Forord

Denne rapport er udarbejdet i et samarbejde mellem Miljø & Ressourcer DTU, Danmarks Tekniske Universitet (Kongens Lyngby, DK), Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, Lunds Tekniske Högskola (Lund, Sverige), Rambøll A/S (Virum, DK) og VA-verket/ Malmö Stad (Malmø, Sverige).

Rapport og tilhørende bilag udgør sammen med den tilknyttede rapport "Datarapport om sammensætning og biogaspotentiale af kildesorteret organisk dagrenovation" afrapporteringen af projektet "Basisdokumentation for biogaspotentiale i organisk dagrenovation", der er gennemført i perioden marts 2001 til oktober 2002 under Miljøstyrelsens Program for renere produkter m.v. Projektet har udover finansieringen fra Miljøstyrelsen modtaget støtte fra Malmö Stad via VA-verket og fra en række affaldsaktører i Hovedstadsområdet (Københavns Kommune, Renholdningsselskabet af 1898 (R-98) og Vestforbrænding I/S).

"Datarapport om sammensætning og biogaspotentiale af kildesorteret organisk dagrenovation", som indeholder det grundliggende datamateriale for nærværende rapport, er en fælles datarapport med projektet "Sammenhæng mellem sortering, forbehandling og kvalitet af biomasse", gennemført af en række rådgivende ingeniørfirmaer (PlanEnergi, Skørping, Cowi, Kolding, Rambøll, Odense), idet de to projekter er gennemført sideløbende og omfatter de samme prøver af kildesorteret organisk dagrenovation.

I projektet har også indgået organisk dagrenovation indsamlet gennem alternative kildesorteringssystemer i Malmø, Sverige. Arbejdet med dette affald er dog af praktiske årsager blevet forsinket og vil blive afrapporteret selvstændigt.

Styringsgruppen for projektet "Basisdokumentation for biogaspotentiale i organisk dagrenovation" har været:

Svend-Erik Jepsen, Miljøstyrelsen (Formand)
Thomas H. Christensen, Miljø & Ressourcer DTU, Danmarks Tekn. Universitet
Jes la Cour Jansen, Lunds Tekniska Högskola
Frank Michael Larsen, COWI
Henrik Ørtenblad, Energigruppen Jylland A/S
Søren Tafdrup, Energistyrelsen, Kontoret for Vedvarende Energi
Bjarne Bro, Grindsted Kommune
Kjeld Johansen, Jysk Biogas International
Michael Andersen, Kolding kommune, Renovationsafdelingen
Niels Remtoft, Kommunernes Landsforening
Hans Christian Christiansen, Miljøkontrollen, Københavns Kommune
Anne Sofie Nielsen, Miljøstyrelsen
Orla Jørgensen, PlanEnergi
Jens Kjems Toudal, Rambøll,Virum
Per Haugsted Petersen, Rambøll, Odensen
Martin Hallmer, SYSAV, Malmø, Sverige
Christopher Gruvberger, VA-verket, Malmö, Sverige
Hardy Gregersen, Vejle kommune
Thorsten Nord, Aalborg Kommune, Renovationsvæsenet
Kurt Sørensen, Aalborg Kommune, Renovationsvæsenet

Rapporten er udarbejdet af :

Thomas H. Christensen, Trine Lund Hansen og Janus Kirkeby (Miljø & Ressourcer DTU, Danmarks Tekniske Universitet), Jes la Cour Jansen og Åsa Svärd (Lunds Tekniska Högskola), Jens Kjems Toudal, Hans W. Rasmussen og Tore Hulgaard (Rambøll,Virum) og Christopher Gruvberger (VA-verket, Malmö).

Konklusioner og vurderinger i nærværende rapport er forfatternes ansvar og udtrykker ikke nødvendigvis de finansierende parters og styringsgruppe-medlemmers synspunkter.

November 2002

Thomas H. Christensen
Jes la Cour Jansen

Sammenfatning og konklusioner

Kildesorteret organisk dagrenovation fra fælles og individuelle skraldespande fra kildesorteringsordningerne i Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg er over en 11 måneders periode hver to gange blevet behandlet på forskellige forbehandlingsanlæg: neddeling + magnetseparering, rullesigte og skrueseparator. I enkelte tilfælde er den tidsmæssige variation belyst med 6 prøver over perioden. Det forbehandlede affald (kaldet biomassen) og rejektet er karakteriseret fysisk og kemisk og metanpotentialet er målt i laboratoriet over 50 døgn. I 14 tilfælde er biomassen blevet bioforgasset på et pilot-biogasanlæg, idet metanudbyttet er bestemt efter stabil drift er opnået. Den afgassede biomasse er endvidere karakteriseret med hensyn til kemisk sammensætning og restmetanpotentiale.

Den kildesorterede organiske dagrenovations sammensætning varierer mellem de undersøgte geografiske områder, men forskellene synes forklarlige udfra forskelle i kildesorteringsvejledning og i poser anvendt til indsamlingen: Kattegrus, potteplanter og lignende inkluderet i den grønne fraktion synes at øge askeindholdet og anvendelsen af plastposer i indsamlingen øger indholdet af plast, dog også udover den plastmængde, der skyldes selve indsamlingsposerne. I enkelte tilfælde har indholdet af plast været meget højt (>10%). Set i forhold til det organiske stof (målt som glødetab minus plast) er der ingen systematiske forskelle mellem affaldet fra fælles og individuelle skraldespande, fra forskellige kildesorteringsordninger eller fra forskellige indsamlingssystemer. Det bør dog bemærkes at der er væsentlig variation i sammensætningen af det organiske stof.

Af forbehandlingsteknologierne udmærker neddeling + magnetseparering sig ved i alle tilfælde at give de højeste andele af alle parametre i biomassen, idet rejektets vægt er mindre end 1 %. Neddeling + magnetseparering som eneste forbehandling er dog kun mulig på meget rent kildesorteret organisk dagrenovation og har kun kunnet gennemføres for affald fra Grindsted og Hovedstadsområdet. Til sammenligning giver rullesigten i gennemsnit 34% rejekt og skrueseparatoren 41% målt som vådvægt. Forbehandlingseffektiviteterne varierer betydeligt, med relative standardafvigelser i runde tal på 10-15%. Forskelle i forbehandlingseffektivitet afhængig af geografi, skraldespandssystem og forbehandlingsteknologi har ikke kunnet konstateres. Vigtigst er det at notere, at mængden af tørstof, der forbehandles til biomassen, kan variere væsentligt over tid.

Biomassen fra skrueseparatoren er meget ren om end små plaststumper visuelt kan identificeres, men vægtmæssigt er det meget lidt (skønsmæssigt < 0,5%). Rullesigten resulterer i mere plast og større stykker papir i biomassen. Rejektet består for begge forbehandlingers vedkommende primært af organisk stof; oftest 90-98 % men undtagelsesvist af kun 80-85% på grund af usædvanligt store plastmængder. Mængden af fremmedlegemer ud over plast er forsvindende (skønsmæssigt < 1%).

Forbehandlingens betydning for biomassens andel af de forskellige komponenter i den kildesorterede organiske dagrenovation varierer væsentligt og afhænger i et vist omfang både af affaldets oprindelse og af forbehandlingsteknologi. Massemæssigt betragtet er der dog ingen signifikante generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren med hensyn til at fordele det nedbrydelige organiske stof til biomassen. I runde tal havner 50-55% af alle komponenter i biomassen. For affald fra Hovedstadsområdet og fra Vejle forholder dette sig noget anderledes, idet rullesigten for en række komponenter massemæssigt her fordeler mere til biomassen på rullesigten end på skrueseparatoren.

Sammensætningen af biomassen for et givet system (geografi, indsamlingssystem, forbehandling) varierer over tid og variationen er forskellig for forskellige parametre. For de væsentligste parametre er den tidsmæssige variation udtrykt som relativ standardafvigelse 3-15%. Biomassens sammensætning varierer mellem de geografiske områder kun hvad angår askeindholdet, idet askeindholdet er størst i biomasse fra Kolding og Vejle (15,0-16,7%) og mindst i Hovedstads-området (6,5-11,2%) og Grindsted (10,0%). Biomassen består typisk af 22-32% tørstof, 83-93% organisk stof (VS), 10-14% fedt, 13-15% protein, 10-16% stivelse, 4-10% sukker og 16-24% træstof. De målte komponenter udgør i snit 80% af det organiske stof, idet resten beskrives som "andre kulhydrater". De væsentligste forskelle i biomassens sammensætning skyldes forbehandlingen. Generelt kan det siges, at biomasse fra skrueseparator, sammenlignet med biomasse fra rullesigte, indeholder mere vand (relativt 7-20% mindre TS), mere fedt (relativt 10-20% mere), mindre træstof (relativt 22-40% mindre) og mere EFOS (EFOS: Enzym-fordøjeligt organisk stof er 97,3-99,3 % af VS for skrueseparatoren sammenlignet med 87-94% af VS for rullesigten) samt mindre P (relativt 50% lavere).

Målinger af metanpotentialet i laboratoriet over 50 døgn viser, at det organiske stof i biomassen fra forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation i middel har et metanpotentiale på 465 Nml CH₄/g VS. Målingerne udviser nogen variation, men der er ingen systematiske forskelle mellem geografiske områder, fælles og individuelle skraldespande og ej heller forbehandling. Metanpotentialer beregnet enten udfra komponentsammensætningen eller ud fra grundstofsammensætningen viser som forventet noget højere værdier end de faktisk målte, men der er ingen korrelation mellem beregnede og målte værdier.

Det organiske stof i rejektet er overordnet set ikke væsentligt forskellig fra det organiske stof i biomassen og udviser også et væsentligt metanpotentiale, på VS-basis dog 25-40% mindre end potentialet i biomassen.

Metanudbyttet for biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation bestemt for 14 prøver ved bioforgasning i pilot-biogasanlæg varierede i det væsentlige mellem 300- 400 Nml CH₄/g VS, med et gennemsnit på 340 Nml CH₄/g VS og et metanindhold på 62%. Variationen kan ikke henføres til forskelle i geografisk område, fælles og individuelle skraldespande og ej heller til forbehandlingsteknologien. De målte metanudbytter korrelerede ikke med målte biogaspotentialer og heller ikke på brugbar måde med beregnede biogaspotentialer. Nedbrydningsgraden i pilot-biogasanlægget var 74 - 89 % af VS-indholdet i biomassen med et gennemsnit omkring 80%. Den afgassede biomasse har et potentiale for yderligere at danne 40-50 Nml CH₄/g VS oprindeligt tilført pilot-biogasanlægget svarende til yderligere 10-15% metan.

