| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Driftsvilkår for komposteringsanlæg

3 Litteratur- og erfaringsopsamling

• 3.1 Litteraturopsamling
  • 3.1.1 Baggrund
  • 3.1.2 Lugtemission ved kompostering
  • 3.1.3 Optimal kompostering
• 3.2 Erfaringsopsamling
  • 3.2.1 Baggrund
  • 3.2.2 Kompostering

Den mikrobielle aktivitet ved kompostering og deraf følgende emission af luftformige gasser, er i høj grad afhængig af iltforhold, kulstof/kvælstof indhold (C/N forhold) og fugtighedsindhold i milen. Disse forhold vil derfor blive nærmere belyst i projektet.

For at undersøge sammenhængen mellem driftsparametre og lugtemission under kompostering er der foretaget en opsamling af umiddelbar tilgængelig litteratur ligesom egne erfaringer fra drift af komposteringsanlæg og forsøg gennemført for kompostering af spildevandsslam fra rensningsanlæg er inddraget.

3.1 Litteraturopsamling

3.1.1 Baggrund

Det er en almindelig opfattelse, at kun bestemte affaldstyper så som organisk dagrenovation, spildevandsslam fra rensningsanlæg, husdyrgødning og fødevareaffald kan give anledning til lugt fra komposteringsanlæg. Dette er imidlertid ikke tilfældet, idet alle typer organisk affald har potentiale til at emittere lugt under nedbrydning. Selv tilsyneladende harmløst affald som have- og parkaffald kan forårsage lugtproblemer, hvis det ikke håndteres korrekt. Lugt kan opstå lige fra modtagelse af affaldet på komposteringsanlægget til selve komposteringen. (Roberts, D. & Sellwood, D. 1992).

Kompostering består primært af aerob mikrobiel nedbrydning af affaldet, men kan også bestå af anaerob nedbrydning, hvis håndtering ikke er optimal, og der opstår iltfattige forhold. Det er hovedsagelig frigivelse af gasser fra utilsigtet anaerob nedbrydning, der forårsager lugtproblemer på og omkring komposteringsanlæg.

En række lugtgivende forbindelser er almindeligvis forekommende ved kompostering af organisk affald. (Goldstein, N. 2002. Haug, R. T. 1993). For hvert af stofferne er kortlagt den menneskelige detektionsgrænse angivet i mikrogram/m³. En lav værdi (lav koncentration) betyder, at lugt erkendes let af mennesker. En høj værdi betyder, at der skal mere stof (større koncentration) til at erkende lugten. Forbindelserne med tilhørende detektionsgrænser, lugtkarakteristika og opståen fremgår af figur 1.

Figur 1: Lugtende forbindelser der almindeligvis kan forekomme ved kompostering, med tilhørende detektionsgrænser, lugtkarakteristika og situationer hvor de opstår

Komposteringsprocessen består af en thermofil fase med primær nedbrydning af organisk materiale, hvor temperaturen kan komme op på 70^oC, en mesofil fase med sekundær nedbrydning og en afkølings- og modningsfase (figur 2). Ved optimal kompostering af materialer med et højt indhold kvælstof i forhold til kulstof (C/N forhold på < 30) vil den primære nedbrydningsfase foregå i de første 3 uger. Den efterfølgende sekundære nedbrydning vil finde sted de efterfølgende 5 uger. Afkølings- og modningsfasen forløber over yderligere 8-12 uger (Haug, R. T. 1993).

Klik her for at se figuren.

Figur 2: Skitseret komposteringsforløb ved 15<C/N <30 for kompostering af spildevandslam. Udarbejdet på baggrund af konferencemateriale fra ukendt kilde.

3.1.2 Lugtemission ved kompostering

Det er hovedsagelig i den primære nedbrydningsfase ved høje temperaturer, der er risiko for, at der opstår anaerobe forhold i komposteringsprocessen og dermed høj lugtemission.

Emission af lugt gennem de forskellige faser af komposteringsprocessen fremgår af figur 3.

Figur 3: Lugtemission gennem forskellige faser af komposteringsprocesser. (Frit oversat efter Roberts, D. & Sellwood, D. 1992).

Ved kompostering i miler finder hovedparten af emissionen af lugt sted i starten af den primære thermofile nedbrydningsfase (Iacoboni, M. D. et al 1984; Haug, R. T. 1993). Den målte emission per arealenhed som funktion af tid fremgår af figur 4.

