Økonomi i en slik løsning bør sammenliknes med økonomi ved direkte å forbrenne avfallet.

Lindum ressurs og gjenvinning har ønsker om å utvikle kunnskapen om bruk av bioceller videre, bl.a. gjennom å:

• prøve ut ulike materialer som kan brukes som oksiderende toppsjikt på deponier og bioceller

• undersøke videre hygienisk kvalitet, gjødseleffekt og jordforbedrende effekt både av biorest og kompostert biorest

• undersøke innholdet av tungmetaller, enkelte organiske miljøgifter og smittestoffer i biorest og kompostert biorest

• dokumentere erfaringer med ulike typer nedbrytbare organiske avfallsfraksjoner (industriavfall)

• undersøke hvordan ulike startbetingelser påvirker nedbrytningsforløpet i nye bioceller

• undersøke teknikker for å øke nedbrytbarheten av lite nedbrytbare fraksjoner, for eksempel ved tilsetning av hjelpemidler som næringsstoffer og enzymer, og manipulering av driftsforhold som vanninnhold, porøsitet, substratblandinger og trykk og temperatur

• gjøre forsøk med resirkulering av sigevann

• vurdere behandlingstid ut fra en avveining mellom å realisere gasspotensialet i forhold til å ha restenergi nok i materialet til å gi tilstrekkelig temperaturheving for å oppnå hygienisering i en etterkompostering

• undersøke mulighetene for å styre sammensetningen/kvaliteten på biogassen

• undersøke mulighetene for styre gassproduksjonen etter energibehovet

52

8 REFERANSER Asdal, Å., T. A. Breland, M. L. Herrero og E. Nordgaard (2002): Kompostkvalitet – Dokumentasjon og anbefalinger, Planteforsk Grønn forskning 16/2002.

Adani, F., C. Ubbiali, F. Tambone, B. Scaglia, M. Cetemero og P.L. Genevini (2002): ”Static and dynamic respirometric indexes – Italian research and studies”, presentert på Biological treatment of biodegradable waste – Technical Aspects, Brüssel, 8-10. April 2002.

Amundsen, C.E., K. Haarstad, B.Ø. Østlie og J.P. Hammer (2005) Behandling av våtorganisk avfall i biocelle –Erfaringer fra Lindum Ressurs og Gjenvinning AS. Jordforsk-rapport 60/05.

Angelidaki, I. (2002): Environmental Biotechnology 12133, Environment & Resources DTU, Technical University of Denmark, 2002.

Bendz, D., T. Bramryd, J. Meijer og T. Ohlsson (1999): ”Avfallsdeponering – trender, strategier och hållbar utveckling”, AFR-report 260, Naturvårdsverket.

Borzacconi, L., I. Lopez og C. Anido (1997):”Hydrolysis constant and VFA inhibition in acidogenic phase of MSW anaerobic degradation, Wat. Sci. Tech. Vol. 36, No. 6-7, pp 479-484.

Brock, T. D. og M. T.Madigan (1989): Biology of Microorganisms, Fifth edition.

Carlsson, M. 2005. Rötning av pressvätska från hushållsavfall. Lunds Tekniska Högskola, PO Box 118, SE 221 00 Lund, 71 s.

Christensen, T.H., Kjeldsen, P. 1989. Basic biochemical processes in landfills. Sanitary landfilling, Academic press LTD, London, pp. 29-49.

Christensen, T.H., Cossu, R., Stegmann, R. 1992. Landfilling of waste. Elsevier Science Publications LTD, England.

Christensen, T. H., T. L. Hansen, J. Kirkerby, J. la Cour Jansen, Å. Svärd, J. K. Toudal, T. Hulgaard, H. W. Rasmussen og C. Gruvberger (2003): Basisdokumentation for biogaspotentialet i organisk dagrenovation, Miljøprojekt Nr. 802 2003, Miljøstyrelsen.