Modelberegninger af besparelser i energi, drivhusgasemission og næringsstoffer er gennemført for kildesorteret organisk dagrenovation for forskellige scenarier med hensyn til kildesorteringskriterier, indsamlingssystem, forbehandling og bioforgasning samt forbrænding af rejektet. Tilsvarende besparelser er også beregnet for direkte forbrænding af den organiske dagrenovation. I beregningerne indgår transport, procesenergi, energiproduktion samt substitution af kunstgødning.

Energibesparelsen ved bioforgasning af den organiske dagrenovation er den samme om forbehandlingen sker på rullesigte eller skrueseparator og er i øvrigt ikke signifikant forskellig fra forbrænding af den organiske dagrenovation for Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding og Vejle, mens der er en lille fordel (ca. 9%) i Aalborg.

Bioforgasningen af biomassen og forbrændingen af rejektet bidrager stort set med lige stor produktion af energi. Den største samlede energiproduktion fås, når mest tørstof går i rejektet og mest vand i biomassen. Energibesparelsen ved at substituere kunstgødning og energiforbruget til indsamling og transport af affaldet udgør hver for sig kun ca. 10% af energien. Dette indikerer, at optimering af energibesparelsen ved bioforgasning bør fokusere på optimering af gasproduktionen, gasudnyttelsen og forbrændingen af rejektet.

Den samlede energibesparelse er meget robust over for ændringer i det teknologiske system, idet ændringerne i energibesparelsen er lille ved en rejektmængde på 7 % frem for på normalt på 30 – 44 % (+7%), ved en halvering af energiforbruget til indsamling af kildesorteret affald (+5%), ved en øget køreafstand fra 25 km til 150 km til forbehandlingsstedet (-9%) og ved en 13 % forøgelse af biogasproduktion pr. tons (+9%). Dog vil en ændring i det teknologiske system hvad angår energiudnyttelsen have væsentlige konsekvenser, idet et biogasanlæg med en gasmotor, hvor varmen køles væk vil give en reduktion i energibesparelsen på 23 % (-23%).

For drivhusgasserne er besparelsen ens ved bioforgasning og forbrænding for alle de undersøgte scenarier. Dog opnås der ca. 12 % mindre besparelse i drivhusgasemission ved bioforgasning frem for forbrænding i Grindsted. Dette skyldes udslip af metan.

Besparelsen i N, P og K forekommer ikke ved forbrænding og er pr. ton våd kildesorteret organisk dagrenovation ca. 5-7 kg N, 0,5-1 kg P og 1,5-2 kg K for Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg. I Grindsted, hvor affaldet er meget rent og kun forbehandles ved neddeling og magnetseparering er besparelse pr. ton knap 100% større, da rejektmængden her er forsvindende.

Der er i undersøgelserne konstateret store lokale og tidsmæssige variationer både i affaldets sammensætning, forbehandlingens effektivitet, i metanpotentialer og delvist også i pilot-biogasanlæggets metanudbytte. Men da projektet har omfattet mange prøvetagninger, karakteriseringer og forsøg vurderes det, at de gennemførte gennemsnitsbetragtninger bygger på et godt grundlag og derfor på rimelig vis repræsenterer danske forhold hvad angår bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation.

Summary and conclusions

Source separated organic household waste from multi-family and single-family residential areas in 5 Danish towns and cities (Grindsted, Copenhagen, Kolding, Vejle and Aalborg) was sampled twice during an 11-month long period and pretreated by different mechanical technologies: magnetic separator, disc screen and screw separator. In addition, the seasonal variations have been monitored by six samplings in selected residential areas. The pretreated organic waste (called biomass) and the reject have been characterized physically and chemically, and the biochemical methane potential measured in the laboratory during 50 days. Furthermore, 14 of the biomass samples were anaerobically digested in a pilot-scale digester and the methane yield determined in each case after stable digestion was obtained. The digested biomass was afterwards characterized in terms of chemical composition and residual methane potential.

The composition of the source separated organic household waste varied among the residential areas investigated. The compositional variations seemed to correlate with the sorting criteria applied and the type of collection bag used: Cat soil, potted ornamental plants and alike included in the organic sorting criteria correlated with increased non-volatile solids (ash), and the use of plastic bags for collection of the organic fraction increased the plastic content of the organic fraction in excess of the contribution by the actual collection bags. I a few cases the plastic content was very high (>10%). Considering the actual organic waste in the source separated waste (determined as loss on ignition minus the plastic content) no systematical differences were observed between multi-family and single-family sources, between different sorting criteria, or between different collection systems. However, it should be noted that substantial variation in the composition might have masked minor systematical differences.

Among the pretreatment technologies, the magnetic separator in all cases transferred the largest fraction of all parameters to the biomass, since the reject made up only 1% of the mass. Pretreatment by magnetic separator, however, is only feasible if the source separated organic waste is very clean, as was the case for waste collected in Grindsted and Copenhagen. In contrast to the low reject fraction by the magnetic separator, the reject was 34% for the disc screen and 41% for the screw separator based on wet weight. The pretreatment efficiencies varied significantly revealing a relative standard deviation of 10-15%. No systematic differences in pretreatment efficiency were observed with respect to residential area or waste collection system. However, it is important to note that the fraction of dry weight in the biomass varied substantially in time.

The biomass yielded by the screw separator was very clean although small pieces of plastic still could be identified. By weight, however, the plastic content was < 0.5%. The disc screen caused more plastic and larger pieces of paper in the biomass. The reject consisted in both cases primarily of organic matter, typically 90-98 %, although occasionally only 80-85% when the plastic content was high. Other objects in the biomass constituted less than 1%.

The effect of the pretreatment technology varied substantially as to how much of a constituent in the organic waste was transferred to the biomass. This variation was partly related to the waste composition and partly to the pretreatmnet technology. However, no systematical difference between disc screen and screw separator was found with respect to the mass of degradable organic waste in the biomass. In average about 50-55% of all components were recovered in the biomass. However, in the case of waste from Copenhagen and Vejle, the disc screen distributed more of several components to the biomass than was the case for the screw separator.

The composition of the biomass for a defined system (residential area, collection system, pretreatment technology) varied in time depending on the parameter in question. For the most important parameters the relative standard deviation was 3-15%. Only the ash content of the biomass varied among the residential areas, being highest in Kolding and Vejle (15.0-16.7%) and lowest in Copenhagen (6.5-11.2%) and Grindsted (10.0%). The biomass consists of 22-32% dry matter, 83-93% organic matter (VS), 10-14% crude fat, 13-15% crude protein, 10-16% starch, 4-10% sugars and 16-24% crude fiber. The measured components make up in average 80% of the organic matter, and it is assumed that remaining part is "other carbohydrates". The main factor affecting the biomass composition is the pretreatment. In general, the biomass from the hydraulic separator, compared to the biomass from the disc screen, contains more water (relatively 7-20% less dry matter, TS), more crude fat (relatively 10-20% more), less crude fiber (relatively 22-40% less) and more EDOM (EDOM: Enzyme-degradable-organic-matter, constitutes 97-99 % of VS for the screw separator compared to 87-94% of VS for the disc screen) and finally less P (relatively 50% less).

The biochemical methane potential determined over 50 days for the organic household waste in the biomass was in average 465 Nml CH₄/g VS. The determinations revealed some variation, but no systematical differences between residential areas, between multi-family and single-family sources, nor between the different pretreatment methods were found. Methane potentials calculated on the basis of the components or the chemical composition gave, as expected, higher values than the actually measured potentials, but no correlation was found between theoretical values and measured values.

The organic matter in the reject is fundamentally not different from the organic matter in the biomass and did also reveal substantial methane potential, although based on VS, about 25-40% less than the potential in the biomass.

The methane yield of biomass from source separated organic household waste was for 14 samples measured in a pilot-scale digester. The methane yields measured were 300-400 Nml CH₄/g VS, averaging 340 Nml CH₄/g VS and the biogas containing 62% methane. The variation observed was not systematical and no correlation was found with methane potentials measured in the laboratory or with theoretically estimated potentials. The degradation in the digester was 74 - 89 % with respect to VS in the biomass, averaging about 80%. The digested biomass has a potential for additional 40-50 Nml CH₄/g VS originally supplied to the pilot-scale digester corresponding to in average 10-15% additional methane.

Savings in energy, global warming potential and nutrient recovery from source separated organic household waste were modelled for a range of scenarios with different sorting criteria, collection system, pretreatment, digesters and including incineration of the reject. Models were also made considering only incineration of the organic waste. Transport, process energy, energy production as well as substitution of artificial fertilizers are considered in the models.

Savings in energy by digestion of the organic household waste is independent of the pretreatment technology and in general not very different from the savings obtained by incineration of the organic household waste from Grindsted, Copenhagen, Kolding and Vejle, while there is a minor advantage (ca. 9%) in the case of waste from Aalborg.

The digestion of the biomass and the incineration of the reject contribute equally to the production of energy when both systems are operated with power and heat production. The largest saving in energy is obtained when the dry matter is recovered in the reject and the water in the biomass. The savings in energy by substituting artificial fertilizer and the energy used on collection and transport of the waste each corresponds to about 10% of the energy obtained in the system. This suggests that optimisation of the energy savings by digestion of organic waste should focus on optimising the gas production in the digester, the gas utilization and the incineration of the reject.

The overall saving in energy is not very sensitive to changes in the technological system:+ 7 % energy is obtained if the reject constitutes 7 % in stead of usually 30 – 44 %, +5% energy is obtained if no extra fuel is used by having separate collection, -9% energy is obtained if the hauling distance to the digester is increased from 25 km to 150 km, and +9% energy is obtained by a 13 % increase in the biogas production. The crucial issue is in all cases that efficient energy savings require that both electricity and heat are produced: If the gas engine produces only electricity and the heat is not utilized, then the energy savings are reduced by 23 %.

Recovery of N, P and K does not exist by incineration, but by digestion each ton of wet source separated organic household waste contributes with 5-7 kg N, 0.5-1 kg P and 1.5-2 kg K for most of the systems applicable to Copenhagen, Kolding, Vejle and Aalborg. In Grindsted, where the waste is very clean and a magnetic separator is the only pretreatment, about twice as much is recovered in terms of nutrients, since the reject is negligible.