Figur 4: Lugt Emission per m² (SOER= surface odour emission rate) som funktion af tid i et milekompostering forløb. Lugtprøver er taget før milevending. Der er komposteret udrådnet spildevandsslam fra rensningsanlæg opblandet med sigterest fra kompost og med neddelt have- og parkaffald eller risskaller. Milerne er naturligt ventileret og har en højde på 0,7 til 1,1 m. (Iacoboni et al 1984).

Det fremgår af figur 4, at lugtemissionen per kvadratmeter efter 10 dage er faldet til et niveau, så man ikke vil forvente lugtgener fra milen.

3.1.3 Optimal kompostering

De væsentligste driftsparametre for optimal kompostering og for minimal emission af lugt er:

• Håndtering og kvalitet af materialer
• Forholdet mellem kulstof og kvælstof (C/N)
• Fugtighedsindhold og fri luftporevolumen
• Størrelse og håndtering af mile
• Etablering af biofilter
• Milevending
• Anvendelse af additiver

3.1.3.1 Håndtering og kvalitet af materialer

Ved modtagelse og opbevaring af organiske materialer til kompostering skal det sikres, at der ikke påbegyndes nedbrydning, idet det vil forårsage lugtemissioner. Neddeling af have- og parkaffald som strukturmateriale og kulstofkilde skal derfor foretages få dage inden opblanding og oplægning af materialer til kompostering. (Roberts, D. & Sellwood, D. 1992).

Tilsvarende gør sig gældende for spildevandsslam fra rensningsanlæg. Ved modtagelse og opbevaring skal det sikres, at spildevandsslammet er stabiliseret. Da dette ikke har et luftporevolumen, der kan sikre opretholdelse af aerob tilstand, vil der hurtig opstå anaerob nedbrydning med deraf følgende emission af meget lugtende gasser.

Straks efter modtagelse af spildevandsslam fra rensningsanlæg eller andet organisk affald med lavt eller meget ringe frit porevolumen bør der ske opblanding med strukturmateriale og kulstofkilde til det rette C/N forhold, fri porevolumen og fugtindhold (Goldstein, N. 2002).

3.1.3.2 Forholdet mellem kulstof og kvælstof (C/N )

Ved C/N forhold større end 30 vil mikroorganismerne i komposteringsprocessen ikke have tilstrækkelig adgang til kvælstof for en optimal kompostering. Kvælstof vil være en begrænsende faktor for den biologiske aktivitet og dermed nedbrydning af organisk materiale. Ved C/N forhold for biologisk nedbrydelige materialer mindre end 15 vil der ske emission af kvælstofforbindelser og især ammoniak, hvilket kan resultere i lugtgener (Haug, R. T. 1993).

Ved beregning af kulstofindholdet skal der tages hensyn til nedbrydeligheden af kulstoffet i indgangsmaterialerne. Indhold af uorganisk kulstof er ikke tilgængeligt for mikroorganismer, ligesom lignin kulstof heller ikke er umiddelbart tilgængelig for mikrobiel udnyttelse ved nedbrydning af organisk materiale (Haug, R. T. 1993). Det betyder, at det er den nedbrydelige del af kulstoffet, der bør anvendes ved beregning af C/N forhold.

For have- og parkaffald og halm, som typisk anvendes som kulstofkilde og strukturmateriale til opretholdelse af tilstrækkeligt luftporevolumen og dermed iltindhold, udgør den bionedbrydelige del af kulstoffet ca. 70% (Haug, R. T. 1993). Ved beregning af C/N forholdet i forbindelse med etablering af kompostmiler skal der som følge heraf regnes med et C/N forhold på 25, såfremt emission af ammoniak skal minimeres og tab af kvælstof begrænses (Haug, R. T. 1993).

Bestemmelse af C/N forholdet kræver kendskab til den kemiske sammensætning af materialer, der kan anvendes til kompostering. Total Kjeldahl kvælstof kan bestemmes af alle laboratorier, hvorimod bestemmelse af total organisk kulstof (TOC) kan være problematisk idet det kræver en vis rutine. Haug, R.T. (1993) angiver i komposthåndbogen, at bestemmelse af TOC kan ske ved brug af en sammenhæng mellem indhold af aske og kulstof angivet ved følgende formel: % kulstof = Glødetab/1,8.

3.1.3.3 Fugtighedsindhold og fri luftporevolumen

Fugtighed er en forudsætning for, at mikrobiel aktivitet kan finde sted. Mangel på fugtighed kan udgøre en alvorlig begrænsning for kompostering af organisk materiale. Fugtindholdet skal generelt være så højt som muligt uden at gennemvæde kompostmassen og fjerne den nødvendige fri porevolumen.