Chynoweth, D.P. 1983. A novel process for biogasifiaction of peat. Proceedings of the Int. symposium on Peat Utilization. Bemidiji, 10-13 October 1983.

Clarkson, W. W. og W. Xiao (2000): ”Bench-scale anaerobic bioconversion of newsprint and office paper”, Water Science and Technology, Vol. 41 No. 3 pp 93-100.

EU (2001): Working Document – Biological treatment of waste, 2nd draft, 12.2.2001.

Gurijala, K. R., P. Sa og J. A. Robinson (1997): ”Statistical modeling of methane production from landfill samples”, Applied and environmental microbiology, Vol. 63, no. 10, pp. 3797-3803.

Haarstad, K. 1997. Methane in landfills, Production, oxidation and emmision. In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 6 International Landfill symposium, Sardinia 97', Italy, , Vol. IV, pp. 33-44, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

Haarstad, K., H. Lystad og O. Bergersen (2002) Biocellemateriale for mat- og restavfall Lindum –Nedbrytningstilstand, utslipp og etterbehandling. Jordforsk-rapport 01/02.

53

Haarstad, K. og O. Bergersen (2004) Utgraving av avfall fra biocelle –Avfallets sammensetning, behov for etterbehandling og kvalitet på sluttprodukt. Jordforsk-rapport 37/04.

Habermehl, S. et al: Biogas Digest, Volume I, Biogas Basics, ISAT/GTZ, www5.gtz.de/gate

Hammer, Jan Petter, Lindum ressurs og gjenvinning, pers. medd. 15.12.2005.

Hansen, T. L., J.T. Kirkeby, I. Angelidaki, T. Hulgaard (2003): Beregning af biogaspotentiale og brændverdi, bilag til Miljøstyrelsens Miljøprojekt nr. 803.

Haug, R. T. (1993): The practical handbook of compost engineering, Lewis Publishers.

Hoeks, J. (1983). «Significance of biogas production in waste tips», Waste Management & Research 1, 323-335.

Johansen, Y. og O. Holdhus (1999): Rist- og silgodskarakterisering. Behandling og disponering, Norvar rapport 96/1999.

Kepp, U. og O. E. Solheim (2000): Thermo dynamical assessment of the digestion process, CIWEM/Aqua Enviro 5th European Biosolids and Organic Residuals Conference, November 2000, Wakefield, UK.

Kjeldsen, P. og T. H. Christensen (1987): Alternativ lossepladsteknologi, Miljøprojekt nr. 84, Miljøstyrelsen

Lay, J. J., Y.Y. Li og T. Noike (1998): ”Dynamics of methanogenic activities in a landfill bioreactor treating the organic fraction of municipal solid waste”, Wat. Sci. Tech., Vol. 38, No. 2, pp 177-184.

Lutz, P. Udatert. New BEKON biogas technology for dry fermentation in batch method. BEKON Energy Technologies GmbH, Nikolasstrasse 18, D-84034 Landshut.

Lystad, Henrik, Norsk Renholdsverks-forening, Pesonlig meddelelse 20.12.2005.

Martinsen, J. og E. Bjørn (2004): Framtidige løsninger for håndtering av matavfall fra storhusholdninger, ORIO-programmet, Mepex prosjekt 472-360.

Moreau, Y., Lagier, T., Smith, L., Lane, M. (2005): A strategy to achieve optimal performance at full-scale operational bioreactor landfill. Proceedings tenth International Waste Management and Landfill Symposium, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

Nedland, K. T. og B. Paulsrud (2005): Statusrapport for bruk av avløpsslam – endringer siden år 2000, Aquateam rapport 05-029.

NORVAR (2003) Faktaark 6 om slam –smittestoffer (for mennesker og dyr) i avløpsslam. http://www.norvar.no/norvar_site/forside/fagstoff/kunnskapsbase_slam/faktaark_om_slam/faktaark6

Ohr, K., O. S. Førland og V. Ø. Birkeland (2002): Biogass – Energiproduksjon og avfallsbehandling, ORIO-programmet prosjekt 0202, Asplan Viak AS.