The investigation revealed large geographical and seasonal variations in waste composition, pretreatment efficiencies, methane potentials and in methane yields. However, the large number of samples involved and the extensive characterization performed suggest that the evaluations and conclusions made reasonably well represent typical Danish conditions regarding source separation and digestion of organic household waste.

1 Indledning

Denne rapport er primært en teknisk opgørelse af, hvor meget næringsstof der kan genanvendes, og hvor meget energi der kan spares, ved kildesortering og bioforgasning af organisk dagrenovation.

1.1 Undersøgelsens baggrund

I Danmark er der i de senere år blevet igangsat en række projekter med henblik på at etablere det faglige og økonomiske grundlag for en eventuel gennemførelse af kildesortering og bioforgasning af organisk dagrenovation. Grundlaget er et teknisk system, hvor den kildesorterede organiske dagrenovation forbehandles med henblik på at forbedre dets kvalitet, inden det bioforgasses, oftest i biogasfællesanlæg som primært baserer sig på gylle og industrielt affald. Det afgassede materiale afsættes via de etablerede systemer til jordbrugsanvendelse, mens rejektet fra forbehandlingen tilføres et forbrændingsanlæg. Ideen er, at dette system både genanvender næringsstofferne i affaldet og producerer energi, dels ved udnyttelse af biogassen, dels ved forbrænding af rejektet. Centrale spørgsmål i denne sammenhæng er, hvor meget næringsstof der genanvendes, og hvor meget biogas der kan udvindes af kildesorteret organisk dagrenovation. Udnyttelsen af biogassen har betydning for besparelse af både primærenergi og emissionen af drivhusgasser.

Kildesorteringsordningerne for organisk dagrenovation, hvor af nogle er permanente og andre er forsøg i stor skala, varierer med hensyn til indsamlingssystemet samt mængder og kvalitet af det indsamlede materiale. Kriterierne for kildesorteringen varierer kun lidt fra ordning til ordning, men karakteren og omfanget af information til beboerne kan variere væsentligt. Indsamlingssystemerne varierer med hensyn til, hvilken type pose der benyttes til opsamlingen i køkkenet (papir/plast), indsamlingsmateriellet (sæk/plastbeholder) samt frekvensen for indsamlingen (hver uge/hver anden uge) Mængden og kvaliteten af den indsamlede organiske dagrenovation vil, udover den potentielle mængde til stede, afhænge af beboernes indsats, som igen vil afhænge af sociale forhold, miljøbevidsthed, plads i køkkenet, sanktionsmuligheder samt informationsmaterialet fra kommunen. Der kan således potentielt være forskelle mellem kildesorteringsordningernes funktion både med hensyn til geografisk område og boligtype (fælles eller individuel opsamlingsordning).

Forbehandling af den kildesorterede organiske dagrenovation indgår i alle eksisterende tekniske systemer. De væsentligste metoder er rullesigte, skrueseparator og en kombineret neddeling og magnetseparering. De tekniske udformninger kan dog variere betydeligt. Både rullesigten og skrueseparatoren resulterer i væsentlige mængder rejekt, som typisk tilføres et forbrændingsanlæg, mens neddeling og magnetseparering kun giver en lille rejektmængde, især bestående af jern med vedhængende materialer. På selve biogasanlægget kan der ske både yderligere forbehandling og efterbehandling af affaldet.

Bioforgasningen sker i det væsentligste i blanding med andet affald og gylle. Bioforgasningen sker typisk enten ved 35° C (mesofilt) eller ved 50-56° C (termofilt) og opholdstiderne varierer fra 14 til 20 døgn (længst ved mesofile processer). I nogle systemer efterafgasser affaldet i lukkede tanke og biogassen opsamles, mens andre systemer opbevarer det afgassede materiale i gyllebeholdere eller i lagertanke hos den enkelte landmand. Biogassen opsamlet på biogasanlægget udnyttes enten til opvarmning, el-produktion eller til begge formål. På de danske biogasanlæg udgør den kildesorterede organiske dagrenovation kun nogle få procent af det affald, der tilføres, og det har derfor ikke været muligt at dokumentere, hvor meget biogas der produceres af den kildesorterede organiske dagrenovation i fuld skala ved normal drift.

1.2 Undersøgelsens formål og indhold

Nærværende undersøgelses overordnede formål er at etablere den grundliggende dokumentation for, hvor meget næringsstof der genindvindes og hvor meget energi der spares ved bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation afhængig af, hvilket system der benyttes. Undersøgelsen tager udgangspunkt i eksisterende danske kildesorteringsordninger og fokuserer på den kildesorterede organiske dagrenovation efter indsamling, idet aspekterne omkring indsamlingssystemernes indretning, organiseringen og de indsamlede mængder belyses i andre projekter.

Undersøgelsens formål er defineret som:

	En kritisk gennemgang af det pr. år 2000 eksisterende danske datagrundlag vedrørende rapporterede mængder af indsamlet kildesorteret organisk dagrenovation samt mængden af biogas og kvaliteten af det afgassede materialer fra danske biogasanlæg, hvad angår kildesorteret organisk dagrenovation
	Prøvetagning og måling af kvalitet samt biogaspotentiale af kildesorteret organisk dagrenovation fra forskellige kildesorteringsordninger og forbehandlingssystemer
	Vurdering af mængden af genvundne næringsstoffer samt de energimæssige besparelser, udtrykt i primærenergi og drivhusgasemissioner, der opnås ved forskellige kildesorteringssystemer med forbehandling og bioforgasning af organisk dagrenovation

Prøvetagning og måling af kvalitet samt biogaspotentiale af kildesorteret organisk dagrenovation udgør langt den største aktivitet i projektet. Ved samarbejdet med projektet "Sammenhæng mellem sortering, forbehandling og kvalitet af biomasse" /2/ blev det muligt, hvad angår prøvetagningen, at opnå prøver fra forskellige kildesorteringsordninger behandlet på forskellige forbehandlingsanlæg, således at følgende forskelle og effekter kan belyses:

Effekt af affaldets geografiske oprindelse, idet der er undersøgt affald fra Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg

Effekt af boligtype, idet områder med individuelle og fælles skraldespande er undersøgt separat

Effekt af forbehandling, idet affald fra samme område blev forbehandlet på forskellige forbehandlingsanlæg: rullesigte, skrueseparator og neddeling + magnetseparering

Effekt af variationer over året, idet prøver af samme type blev udtaget og undersøgt flere gange fordelt over året

Ideelt skulle alle ovenstående effekter kunne belyses og kvantificeres gennem en forsøgsplan baseret på statistisk forsøgsplanlægning, hvor udvalget af prøver var bestemt af behovet for data. Men hvis alle kombinationer af ovenstående effekter skulle undersøges ville prøvetagnings- og undersøgelsesprogrammet få et meget stort omfang, der hverken økonomisk eller teknisk kunne realiseres. Samtidig er det ikke alle kombinationer af indsamlings- og forbehandlingsordninger der rent teknisk og praktisk kunne gennemføres. Den gennemførte forsøgsplan er derfor et kompromis mellem faglige ønsker, økonomi og praktiske forhold.

De indsamlede prøver, som omfatter både den forbehandlede kildesorterede organiske dagrenovation og rejektet fra forbehandlingen, blev underkastet omfattende kemisk analyse med henblik på at identificere eventuelle forskelle og etablere et grundlag for at kunne beregne biogaspotentialet. Biogaspotentialet blev ligeledes for en stor del af prøverne målt i laboratoriet og en del af prøverne blev endvidere bioforgasset på et kontinuert pilot-skala anlæg på VA-verket i Malmö.

Som supplement til prøverne fra de danske kildesorteringsordninger indgik også prøver fra kildesorteret svensk dagrenovation omfattende to systemer, som bygger på helt andre tekniske løsninger; dels et system hvor den poseindpakkede organiske dagrenovation indsamles gennem et centralsug og efterfølgende behandles i stempelseparator inden bioforgasning med spildevandsslam, dels et system hvor det organiske affald bortskaffes gennem en køkkenkværn. Affaldet opsamles her separat i et lokalt sedimentationsbassin, mens vandet ledes til kloakken. De to systemer blev først funktionsdygtige i slutningen af projektperioden og indgår kun i begrænset omfang i undersøgelsen. Materialet om disse undersøgelser afrapporteres separat.

1.3 Rapportens opbygning

Rapporten sammenfatter de gennemførte undersøgelser, idet centrale data, vurderinger og konklusioner præsenteres: Efter denne indledning (kapitel 1) gennemgås status for vidensgrundlaget år 2000 (kapitel 2), efterfølgende (kapitel 3) beskrives de gennemførte forsøg og resultaterne præsenteres med hensyn til forbehandlingseffektiviteter, fysisk og kemisk karakterisering af prøverne, biogaspotentialer samt realiserede biogasmængder i pilot-skala forsøgene. Den gennemførte vurdering af næringsstofgenvindingen samt energibesparelserne beskrives i kapitel 4 og konklusionerne drages i kapitel 5. Rapporten indeholder en række bilag hvad angår danske erfaringer med indsamling af kildesorteret organisk dagrenovation (bilag 1), danske erfaringer med bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation (bilag 2), metoder til beregning af biogaspotentialer og brændværdier af affald (bilag 3) og en beskrivelse af den opstillede excell-baserede beregningsmodel samt de gennemregnede scenarier (bilag 4).

De grundlæggende data hvad angår kildesorteringsordningerne, forbehandlingen, prøvekarakteriseringen og biogaspotentialerne er præsenteret i "Datarapport om sammensætning og biogaspotentiale af kildesorteret organisk dagrenovation", i det følgende refereret til som /1/.

2 Status år 2000

Som indledning til de tekniske undersøgelser af sammensætningen og biogaspotentialet af kildesorteret organisk dagrenovation blev der foretaget en gennemgang af rapporterede danske erfaringer vedrørende mængder af kildesorteret organisk dagrenovation til bioforgasning, bilag 1 og en gennemgang af rapporterede danske data om bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation, bilag 2. Formålet var at sammenfatte de hidtidige danske data om, hvor meget kildesorteret organisk dagrenovation der kan indsamles pr. person, hvor meget biogas der kan forventes pr. ton kildesorteret organisk dagrenovation samt mængde og kvalitet af restprodukter fra bioforgasning.