Ved oplæg af materialer til kompostering skal indholdet udtrykt som tørstof (TS) være ca. 40% for at opnå bedst mulige betingelser for den mikrobielle nedbrydning og skal opretholdes på højest 50% i den intensive termofile fase af komposteringsprocessen (Gage, J. 2003) (Haug, R. T. 1993).

Frit luftvolumen er nødvendigt for at sikre tilstrækkeligt iltindhold for aerob nedbrydning af organisk materiale. Det fri luftporevolumen skal opretholdes under hele komposteringsforløbet for at sikre den mikrobielle nedbrydning under aerobe forhold og dermed minimere emission af luftformige stoffer.

Ved kompostering af organisk dagrenovation og spildevandsslam fra rensningsanlæg er optimalt indhold af fugt fundet ved TS 43% med et frit luftporevolumen på mere end 30% (Haug, R. T. 1993).

3.1.3.4 Størrelse og håndtering af mile

Ved kompostering i miler ses det tydeligt, at damp og ventilation af gasser foregår i toppen af milen. Dette ses også efter milevending, selv om der foretages hyppig vending af miler. Det er energigradienten, der giver bevægelse i luftstrømmen og dermed den nødvendige ilttilførsel til den mikrobielle nedbrydningsproces. Ved opretholdelse af tilstrækkelig porøsitet (luftporevolumen) er denne skorstenseffekt tilstrækkelig til at sikre aerobe forhold under komposteringsforløbet, såfremt milen ikke er højere end 3 m (Haug, R. T. 1993).

Ved forsøg er der fundet en sammenhæng med forholdet mellem overflade af mile/volumen og emission af lugt. Det gælder generelt, at jo lavere forholdet mellem overflade/volumen er, des lavere er lugtemissionen (Hay, J. C. et al 1985).

3.1.3.5 Etablering af biofilter

I forbindelse med oplægning af materialer til kompostering kan der anvendes sigterest fra tidligere produceret kompost som biofilter til reduktion af emission af lugt. Sigterest af størrelsen 10-45 mm vil ikke indeholde store grenstykker eller sten, men vil være biologisk aktiv pga. stort indhold af bakterier. Ved at dække overfladen med et lag sigterest kan der absorberes en stor del af lugtende gasser, tabet af fugtindhold reduceres, og komposten isoleres. Den mikrobielle aktivitet i biofiltret vil nedbryde de stoffer, der absorberes (Gage, J. 2003).

3.1.3.6 Milevending

Vending af kompostmiler skal sikre, at det yderste materiale bliver omplaceret, så det kan præsenteres for en optimal mikrobiel nedbrydning inde i milen. Vending af miler sikrer samtidig, at luftporevolumenet opretholdes, så den naturlige ventilation, der forekommer på grund af skorstenseffekten, kan sikre tilstrækkelig ilt til en aerob nedbrydning (Haug, R. T. 1993).

Ved forsøg gennemført i Belgien med kompostering af have- og parkaffald er det observeret, at ugentlig vending af miler medfører mindst lugtemission. (Defoer, N.; Langenhove, H. Van 2001).

Ved vending af miler blotlægges eventuelle anaerobe områder, og der sker en stor frigivelse af gasser. Der er målt høje spidsværdier umiddelbart efter milevending, men værdierne er vendt tilbage til niveauet før vending ½ til 1 time efter (figur 5). Mens spidsværdierne for lugtemission er fundet ved milevending, stammer hovedparten af den samlede lugtemission fra milerne mellem vendingerne. Det er estimeret, at 10-15% af den totale emission af lugt stammer fra milevending uafhængig af vendefrekvens (Haug, R. T. 1993).

Figur 5: Emisson per m² (SOER= surface odour emission rate) før og efter milevending. I mile 1 var spildevandsslam fra rensningsanlæg opblandet med recirkuleret kompost, mile 2 risskaller og mile 3 med neddelt have- og parkaffald (Iacoboni, M.D. et al.1984).

3.1.3.7 Anvendelse af additiver

Det er undersøgt om brug af additiver indeholdende enzymer og bakterielle kulturer havde effekt på emission af lugt ved kompostering. Der har ikke umiddelbart været muligt at finde aktuelle referencer. Hay, H.C et al beskriver i 1985 undersøgelser med anvendelse af additiver. Der blev ikke fundet målbare reduktioner af lugtemission ved anvendelse af additiver.

3.2 Erfaringsopsamling

3.2.1 Baggrund

For at sammenholde oplysningerne fra litteraturstudiet med praktiske erfaringer fra kompostering af spildevandsslam fra rensningsanlæg, er der gennemført erfaringsopsamling fra 3 komposteringsanlæg.