Oonk, H., Woelder, H. 1999. Mechanical separation and treatment of organic residues in bioreactors. In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 6 International Landfill symposium, Sardinia 99', Italy, Vol. V, pp. 343-350, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

O’Roridan, N. J. og C. J. Milroy (1995): Risk assessment for methane and other gases from the ground, Construction Industry Research and Information Association (CIRIA) Report no. 152.

Pacey, J. G. (1999): “Benefits and quantification of performance expectation for an anaerobic bioreactor landfill”, Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste Management and Landfill Symposium.

54

RKR (2004): Sorteringsundersøkelse av husholdningsavfall i Agder 2003, RKR rapport 1/2004, Renovasjonsselskapet for Kristiansandsregionen.

RVF (1997): Samordnad deponigas – Forskning, utveckling, demonstration, Slutrapport, RVF rapport 97:7, Svenska renhållningsverksföreningen.

RVF (2001) Urgrävning av bioceller –metod og analys. RVF Utvekling rapport 01:6. ISSN 1404-4471. Svenska renhållningsverksföreningen

RVF (2005) Drift vid deponeringsanläggningar –Handbok. Svenska renhållningsverksföreningen.

SFT (2005): Methane emissions from solid waste disposal sites, TA-2079.

Sjöberg, G. (2003): ”Lignin degradation. Long-term effects of nitrogen addition on decomposition of forest soil organic matter”, Doctoral Thesis, Swedish University of Agricultural Science.

Tabasaran, O. (1976): Überlegungen zum Problem Deponiegas. Müll und Abfall, No 7.

Turick, C. E., M. W. Peck, D. P. Chynoweth, D. E. Jerger, E. H. White, L. Zsuffa og W. A. Kenney: “Methane Fermentation of Woody Biomass”, Biosource Technology Vol. 37 pp. 141-147.

Van der Sloot, H., Hjelmar, O., Mehu, J., Blakey, N. 1999. Waste characterization by means of leaching tests to assess treatmenty, reuse and disposal options. In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 6 International Landfill symposium, Sardinia 99', Italy, Vol. V, pp. 3-10, Eurowaste SRL, Padova, Italia

Wang, Q. Udatert. Aspects of pretreated hospital waste biodegradation in landfills. Universität Duisburg-Essen, Germany, 121 s.

Woelders, H. Oonk, H., 1999. Full-scale demonstration of treatment of MSOR in a bioreactor at VAM in Wijster. In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 6 International Landfill symposium, Sardinia 99', Italy, Vol. V, pp. 375-383, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

Woelders, H. Luning, L., van Velthoven, F., Hermkes, H., Oonk, H., 2005. Dutch sustainable landfill research program: Four years experience with the bioreactor cell in Landgraaf. In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 10 International Landfill symposium, Sardinia 05'. CISA, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

Yazdani, R., Kieffer, J., Aku, H. 2002. Full scale landfill bioreactor project at the Yolo county central landfill. http://www.yolocounty.org/recycle/docs/CIWMB.pdf. 124 pp.

Yuen, S.T.S. 2001. Bioreactor landfills: Do they work? Geoenvironment: 2nd ANZ Conference on Environmental Geotechnics, Newcastle, Australia, pp. 28-30.

Zacharof, A.I., Butler, A.P. 1999. Modelling biodegradation processes in heterogenous landfill waste. Processes and waste pre-treatment, In: Christensen, T. , Cossu, R., Stegmann, R. Eds.: The 7 International Landfill symposium, Sardinia 99', Italy, Eurowaste SRL, Padova, Italy.

Zeeman, G. og W. Sanders (2001): ”Potential of anaerobic digestion of complex waste(water)”, Wat. Sci. Tech., Vol. 44 No 8, pp. 115-122