2.1 Danske erfaringer om indsamlede mængder af kildesorteret organisk dagrenovation

Indsamling af kildesorteret organisk dagrenovation til bioforgasning i permanente ordninger skete i år 2000 kun i Grindsted (bioforgasning i renseanlæggets rådnetank), Herning (bioforgasning på biogasfællesanlægget Studsgård) og Aalborg (begrænset frivillig ordning til separat bioforgasning på forsøgsanlæg, nu i Vaarst-Fjellerad). Omfanget af undersøgelsen blev derfor udvidet til også at omfatte kommuner/anlæg, som indsamler/har indsamlet organisk dagrenovation med henblik på kompostering, og undersøgelsen blev udformet som en spørgeskemaundersøgelse til følgende kommuner/anlæg:

	AFAV I/S, Frederikssund, for interessentkommunerne (oprindeligt kompost, nu biogas)
	Grindsted kommune (biogas)
	Herning kommune (biogas)
	NOVEREN I/S, Audebo, for interessentkommunerne (oprindeligt kompost, nu biogas)
	Vejle kommune (kompost)
	Aalborg kommune (biogas)
	Århus kommune (kompost, fra medio 2001 biogas)

I alt er 5 kommuner og 2 affaldsselskaber med i alt 15 kommuner medtaget i undersøgelsen. Dette svarer til et befolkningsunderlag i indsamlingsområderne på ca. 335000 personer (2000).

Der er en stor variationsbredde i de indsamlede mængder, fra ca. 35 til ca. 110 kg pr. person og år i de forskellige kommuner. Selv i kommuner, som hører under samme selskab og derfor har ens kildesorteringsvejledning, var spredningen på en faktor 2.

Der kunne ikke konstateres nogen entydig sammenhæng mellem kildesorteringsvejledning og mængde indsamlet. Det kunne heller ikke entydigt fastslås, at der indsamles større mængder til kompostering end til bioforgasning, selvom kildesorteringsvejledningerne i flere tilfælde tillader flere fraktioner, f.eks. kattegrus og bleer, i den organiske fraktion, der skal komposteres.

Ud fra de foreliggende data er det i /3/ vurderet, at det er muligt at indsamle omkring 90 kg organisk affald pr. person og år til bioforgasning i mindre kommuner, hvor der gøres en stor indsats for information og opfølgning. I større byområder tyder datamaterialet på, at der til bioforgasning kan indsamles omkring 60 kg organisk affald pr. person og år.

2.2 Danske data om bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation

Sammenstillingen af danske data vedrørende biogasmængder samt mængde og kvalitet af restprodukter fra bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovationer er baseret på alle rapporterede undersøgelser op til april 2001 og omfatter følgende pilot- og fuldskala anlæg:

	Forsøgsanlæg på Biogasfællesanlæg i Sinding, Herning.
	Fuldskalaanlæg på Biogasfællesanlæg i Sinding-Ørre, Herning.
	Fuldskalaanlæg på Biogasfællesanlæg i Studsgård, Herning.
	Fuldskalaanlæg på Grindsted Renseanlæg.
	Forsøgsanlæg på Vegger Biogasanlæg
	Nordsjællands Biogasanlæg, Helsingør
	Forsøgsanlæg på Vaarst-Fjellerad Biogasfællesanlæg, 1998.
	Forsøgsanlæg på Vaarst-Fjellerad Biogasfællesanlæg, 1999.
	Forsøgsanlæg på Vaarst-Fjellerad Biogasfællesanlæg, 2000.

Århus Nord Biogasanlæg, Århus og Nysted Biogasfællesanlæg indgår ikke i sammenstillingen. Århus Nord Biogasanlæg var under indkøring og Nysted Biogasfællesanlæg har i 1999 og 2000 modtaget mindre mængder forkomposteret og forbehandlet organisk dagrenovation fra AFAV, men erfaringerne herfra er ikke offentliggjort.

Sammenstillingen viser, at der kun er rapporteret driftsdata fra tre anlæg i normal drift, medens øvrige rapporter vedrører korterevarende undersøgelser enten i forsøgsanlæg eller i eksisterende biogasfællesanlæg, der har været drevet med organisk dagrenovation i en kortere periode. De gennemførte undersøgelser viser, at der har foregået et betydeligt udviklingsarbejde omkring bioforgasning af dagrenovation i Danmark; men i forbindelse med undersøgelserne har hovedvægten været lagt på teknologiudvikling og –afprøvning, således at der kun er etableret begrænset dokumentation for biogaspotentialet i organisk affald som funktion af kildesorteringskriterier, forbehandling og procesbetingelser ved bioforgasningen, ligesom viden om affaldets betydning for kvaliteten af restprodukterne er begrænset. Der er således ikke rapporteret undersøgelser med behandling af organisk dagrenovation i teknisk eller fuld skala, der er planlagt og gennemført således, at de fremkomne data giver en veldokumenteret og sikker bestemmelse af det opnåede gasudbytte fra organisk dagrenovation.

I undersøgelserne er der anvendt kildesorteret dagrenovation fra mange forskellige indsamlingsordninger med betydelige forskelle i kildesorteringsvejledning og kvalitet af det indsamlede affald. Derudover er der anvendt flere forskellige typer forbehandling af affaldet inden bioforgasning. Det er ikke er muligt at knytte de opnåede resultater entydigt sammen med kildesorteringsvejledning, indsamlingssystem og effekten af forbehandlingsanlægget.

Gasudbytter for kildesorteret organisk dagrenovation må på baggrund af sammenstillingen anses for usikkert bestemt; men skønnes for forbehandlet affald at ligger i området 110-180 Nm³/ton affald med et metanindhold på ca. 65% (70-115 m³ CH₄/ton forbehandlet affald), svarende til typisk 100-120 Nm³/ton indsamlet affald. Der findes dog indsamlingsordninger, hvor forbehandlingen kun fjerner en meget lille del af det kildesorterede affald (f.eks. i Grindsted), således at gasudbyttet baseret på det indsamlede affald stort set svarer til udbyttet efter forbehandlingen. I gennemgangen er endvidere medtaget 2 danske laboratorieundersøgelser udført med organisk dagrenovation. Undersøgelserne viste et biogaspotentiale på 350-550 m³ CH₄/ton omsat affald målt som VS (glødetab).

Den kildesorterede organiske dagrenovation har er i stort set alle undersøgelser været bioforgasset med anden biomasse. Det er derfor vanskeligt at bedømme bidraget fra den kildesorterede organiske dagrenovation til den endelige kvalitet af restprodukterne. Fokus har i de fleste undersøgelser været at dokumentere, at restprodukterne uden problemer kunne overholde gældende krav til jordbrugsanvendelsen, og mindre på bidraget af næringsstoffer fra det forbehandlede kildesorterede organiske dagrenovation.

Kravene til restprodukter fra bioforgasning, der ønskes anvendt i jordbruget, er ændret og skærpet flere gange i de sidste 10 år. Der er løbende sket stramninger for en række tungmetaller og stillet krav til nye. Der er indført krav til indholdet af miljøfremmede organiske stoffer. Endelig er der flere gange foretaget ændringer af, hvor i processen kontrollen skal ske. Fokus er flyttet fra de restprodukter, der anvendes i jordbruget, til sikring af, at der ikke i affaldsbehandlingen tilføres affald (herunder kildesorteret organisk dagrenovation) med forhøjet indhold af problemstoffer. Således kan de tidligere undersøgelser kun i mindre omfang benyttes til at bedømme, om kildesorteret organisk dagrenovation vil kunne overholde de gældende krav.

Undersøgelsernes resultater tyder dog på, at kun affaldets indhold af plastblødgøreren DEHP er så højt, at det kan forventes lejlighedsvis at give problemer med overholdelse af dagens krav til jordbrugsanvendelse af restprodukterne.

3 Karakterisering af forbehandlet organisk dagrenovation (biomasse) og rejekt

Dette kapitel beskriver de gennemførte forsøg med prøvetagning af kildesorteret organisk dagrenovation, fysisk og kemisk karakterisering af forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation (biomasse) og rejekt samt målingerne af biogaspotentialet i laboratorieforsøg og bioforgasningsforsøg i pilot-skala.

3.1 Gennemførte undersøgelser

De gennemførte undersøgelser beskrives kort med hensyn til hvilke kildesorteringsordninger og forbehandlingsteknologier, der indgår. Endvidere beskrives undersøgelsens omfang samt prøvetagnings- og oparbejdningsprocedurer.

3.1.1 Kildesorteringsordninger

Kildesorteret organisk dagrenovation fra følgende ordninger, der er nærmere beskrevet i /1/ og /2/, indgår i undersøgelsen:

Grindsted. Grindsted Kommunes kildesorteringsordning er permanent og omfatter ca. 6050 boliger med individuelle skraldespande. I denne undersøgelse er benyttet affald indsamlet fra områder med individuelle skraldespande (I). Organisk dagrenovation kildesorteres i særlige papirposer og opsamles udendørs i papirsække, der indsamles separat hver 14. dag. Kommunen yder en stor informationsindsats og kontrollere løbende indsamlingskvaliteten.

Hovedstadsområdet. Kildesorteringsforsøget i Hovedstadsområdet foregår i flere distrikter og kommuner og omfatter ca. 2450 boliger med individuelle skraldespande (I) og 13950 boliger med fælles skraldespande (F). En del af etageboligerne på Amager, som indgår i dette forsøg, har haft forsøg kørende gennem mange år. Organisk dagrenovation kildesorteres i særlige papirposer og opsamles udendørs i papirsække, biokurve eller plastbeholdere afhængig af området. Indsamlingen sker hver 7. eller 14. dag afhængig af område. Affaldet omlastes til 30 m³ containere, der transporters til forbehandlingsanlægget når de er fyldte.

Kolding. Kildesorteringsforsøget i Kolding foregår i flere distrikter og omfatter ca. 1600 boliger med individuelle skraldespande (I) og 400 boliger med fælles skraldespande (F). Organisk dagrenovation kildesorteres i særlige plastposer og opsamles udendørs i papirsække, der indsamles hver 14. dag. Affaldet centralkomposteres.

Vejle. Kildesorteringsordningen i Vejle er permanent foregår i flere distrikter og omfatter ca. 12650 boliger med individuelle skraldespande (I) og 13700 boliger med fælles skraldespande (F). Organisk dagrenovation kildesorteres i særlige plastposer og opsamles udendørs i plastbeholdere sammen med restaffaldet. Indsamling sker hver 7. dag. Affaldet transporters til et optisk sorteringsanlæg og den organiske dagrenovation komposteres.