I/S Fasan, Odense Renovationsselskab A/S og KomTek Miljø A/S har stillet analyser og erfaringer til rådighed. Alle anlæggene har gennemført fuldskalaforsøg med målinger og beregninger af aktuelle lugtemissioner ved kompostering af spildevandsslam fra rensningsanlæg.

3.2.2 Kompostering

På I/S FASANs komposteringsanlæg på Fakse Losseplads komposteres årligt ca. 5.000 tons spildevandsslam fra rensningsanlæg, hvor der på Odense Renovationsselskabs anlæg på Odense Nord Miljøcenter komposteres ca. 20.000 tons spildevandsslam fra rensningsanlæg årligt. Begge anlæg komposterer i åbne miler. På KomTek Miljø A/S’s anlæg ved Holsted komposteres årligt ca. 20.000 tons spildevandsslam fra rensningsanlæg. Anlægget milekomposterer i lukkede haller med ventilation.

For alle anlæggene gælder, at den intensive kompostering forløber over 8 uger. Typisk oplægges 1 mile om ugen. Milerne vendes oftest hver uge de første 4 uger, hvorefter de efterfølgende vendes hver anden uge, inden de lægges sammen i større miler.

Efter 8 ugers kompostering flyttes komposten til afkøling og eftermodning i yderligere ca. 8-16 uger. Når komposten er eftermodnet, foretages sortering. Den sorterede kompost flyttes til lager for afsætning, og sigteresten recirkuleres ved anvendelse som biofilter på miler eller som strukturmateriale ved oplægning af miler.

Et typisk temperaturforløb under de 8 ugers intensive kompostering fremgår af figur 6. Forløbet er anderledes end som skitseret i figur 1, da milerne vendes, således at der tilføres ilt til processen, og denne ”opstarter igen”.

Figur 6: Temperaturforløb for typisk mile oplag på Odense Nord Miljøcenter. Oktober 1997. De to kurver angiver temperaturen som fulgt i to temperaturloggere indsat i en dybde af ca. 0,75 m i den samme mile.

Som beskrevet i litteraturopsamlingen er de væsentligste driftsparametre for kompostering og for minimal emission af lugt:

• Håndtering og kvaliteten af materialer
• Forholdet mellem kulstof og kvælstof (C/N)
• Fugtighedsindhold og fri luftporevolumen
• Størrelse af mile
• Etablering af biofilter
• Milevending
• Anvendelse af additiver

Drifts- og forsøgserfaringerne er beskrevet kort i nedenstående for hver af disse driftsparametre. Informationerne danner baggrund for de konkrete anbefalinger til driftsvilkår, der er angivet i kapitel 8.

3.2.2.1 Håndtering og kvaliteten af materiale

Ved gennemførelse af fuldskalaforsøgene er der for alle anlæggene foretaget adskillige målinger af lugtemissionen fra oplag af have- og parkaffald, der benyttes som kulstofkilde og strukturmateriale. Målingerne er udført på såvel frisk affald som på affald, der var flere uger gammelt. Målingerne er udført inden neddeling, umiddelbart efter neddeling og efter mere end 1 uge efter neddeling. Alle prøverne er udtaget af Rambøll ved hjælp af udstyr til udtagning af lugtprøver fra aktive arealkilder.

Målingerne viser følgende lugtemissioner målt på lager i en højde af 2,5 m:

• Ikke neddelt:             ca. 25-35 LE/s per tons
• Frisk neddelt:            ca. 10-50 LE/s per tons
• Neddelt over 1 uge    ca.  1-10 LE/s per tons

Lugtværdierne er angivet per tons for at gøre tallene sammenlignelige for de forskellige anlæg. Værdierne angiver den relative forskel mellem de forskellige fraktioner. Datamaterialet er for spinkelt i forhold til at tale om ”sande værdier”. Lugten på have/park lagrene er afhængig af andelen af løv og græs. Lugtværdierne er højest forår og sommer og mindst efterår og vinter.

3.2.2.2 Forholdet mellem kulstof og kvælstof (C/N)

På alle tre anlæg blandes spildevandsslam fra rensningsanlæg med neddelt have- og parkaffald og halm som kulstofkilder og strukturmateriale ved oplægning i mile. Anlæggene tilstræber at blande, således at der opnås et C/N forhold på 20 - 25 i kompostmassen, der skal oplægges i mile til kompostering.