Aalborg. Kildesorteringsforsøget i Aalborg foregår i 3 distrikter, hvor deltagerne frivilligt har tilsluttet sig ordningen. Forsøget, der har kørt siden 1990 omfatter ca. 650 boliger med individuelle skraldespande (I) og 1650 boliger med fælles skraldespande (F). Organisk dagrenovation kildesorteres i særlige plastposer og opsamles udendørs i plastbeholdere, der indsamles hver 7. eller 14. dag. Affaldet køres til forbehandling med skrueseparator og efterfølgende bioforgasning på Vaarst-Fjellerad Biogasanlæg.

3.1.2 Forbehandlingsteknologier

Forbehandling af den kildesorterede organiske dagrenovation har til formål at forberede det organiske affald til bioforgasningsprocessen, hvilket især indebærer fjernelse af plast og andre fremmedlegemer samt neddeling af affaldet. Følgende forbehandlingsteknologier, som er nærmere beskrevet i /1/, indgår i undersøgelsen:

Rullesigte. På Knudmoseværket i Herning forbehandles kildesorteret organisk dagrenovation ved en grovneddeling, som åbner affaldsposerne, og efterfølgende rullesigtning. En rullesigte består af rækker af roterende skiver, hvorigennem findelt affald sigtes mens større dele i affaldet, for eksempel poser, ruller af sigten som rejekt.

Skrueseparator. På biogasanlægget i Vaarst-Fjellerad ved Aalborg forbehandles kildesorteret organisk dagrenovation i en dobbelt skrueblander, som åbner affaldsposerne og grovneddeler affaldet, som efterfølgende behandles i en skrueseparator. En skrueseparator består af et lamelkammer, hvorigennem det organiske affald presses ud mellem lamellerne som en grød, mens rejektet presses ud gennem en dyse.

Neddeling og magnetseparering. På biogasanlægget i Grindsted forbehandles kildesorteret organisk dagrenovation ved neddeling i en shredder og ved efterfølgende magnetseparering. Rejektet består af magnetisk metal plus vedhængende materiale.

3.1.3 Undersøgelsernes omfang

Den kildesorterede organiske dagrenovation er karakteriseret efter forbehandlingen idet den forbehandlede dagrenovation til bioforgasning (kaldet biomasse) og rejektet er karakteriseret hver for sig. I en række af de involverede ordninger indsamles kun et enkelt læs om ugen, hvilket begrænsede prøvetagningsmulighederne. Der blev af praktiske grunde kun udtaget prøver efter forbehandlingen, idet der dog som kontrol blev foretaget vejning af det kildesorterede organiske affald inden forbehandlingen ligesom både biomasse og rejekt blev vejet.

Undersøgelserne omfatter fysisk og kemisk karakterisering af biomasse og rejekt, måling af biogaspotentialet i laboratoriet samt måling af realiserbart biogaspotentiale i pilot-skala forsøg. Omfanget af undersøgelserne er gradueret med henblik på at opnå den bedste udnyttelse af til rådighed værende ressourcer. I alt er der udført 58 karakteriseringer af biomasse, 33 karakteriseringer af rejekt, 57 biogaspotentialemålinger, 17 pilot-skala bioforgasningsforsøg samt 12 karakteriseringer af afgasset materiale, inklusiv forsøgene med alternative ordninger i Malmø.

Tabel 3.1.1 viser de udførte undersøgelser opdelt efter geografisk område og forbehandlingsmetode. For de fleste mulige kombinationer af geografisk område, boligtype (fælles / individuel skraldespand) og forbehandlingsteknologi er der karakteriseret 2 prøver udtaget på forskellig tidspunkt fordelt over den samlede forsøgsperiode fra maj 2001 til maj 2002. Herudover er der for 3 af ordningerne udtaget supplerende prøver af biomassen, således at der for hver af disse haves 5-6 prøver, der belyser variationen over tid.

Tabel 3.1.1:
Oversigt over gennemførte undersøgelser med angivelse af kildesorteringsordningen (Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg), forbehandlingsmetode (rullesigte, skrueseparator og neddeling + magnet) og antal analyser (analyse), metanpotentialemålinger (CH₄-pot.) og pilotskalabioforgasning (pilot-biogas.) for henholdsvis fælles (F) og individuelle (I)) skraldespande.

3.1.4 Prøvetagning og prøvekarakterisering

Et læs kildesorteret organisk dagrenovation vejer typisk 2-4 tons i indsamlingskøretøjet, mens den kemiske analyse til karakterisering af læsset for mange analysers vedkommende benytter mindre end 1 gram affald (0,000001 ton). Der findes ikke egentlige standardiserede procedurer for prøvetagning af kildesorteret organisk dagrenovation, hvorfor det har været nødvendigt at udvikle særlige prøvetagningsprocedurer for at sikre størst mulig repræsentativitet af de udførte analyser. Der er i alt udført 58 prøvetagninger, hvorfor prøvetagningsprocedurens praktiske gennemførlighed også har spillet en væsentlig rolle.

Prøvetagningsproceduren afhænger i et vist omfang af forbehandlingsanlæggets princip og konstruktion, som beskrevet i /1/. Figur 3.1-1 viser proceduren benyttet i forbindelse med prøvetagning ved rullesigten. De øvrige procedurer er variationer heraf. Affaldet vejes på brovægten ved ankomsten (bil med og uden affald) og forbehandles på rullesigten. Graven hvori affaldet opbevares inden forbehandlingen samt selve forbehandlingsudstyret er tømt og rimeligt rengjort inden den kildesorterede organiske dagrenovation tilføres. Biomasse og rejekt opsamles i container eller grab afhængig af mængden og vejes inden de hver for sig udtippes på gulv. Herfra opskovles til trillebør fra vilkårlige steder i bunken ca. 20 skovlfulde, som vejes på badevægt. Der udtages af flere omgange indtil ca. 10 % af bunken er prøvetaget. Herefter neddeles affaldet to gange i en transportabel shredder og udlægges på presenning på gulvet og blandes omhyggeligt. Herfra udtages ved flere stik med plastfejeblad 20-30 kg biomasse eller 5-10 kg rejekt som opbevares i lukket plasttønde. Tønden transporteres til laboratoriet til yderligere oparbejdning.

Figur 3.1-1
Procedure for prøvetagning på rullesigte, Knudmoseværket i Herning

Oparbejdningen af biomasseprøverne i laboratoriet afhænger i et vist omfang af prøvens karakter, som beskrevet i detaljer i /1/. Biomassen neddeles indledningsvis i en industriblender og herfra udtages prøver til tørstofbestemmelse. Herefter tilsættes vand for at øge neddelingseffektiviteten. Affaldet har nu karakter af klumpet grød og heraf prøvetages til fysisk karakterisering og til de kontinuerte pilot-skala bioforgasningsforsøg. Sidstnævnte prøver nedfryses i portioner svarende til en dags forbrug i hver forsøgsreaktor. Fra industriblenderen tages en prøve som efter yderligere vandtilsætning finneddeles i en stavblender. Herfra tages prøver til pH, flygtige syrer (VFA), kvælstofanalyser samt måling af biogaspotentialet. Den finneddelte prøve tørres ved 80 ^oC over længere tid og den tørrede prøve neddeles i en hammermølle med et 2 mm sold. Dette pulver benyttes til de øvrige kemiske analyser.

Oparbejdningen af rejektprøverne i laboratoriet omfatter indledningsvist en manuel sortering af prøven i tre fraktioner: Plast, andet (typisk metal) og organisk fraktion. Plasten skylles og tørvægten af plasten og "andet" bestemmes. Det organiske stof følger herefter samme oparbejdningsprocedure som beskrevet for oparbejdning af biomasseprøverne.

Karakteriseringen af biomasseprøver og rejektprøver omfatter, idet der vedrørende metoder henvises til /1/:

DLG Centrallaboratorium, Odense:

Råfedt, råprotein, træstof, stivelse, sukker, enzym-fordøjeligt organisk stof (EFOS)

Alcontrol, Malmø, Sverige:

Total-N, Total-P, kalium, klorid, svovl, kulstof, brint, brændværdi, COD

Lunds Tekniska Högskola, Lund, Sverige:

Fysisk karakterisering

VA-verkets Laboratorium, Malmø, Sverige: Driftsanalyser på pilot-biogasanlægget (pH, VFA, bufferkapacitet, ammonium, gasmængder og sammensætning).

Danmarks Tekniske Universitet, Kgs. Lyngby:

Tørstof (TS), glødetab (VS), pH, Kjeldahl-N, ammonium-N, Flygtige syrer (VFA) og biogaspotentiale.

3.1.5 Vurdering af prøvetagnings- og analyseusikkerhed

En vurdering af usikkerheden på prøvetagningen blev gennemført dels hvad angår proceduren ved rullesigten dels hvad angår proceduren ved skrueseparatoren. Undersøgelsen er beskrevet i /1/ og omtales med hensyn til rullesigten kort her.

Undersøgelsen havde til formål at vurdere om enkelte trin i prøvetagningen specielt bidrog til usikkerheden og dermed havde behov for forbedring. Endvidere ønskedes den samlede usikkerhed ved prøvetagningen vurderet. Princippet i undersøgelsen er, at for hvert trin i proceduren foretages der en opsplitning af prøven, hvorved der fremkommer en række parallelle prøver med det samme udgangspunkt. Konceptet hedder i statistikken et "incomplete nested design" eller et "staggered design" og resulterede i denne undersøgelse i 10 parallelle prøver. Prøverne blev analyseret for 15 kemiske parametre og det konstateredes, at der ikke var trin i proceduren som specielt bidrog til usikkerhed og at den samlede usikkerhed for langt de fleste parametre var mindre end 10 % udtrykt som relativ standardafvigelse. Enkelte parametre som sukker og stivelse udviste dog større usikkerhed (sukker: 16%; stivelse: 33%).

En vurdering af usikkerheden på de kemiske analyser blev gennemført ved for hver analyseserie at inkludere en ikke-genkendbar gentagelsesprøve. Usikkerheden på den kemiske analyse var for de fleste parametre mindre end 10 % (relative standardafvigelse) /1/.

Samlet vurderes, at prøvetagningsproceduren er sund og at de kemiske analyser er pålidelige med en samlet usikkerhed, der i almindelighed ikke overstiger 10 % udtrykt som relativ standardafvigelse.

3.2 Forbehandlingseffektiviteter

Affaldet fra de 5 geografiske områder Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg er i forskelligt omfang blevet forbehandlet på de tre forskellige forbehandlingsanlæg: neddeling + magnetseparering i Grindsted, rullesigten i Herning, og skrueseparatoren i Vaarst-Fjellerad. På basis heraf kan de forskellige forbehandlingsteknologiers effektivitet vurderes.

I dette afsnit vurderes den tidsmæssige variation i forbehandlingseffektiviteterne samt forskelle i forbehandlingseffektivitet med hensyn til den mængdemæssige fordeling i henholdsvis biomasse og rejekt af den kildesorterede organiske dagrenovations vådvægt samt indhold af tørstof (TS) og organisk stof (tørstof glødetab,VS).

Metodebeskrivelser og rådata findes i /1/ og mere detaljerede vurderinger findes i /2/.

3.2.1 Tidsmæssig variation i forbehandlingseffektivitet

Den tidsmæssige variation blev belyst ved at udtage gentagne prøver fordelt over et lille år på systemer, hvor kildesorteret organisk dagrenovation på det tidspunkt forbehandledes rutinemæssigt: Affald fra Grindsted forbehandlet med neddeling og magnetseparering i Grindsted (5 prøver over 8 måneder), affald fra Hovedstads-området forbehandlet med rullesigte på Knudmoseværket i Herning (6 prøver over 9 måneder) samt affald fra Aalborg forbehandlet med skrueseparator i Vaarst-Fjellerad (5 og 6 prøver over 11 måneder). Resultaterne er sammenfattet i tabel 3.2.1.

Tabel 3.2.1:
Biomassens andel af vådvægten (%) af den kildesorterede organiske dagrenovation målt gentagne gange over en 8-11 måneders periode for tre forbehandlingsteknologier: neddeling + magnetseparering for affald fra Grindsted, rullesigte for affald fra Hovedstadsområdet samt skrueseparator for affald fra Aalborg.

For Grindsteds vedkommende var rejektmængden mindre end 1% og blev derfor ikke vejet systematisk. Følgelig udgør biomassen 100% af vådvægten af den kildesorterede organiske dagrenovation. Både rullesigten og skrueseparatoren resulterer for det undersøgte affald i gennemsnit i 60-70% af vådvægten i biomassen og følgelig ca. 30-40% i rejektet. Der observeres nogen variation over tid men en egentlig årstidsvariation kunne ikke observeres. Den relative standardafvigelse er 7-9 % for affald fra Hovedstadsområdet forbehandlet på rullesigten og 13% for affald fra Aalborg forbehandlet med skrueseparatoren.

3.2.2 Forbehandlingseffektiviteter: vådvægt

På baggrund af vejning af det kildesorterede organiske affald før forbehandlingen og vejning af biomassen ved alle prøvetagninger kan fordelingen mellem biomasse og rejekt bestemmes som funktion af affaldets oprindelse, herunder opdeling på fælles og individuelle skraldespande, og forbehandlingsteknologi. I /1/ foreligger resultater fra i alt 56 prøver fra de 5 geografiske områder. Forbehandlingens effektivitet udtrykkes som biomassens andel i % af vådvægten af den kildesorterede organiske dagrenovation. Tabel 3.2.2 sammenstiller resultaterne opdelt efter geografisk område og forbehandlingsteknologi, idet det på baggrund af en indledende statistisk analyse blev konstateret at der ingen forskel var på resultater for fælles og individuelle skraldespande, uanset forbehandlingsteknologi.

Det fremgår tydeligt af tabel 3.2.2, at der for de undersøgte forbehandlingsteknologier er væsentlig forskel på biomassens andel af det oprindelige organiske affald. Ved forbehandling med neddeling + magnetseparation bliver hele den kildesorterede organiske dagrenovation til biomasse, idet kun en marginal del af affaldet frasorteres i forbehandlingen. Rullesigten giver i middel ca. 66% biomasse og skrueseparatoren ca. 59%. Forskellen på ca. 7 % mellem rullesigten og skrueseparatoren er statistisk signifikant (dobbeltsidet t-test).

For kombinationen af geografisk område og forbehandlingsteknologi er den eneste statistisk signifikante (dobbeltsidet t-test) forskel, at affaldet fra Hovedstadsområdet giver mere biomasse end de øvrige affaldstyper, når det forbehandles på rullesigte. Dette kan skyldes, at der benyttes papirposer til indsamlingen og at der kun er få urenheder i form af plast i affaldet fra Hovedstadsområdet (se senere).

De tre forbehandlingsteknologier har således en klar og statistisk signifikant rangordning med hensyn til biomassens andel af den kildesorterede organiske dagrenovation: Neddeling + magnetseparering giver stort set 100% biomasse, rullesigten i middel ca. 66% og med højest biomasseandel for affald fra Hovedstadsområdet, mens skrueseparatoren i gennemsnit ligger lavest med ca. 59% biomasse vurderet på basis af vådvægt.

3.2.3 Forbehandlingseffektiviteter: Tørstof og tørstof glødetab

Tabel 3.2.3 og tabel 3.2.4 viser forbehandlingseffektiviteterne, det vil sige biomassens andel af den kildesorterede organiske dagrenovation, udtrykt i forhold til tørstof henholdsvis tørstof glødetab (organisk stof + plast). Tallene i tabel 3.2.3 og 3.2.4 er den procentvise del af den kildesorterede organiske dagrenovations indhold af tørstof, der havner i biomassen.

Det fremgår umiddelbart af tabel 3.2.3, at der for forbehandlingsteknologierne for tørstof gælder samme rangorden som for vådvægt: Den højeste forbehandlingseffektivitet findes for forbehandling ved neddeling + magnetseparering (100%), den næsthøjeste for rullesigten (54%) og den laveste for skrueseparatoren (49%). Forskellen mellem rullesigten og skrueseparatoren er imidlertid lille og ikke statistisk signifikant. For kombinationen af geografisk område og forbehandlingsteknologi er den eneste statistisk signifikante forskel (dobbeltsidet t-test), at affaldet fra Hovedstadsområdet giver mere tørstof i biomassen end de øvrige affaldstyper set under et, når det forbehandles på rullesigte. Den samlede analyse af forskellene mellem fælles og individuelle skraldespande viser, at der heller ikke for tørstof er signifikant forskel, hverken på rullesigten eller skrueseparatoren når alle prøver fra samme forbehandlingssystem ses under et.

Tabel 3.2.2:
Forbehandlingseffektivitet: Biomassens andel, %, af våd vægt af kildesorteret organisk dagrenovation

Tabel 3.2.3:
Forbehandlingseffektivitet: Biomassens andel, %, af tørstof af kildesorteret organisk dagrenovation

Tabel 3.2.4 viser i det væsentlige de samme forskelle for tørstof glødetab, det vil sige organisk stof, som for tørstof. Også her er den lidt højere andel af organisk stof til biomasse for affald fra Hovedstadsområdet behandlet på rullesigte signifikant. Der ses kun små forskelle mellem områder med fælles og individuelle skraldespande og på affald fra forskellige geografiske områder forbehandlet på forskellige forbehandlingsanlæg og ingen forskelle er statistisk signifikante.

Tabel 3.2.4:
Forbehandlingseffektivitet: Biomassens andel, %, af glødetab i kildesorteret organisk dagrenovation

3.2.4 Forbehandlingseffektiviteter: Vand

Tabel 3.2.5 viser forbehandlingseffektiviteterne, det vil sige biomassens andel af den kildesorterede organiske dagrenovation, udtrykt i forhold til vandet i affaldet.

Tabel 3.2.5
Forbehandlingseffektivitet: Biomassens andel, %, af vand i kildesorteret organisk dagrenovation

Det fremgår umiddelbart af tabel 3.2.5, at der for forbehandlingsteknologierne gælder samme rangorden for vand som for vådvægt: Den højeste forbehandlingseffektivitet findes for forbehandling ved neddeling + magnetseparering (100%), den næsthøjeste for rullesigten (74%) og den laveste for skrueseparatoren (64%). Forskellen mellem rullesigten og skrueseparatoren er i snit 10% og er statistisk signifikant.

3.2.5 Forbehandlingseffektivitet: Sammenfatning

Sammenfattende kan det konkluderes, at neddeling og magnetseparering i alle tilfælde giver de højeste andele af alle parametre i biomassen, idet rejektets vægt er mindre end 1 %. Til sammenligning giver rullesigte i gennemsnit 34% rejekt og skrueseparatoren 41% målt som vådvægt. For rullesigten og skrueseparatoren var der ingen væsentlige forskelle i forbehandlingseffektiviteter mellem fælles og individuelle skraldespande. Signifikante forskelle er observeret for affald fra Hovedstadsområdet forbehandlet på rullesigte, idet biomassens andel af indholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation her er størst for vådvægt, tørvægt, tørt organisk stof og vand, sammenlignet med affald fra de øvrige geografiske områder og samtlige forbehandlinger på rullesigte og skrueseparator. At den kildesorterede dagrenovation forbehandlet på rullesigten udmærker sig sammenlignet med øvrige kombinationer af geografi og forbehandling (kun rullesigte og skrueseparator) kan skyldes at netop affaldet fra Hovedstadsområdet var det reneste (sammenlignet med affald fra Kolding, Vejle, Aalborg) og rullesigten qua sin funktionsmåde lader mere falde gennem sigten til biomassefraktionen. Forbehandlingseffektiviteterne varierer betydeligt, med relative standardafvigelser i runde tal på 10-15%, og eventuelle øvrige, men mindre forskelle i forbehandlingseffektivitet afhængig af geografi, skraldespandesystem og forbehandlingsteknologi har ikke kunnet konstateres.

3.3 Fysisk karakterisering

I dette afsnit beskrives den fysiske karakterisering af biomasse og rejekt, idet der lægges vægt på mængden af urenheder (plast o.a.) i biomassen.

Sigtning og centrifugering af mindre prøvevoluminer har været benyttet til denne karakterisering. De to metoder kunne ikke anvendes til fysisk karakterisering af rejektet fra forbehandlingen; men der er for en række rejektprøver foretaget en manuel opsortering, der mængdemæssigt opgør rejektets indhold af organisk biomasse, plast og "andet" (i det væsentlige metalstumper og sten).

Metodebeskrivelser og rådata findes i /1/ og en uddybning af resultaterne vedrørende sigtning og centrifugering findes i /2/.

3.3.1 Fysisk karakterisering af biomasse

Biomassens indhold af partikler er karakteriseret ved sigtning og centrifugering. Det skal dog noteres, at biomassen fra rullesigten i forbindelse med prøvetagningen er neddelt i en shredder, således at de største partikler er blevet yderligere neddelt inden sigtningen og centrifugeringen.