Anlæggene har alle elektroniske driftskontrolprogrammer med tilhørende beregningsmodul for oplægning af mile. Såfremt der foreligger aktuelle analyseresultater for kulstof, kvælstof og tørstofindhold for indgangsmaterialerne, anvendes disse til beregning af C/N ved oplægningen, alternativt anvendes erfaringstal. Det spildevandsslam, der modtages til kompostering, er af en mere homogen natur end det have- og parkaffald, der tilsættes, hvorfor erfaringstal for have- og parkaffald er behæftet med større usikkerhed.

3.2.2.3 Fugtighedsindhold og fri luftporevolumen

På anlæggene på Fakse Losseplads og Odense Nord Miljøcenter er tørstofindholdet i kompostmassen efter blanding og ved udlægning i mile beregnet til mellem 43 -51% TS. Der foretages ikke rutinemæssige opfølgninger på fugtindhold og luftporevolumen. Der tages dog højde for bidraget fra den forventede nedbør i komposteringsperioden i forbindelse med oplægningen. Det er anlæggenes erfaring, at det ustadige danske vejr gør det vanskeligt at regulere med hensyn til vandindhold, og milerne vandes meget sjældent.

3.2.2.4 Størrelse af mile

Komposteringen i to fuldskalaforsøg på Fakse Losseplads og Odense Nord Miljøcenter er foregået i miler med et tværsnitareal på ca. 5m² med højde på godt 2 m. Ved et fuldskalaforsøg på Odense Nord Miljøcenter er der desuden gennemført forsøg med oplægning af mile med et tværsnitsareal på 12m² i en højde af 3 m.

I løbet af komposteringsprocessen er der foretaget måling af lugtemissionen ved hjælp af Rambølls vindhætte til udtagning af lugtprøver fra arealkilder. Ved samtidig udtagning af lugtprøve til bestemmelse for lugtkoncentration og måling af emissionshastigheden er der foretaget beregning af den fundne emission i lugtenheder per sekund (LE/s). Værdierne er herefter omregnet til lugtenheder per sekund per tons kompostmasse udlagt i mile.

De fundne emissioner af lugt per tons kompostmasse fremgår af figur 7. Lugtværdierne giver et billede af de relative forskelle i lugt fra de forskellige miler. De viste værdier er før milevending.

Figur 7: Lugtemission ved kompostering i mile på 2 m’s højde og tværsnitsareal på 5 m³ på Fakse Losseplads i 2005 (Fakse 05/L), Odense Nord Miljøcenter i 2002 (Odense 02/L), Odense Nord Miljøcenter i 2005 (Odense 05/L) og i mile på 3 m´s højde og tværsnitsareal på 12 m² på Odense Nord Miljøcenter i 2005 (Odense 05/S).

Som det fremgår af diagrammet, forekommer der markant emission af lugt i løbet af de første 2-3 uger af komposteringsforløbet i forhold til resten af forløbet. En del af forskellen på lugtemissionen for de forskellige miler skyldes anvendelse af biofilter på milerne.

3.2.2.5 Etablering af biofilter

Ved forsøgene Odense 05/S, Odense 05/L er der etableret 0,2 m biofilter på toppen af milerne ved oplægning og umiddelbart efter milevending de to første gange, dvs. at der er anvendt biofilter de 3 første uger af komposteringsforløbet. Biofilteret bestod af sigterest 15-45 mm fra tidligere kompostering.

Ved forsøget Odense 02/L er der kun etableret biofilter ved oplægning af mile.

Ved forsøget Fakse 05/L er der etableret biofilter efter vending 1. uge og 2. uge.

Som det fremgår af figur 7 ved sammenligning af kurverne for lugtemissionen fra Odense 02/L og Odense 05/L, er der en betydelig effekt ved anvendelse af biofilter de 3 første uger af komposteringsforløbet.

3.2.2.6 Milevending

Milevending foretages hver uge de første 4 uger af komposteringsperioden. Herefter vendes milerne hver anden uge. Milevending foretages på alle anlæg med milevender, der sikrer 95 % omfordeling af kompostmaterialet. Derved sikres det, at materiale, der har udgjort yderlaget i en periode, også opnår et komposteringsforløb i selve milen.

Ved alle forsøgene er der under milevending registreret værdier for lugtemissionen, der er godt 2 gange højere end værdierne før milevending. Prøverne ved forsøgene er i alle tilfælde taget lige umiddelbart efter milevending og repræsenterer den højeste emission. Omkring 1 time efter milevending er værdierne faldet til niveauet før milevending.

3.2.2.7 Anvendelse af additiver

Ved de udførte forsøg er der ikke anvendt additiver i form af enzymer eller bakterielle kulturer.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 December 2007, © Miljøstyrelsen.