Ved sigtning af det forbehandlede affald fås umiddelbart et visuelt indtryk af tilstedeværelse og karakter af større partikler i det forbehandlede affald herunder af neddelte fremmedlegemer - især plast. Trådsigter med diameter 200 mm og maskevidder 16 mm og 8mm er benyttet til denne vurdering. Metoden giver ikke mulighed for egentlig kvantificering, idet der sker en vis tilbageholdelse på sigtestængerne af mindre partikler især papir. Derimod opnås der en god visuel bedømmelse af de større partikler og deres karakter efter forbehandling ved at betragte sigterne. Der er gennemført sigtning af biomasse fra alle kombinationer af kildesorteret organisk dagrenovation og forbehandling, der indgår i projektet.

Sigtning af biomassen efter forbehandling ved neddeling og magnetseparering af kildesorteret organisk dagrenovation fra Grindsted og fra Hovedstadsområdet, der jo indsamles i papirposer, resulterede tydeligt i store stykker papir på sigterne. Det er ikke umiddelbart muligt at identificere plast på sigterne fra disse prøvetyper.

Sigtning af biomassen efter forbehandling på rullesigte af kildesorteret organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet, der indsamles i papirposer, efterlod stort set ikke plast på sigterne. I den forbehandlede kildesorterede organiske dagrenovation, fra Kolding, Vejle og Aalborg (hvor der indsamles i plastposer), kan der tydeligt identificeres større og mindre stykker plast på sigterne efter forbehandling på rullesigte.

Ved sigtning af biomasse fra skrueseparatoren er der kun i meget begrænset omfang større partikler, der tilbageholdes på sigterne; men der kan dog identificeres små grønne plaststykker i de typer biomasse, hvor der anvendes grønne plastposer til indsamlingen.

En gennemgang af alle sigtebillederne i /1/ viser således:

	at der ved forbehandling på rullesigten efterlades betydelige mængder store partikler på 16 mm og 8 mm sigten uanset affaldstype. Der er ikke forskel på karakteren af det forbehandlede biomasse indsamlet efter samme kildesorteringsvejledning i områder med individuelle og fælles skraldespande; medens der er tydelig forskel på om der er anvendt plast eller ej ved indsamlingen i husstandene eller udendørs.
	at der ved forbehandlingen på skrueseparatoren i Aalborg kun undtagelsesvis efterlades partikler med en størrelse på 16 mm eller derover. Der tilbageholdes også væsentligt mindre materiale på 8 mm sigten end ved forbehandling på rullesigten. Der kan dog identificeres mindre stykker plast på sigterne.
	at den meget enkle forbehandling i Grindsted i form af neddeling og magnetseparering (kun 2 prøver) efterlader mange store partikler - især papir på 16 mm og 8 mm sigterne.

Ideen med centrifugering af det forbehandlede affald er dels at vurdere forholdet mellem mængden af partikler og vand og dels at vurdere tilstedeværelsen af uønskede materialer i biomassen, der er så småt, at det ikke kan identificeres ved sigtning; men evt. kunne genfindes i kraft af centrifugeringen, hvor lette materialer samles på overfladen og tungere f.eks. metal i bunden af centrifugeglasset. Det viste sig ikke generelt muligt at vurdere tilstedeværelsen af uønsket materiale i det forbehandlede affald, da det stort set alle i tilfælde delte sig i en relativt klar vandfase og et fast bundfald. Kun helt undtagelsesvis blev der konstateret partikler (små plaststumper) på overfladen efter centrifugeringen. Det viste sig heller ikke muligt at identificere metalstumper eller andre fejlsorteringer i bundfaldet.

3.3.2 Fysisk karakterisering af rejekt

Hverken sigtning eller centrifugering efter ovenstående metoder er mulig med rejektet fra forbehandlingen på grund af den store partikelstørrelse. Der er dog foretaget en manuel udsortering af 2 prøver rejekt af hver type, således at mængden af plast og andre større, ikke-organiske fremmedlegemer såsom sten og metalstykker kan bestemmes. Efter sortering er plasten skyllet og tørvægt af plast, "andet" og den organiske fraktion inklusiv afskyllet organisk materiale fra plasten er bestemt.

Tabel 3.3.1 giver en oversigt over resultaterne, idet de 3 fraktioner er udtrykt som procent både af vådvægten, og af tørvægten for de 4 geografiske områder, der resulterede i rejekt ved forbehandling på rullesigte og skrueseparator. Der er ikke klare forskelle i plastandelen mellem fælles og individuelle skraldespande og tallene i tabel 3.3.1 viser gennemsnit for alle prøver for hvert geografisk område.

Tabel 3.3.1
Fysisk karakterisering af rejekt. Rejektprøver for fælles og individuelle skraldespande var ikke forskellige og data er her indgår samlet.

* En prøve indeholdt usædvanligt meget plast (» 30% ww)

Det ses, at den kildesorterede organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet, hvor sorteringen i køkkenet sker i papirposer resulterer i meget mindre andel plast i rejektet end dagrenovation fra Aalborg, Vejle og Kolding, hvor sorteringen sker i plastposer. Der er betydelig variation i plastandelen i rejektet på de enkelte prøver og en tendens til at plastandelen er større ved forbehandlingen i Herning end i Aalborg for samme affaldstype. Der er ikke klare forskelle mellem de tre områder, der benytter plastposer i køkkenet.

3.3.3 Fysisk karakterisering: Sammenfatning

På baggrund af sigtninger af biomassen og opsortering af rejekter kan det konkluderes:

	Biomassen fra skrueseparatoren er meget ren om end små plaststumper visuelt kan identificeres, men vægtmæssigt er det meget lidt (skønsmæssigt < 0,5%). Rullesigten resulterer i mere plast og større stykker papir i biomassen.
	Rejektet består for begge forbehandlingers vedkommende primært af organisk stof; oftest 90-98 % men undtagelsesvist af kun 80-85% på grund af usædvanligt store plastmængder. Mængden af fremmedlegemer ud over plast er forsvindende (skønsmæssigt < 1%).

3.4 Kemisk karakterisering

I dette afsnit beskrives den kemiske karakterisering af den kildesorterede organiske dagrenovation. Indledningsvist beskrives den kemiske sammensætning af den kildesorterede organiske dagrenovation, idet data for biomasse og rejekt kombineres til at beskrive udgangspunktet før forbehandlingen. Dette giver mulighed for at vurdere forskelle i den kildesorterede organiske dagrenovation opdelt på geografisk område og fælles henholdsvis individuelle skraldespande inden effekten af forbehandlingen præsenteres. Efterfølgende redegøres for den tidsmæssige variation i biomassens sammensætning og variationen sammenlignes med usikkerheden på prøvetagningen og usikkerheden på de kemiske analyser. Forbehandlingens effekt på den kemiske sammensætning beskrives i form af koncentrationer i sammenhørende prøver af biomasse og rejekt samt i form af biomassens andel af indholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation. Endeligt beskrives den gennemsnitlige sammensætning af biomasse og rejekt fra de forskellige geografiske områder forbehandlet på de forskellige forbehandlingsanlæg. Metodebeskrivelser og rådata findes i /1/.

3.4.1 Sammensætningen af kildesorteret organisk dagrenovation

Med udgangspunkt i sammensætningen af biomassen og rejektet og deres relative andel af den kildesorterede organiske dagrenovation er sammensætningen af den kildesorterede organiske dagrenovation beregnet i figur 3.4-1 for de 5 geografiske områder opdelt for fælles henholdsvis individuelle skraldespande med hensyn til tørstof og vandindhold. Den enkelte sammensætning baserer sig i de fleste tilfælde på 4 prøver (4 biomasse + 4 rejekt) fordelt over undersøgelsesperioden. Tilsvarende er i figur 3.4-2 vist sammensætningen af tørstoffet med hensyn til askeindhold, plastindhold og komponenter i det organiske stof. Basis er også her i de fleste tilfælde 4 prøver, idet alle parametre er målt selvstændigt, bortset fra indholdet af "andre kulhydrater", der er differencen mellem de målte enkeltkomponenter og det samlede organiske indhold (glødetabet uden plast). Plastindholdet hidrører udelukkende fra rejektet og er målt som tørt plast. Der kan være synligt plast i biomassen, men vægtmæssigt er indholdet ubetydeligt. Figur 3.4-3 viser sammensætningen af det organiske tørstof, det vil sige uden plast og askeindhold.

Figur 3.4-1
Sammensætning med hensyn til tørstofindhold og vandindhold af kildesorteret organisk dagrenovation fra fælles (F) henholdsvis individuelle (I) skraldespande fra Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle, og Aalborg.
     

Figur 3.4-2
Den komponentvise sammensætning af tørstofindholdet i kildesorteret organisk dagrenovation fra fælles (F) henholdsvis individuelle (I) skraldespande fra Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle, og Aalborg.
   

Figur 3.4-3
Den komponentvise sammensætning af det organiske stofindhold (glødetab minus plast) i kildesorteret organisk dagrenovation fra fælles (F) henholdsvis individuelle (I) skraldespande fra Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg.

Figur 3.4-1 viser, at tørstofindholdet i det indsamlede kildesorterede organiske dagrenovation er omkring 30-40 % af vådvægten. Der er store variationer i enkeltobservationerne bag middelværdier vist i figur 3.4-1; men alligevel kan der konstateres at tørstofindholdet er statistisk signifikant højere i kildesorteret dagrenovation fra fælles (F) end fra individuelle (I) skraldespande, uanset om prøverne fra Grindsted, hvor der kun indsamles i individuelle skraldespande, medregnes eller ej. Den relative forskel er ca. 10% og ses for alle geografiske områder undtagen Hovedstadsområdet. Den største og eneste signifikante forskel mellem de geografiske områder er mellem Hovedstadsområdet og Vejle, idet sidstnævnte relativt set er næsten 10% højere. For alle enkeltobservationerne varierer tørstofindholdet mellem 27 og 46 %. Langt de fleste enkeltobservationer ligger dog i intervallet 28-38 %. Enkeltstående høje indhold af tørstof skyldes i de fleste tilfælde et ekstraordinært stor indhold af tørt rejekt, hvilket indikerer at den kildesorterede organiske dagrenovation afveg fra de øvrige indsamlede prøver.

Figur 3.4-2 viser, at sammensætningen af tørstoffet i den kildesorterede organiske dagrenovation varierer mellem de 5 geografiske områder. Der er især forskel i plastindholdet, idet indsamlingssystemerne, der benytter plastposer (Kolding, Vejle, Aalborg), har væsentligt mere plast end indsamlingssystemerne, der benytter papirposer (Grindsted, Hovedstadsområdet). For Kolding og Vejle synes der endvidere at være mere plast i den kildesorterede organiske dagrenovation fra fælles skraldespande end fra individuelle skraldespande, mens dette ikke observeredes i Aalborg. Indholdet af plast er for indsamlingssystemer, der benytter plastposer, 3-24 % af TS, mens plastindholdet kun er 0-3% for indsamlingssystemer, der benytter papirposer. En almindelig tynd affaldsplastpose vejer ca. 12 g, og antages den at indeholde 2 kg vådt organisk dagrenovation, svarende til ca. 0,6 kg tørt affald, udgør plastmængden fra posen ca. 2% af TS. Da forskellen i plastindholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation mellem indsamlingssystemer, der benytter plastposer, og indsamlingssystemer, der benytter papirposer, er større end bidraget fra plastposerne på ca. 2%, synes brugen af plastposer at medføre yderligere plast i den kildesorterede organiske dagrenovation. De geografiske områder, der benytter papirposer, kunne på tilsvarende måde forventes at have et større indhold af "andre kulhydrater", idet indsamlingsposerne næppe har et væsentligt indhold af "træstof". Papirposen til organisk dagrenovation vejer typisk 19 g, hvilket under samme antagelser som ovenfor, svarer til et ekstra indhold på 3% målt som TS. I Grindsted benyttes ydermere papirsække til den udendørs opsamling af den kildesorterede organiske dagrenovation. En sådan poser vejer typisk 190-280 g. Grindsted Kommune har opgjort at der anvendes papirposer og papirsække svarer til ca. 5% af mængden af vådt indsamlet kildesorteret organisk dagrenovation /3/, hvilket på TS-basis nærmer sig 12-15% af den indsamlede mængde. Disse bidrag er dog i nærværende undersøgelse ikke observeret som et statistisk signifikant øget indhold af andre kulhydrater i den kildesorterede organiske dagrenovation. Det tilsyneladende forhøjede indhold af træstof i den kildesorterede organiske dagrenovation fra Grindsted kan næppe forklares ud fra brugen af papirposer og papirsække.

Tabel 3.4.2 viser også, at askeindholdet er mindst i kildesorteret organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet (6-13%, middel 9,0%), lidt højere i Grindsted (8-16%, middel 12%) og Aalborg (10-15%, middel 13%), og højst i Kolding (12-20%, middel 16%) og Vejle (15-18%, middel 16%). Disse forskelle, der er statistisk signifikante, kan dog ikke henføres til askeindholdet i forskellige indsamlingsposer, idet både plastposer (askeindhold <3%) og papirposer (askeindhold <0,6%) har et meget lille askeindhold. Forskellen kan i et vist omfang relateres til kildesorteringskriterierne, idet Hovedstadsområdet har den mest udførlige og restriktive kildesorteringsvejledning mens Kolding og Vejle tillader mest i "den grønne fraktion". Kolding inkluderer kattegrus, mens Vejle inkluderer både kattegrus og potteplanter. Begge fraktioner har et højt askeindhold. Det skal bemærkes, at både Kolding og Vejle komposterer den kildesorterede organiske dagrenovation og det har kun mening at inkludere de nævnte fraktioner, når der fremstilles kompost.

Figur 3.4-3 viser, at det organiske stof renset for plast og aske stort set er ens for alle undersøgte kildesorteringsordninger og uafhængig af geografisk område, dog er der en tendens til mere træstof i den kildesorterede organiske dagrenovation fra Grindsted. Det skal dog bemærkes at de enkelte prøver, der ligger bag middelværdierne præsenteret i figur 3.4-3, varierer ganske betydeligt, indikerende en væsentlig tidsmæssig variation i de enkelte komponenter i den kildesorterede organiske dagrenovation.

Sammenfattende kan det konkluderes at det organiske stof i husholdningerne, som det indgår i kildesorteringsordninger, grundlæggende er ens i alle kildesorteringsordninger og uafhængig af indsamlingssystemet, hvad angår indholdet af fedt, protein, stivelse, sukker, andre kulhydrater og træstof. Posesystemet til opsamling af den organiske dagrenovation i køkkenet påvirker dog sammensætningen svarende til 2- 6 % af tørstoffet. Indsamlingssystemer, der benytter plastposer, har et øget indhold plast, der i øvrigt synes at være større end begrundet i selve brugen af plastposer til indsamlingen. Kildesorterings-vejledninger, der inkluderer kattegrus og potteplanter i den kildesorterede organiske dagrenovation, synes at have et øget askeindhold; ca. 16% i forhold til 9% i affald fra den mest restriktive kildesorteringsvejledning. Tørstofindholdet synes at være lidt højere i affald fra fællesskraldespande end fra individuelle skraldespande(2-3% absolut) for Kolding, Vejle og Aalborg. Det har ikke været muligt at identificere årsagen hertil.

3.4.2 Tidsmæssig variation i biomassens kemiske sammensætning

Biomassens kemiske sammensætning har været målt gentagne gange (5-6 gange) for fem kombinationer af geografisk område, boligtype og forbehandlingsteknologi, idet gentagelserne er foretaget på systemer, hvor pågældende affald forbehandledes rutinemæssigt: Affald fra Grindsted forbehandlet med neddeling og magnetseparering i Grindsted (5 prøver over 8 måneder), affald fra Hovedstadsområdet forbehandlet med rullesigte på Knudmoseværket i Herning (6 prøver over 9 måneder) samt affald fra Aalborg forbehandlet med skrueseparator i Vaarst-Fjellerad (5 og 6 prøver over 11 måneder). Resultaterne er sammenfattet i tabel 3.4.1.

Tabel 3.4.1.
Den tidsmæssige variation i biomassens kemiske sammensætning udtrykt som relativ standardafvigelse, S_rel.(%) i forhold til middelværdien.

Tabel 3.4.1 viser at den tidsmæssige variation i biomassens sammensætning for en given kombination af geografisk område, indsamlingssystem og forbehandling afhænger af hvilken parameter der betragtes:

	Den tidsmæssige variation er lille, relativ standardafvigelse mindre end 5%, for glødetab, EFOS, C og brændværdi.
	Den tidsmæssige variation er moderat, relativ standardafvigelse mellem 5% og 15%, for biomasseandelen, tørstof, fedt, protein, K, N, H og S.
	Den tidsmæssige variation er stor, relativ standardafvigelse større end 15%, for stivelse, sukker, træstof, P og Cl.

Disse variationer indenfor en parameter over tid må respekteres ved sammenligning af data med forskellig udgangspunkt, hvor kun få observationer haves og variationen derfor er dårligt bestemt. Dette betyder, i generelle vendinger, at forskelle for en parameter, bestemt på få data, ikke kan anses for signifikante, med mindre forskellen mindst er det dobbelte af den relative standardafvigelse.

Det skal bemærkes, at tørstofindholdet i biomassen varierer betydeligt, og da de øvrige parametre er relateret til tørstof, vil indholdet af de enkelte parametre, udover variationen i sammensætningen som beskrevet ovenover, også være underlagt variationen i tørstofindholdet.

Tabel 3.4.2 sammenstiller ovennævnte tidsmæssige variationer bestemt i tabel 3.4.1 med prøvetagningsusikkerheden bestemt i analysen af prøvetagningsproceduren og usikkerheden på den kemiske analyse repræsenteret ved den prøve, der blev analyseret i hver af de gennemførte analyseserier. De i tabel 3.4.2 indgående usikkerheder er ikke umiddelbart additive, men viser at variationen på en kemisk parameter indeholder bidrag fra usikkerhed ved prøvetagningsproceduren, fra usikkerhed ved udførelsen af den kemiske analyse samt fra den naturlig variation i udgangsmaterialets sammensætning. Dataene i tabel 3.4.2 indikerer, at kvaliteten af den anvendte prøvetagningsprocedure og af de udførte kemiske analyser er god og står i et fornuftigt forhold til den naturlige variation i biomassen, fordi den naturlige variation for langt de fleste parametre er betydelig større end analyse- og prøvetagningsusikkerheden.

Sammenfattende kan det konkluderes at, sammensætningen af biomassen for et givet system (geografi, indsamlingssystem, forbehandling) varierer over tid og at variationen er forskellig for forskellige parametre. Den største variation ses for stivelse og sukker, som er let omsættelige komponenter og derfor formentlig også påvirket af affaldets alder og opbevaringstemperatur. Også P og Cl, der begge forekommer i relative lave indhold, udviser store variationer. Den relative standardafvigelse er af størrelsen 30-40%. For de øvrige parametre er den tidsmæssige variation væsentlig mindre og for centrale parametre som tørstof, glødetab og EFOS kun 3-10%. Kvaliteten af de benyttede prøvetagningsprocedurer og analyseprocedurer, som er evaluerede hver for sig, synes at stå i fornuftigt forhold til den tidsmæssige variation af biomassens sammensætning. Den tidsmæssige variation skal tages i betragtning ved vurderingen af forskelle baseret på prøver udtaget på forskellige tidspunkter.

Tabel 3.4.2 :
Sammenligning af den relative standardafvigelse udtrykt i % (S_rel., %) for en række kemiske parametre som vurderet med udgangspunkt i analysen af prøvetagningsproceduren (prøvetagning), prøven der blev analyseret med hver analyseserie (Analyse) samt de tidsmæssig fordelte prøver præsenteret i tabel 3.4-1.

3.4.3 Forbehandlingens effekt på sammensætning af biomasse og rejekt

Forbehandlingens effekt, hvad angår biomassens andel af vådvægt, tørstofindhold og indhold af organisk stof, målt som tørstof glødetab, i den kildesorterede organiske dagrenovation, er præsenteret i afsnit 3.2.

I dette afsnit beskrives forbehandlingens effekt på kvaliteten af biomasse og rejekt, idet forskellige parametres koncentration i biomasse og den organiske del af rejektet (rejekt minus plast) er vist i figur 3.4-4: TS, VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N, P og K.

Figur 3.4-4
Koncentrationen af TS, VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N, P og K i biomasse og rejekt (den organiske del af rejektet, dvs. minus plast) for samhørende målinger fra forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation (f.eks. %K i % af TS i biomassen) fra rullesigte og skrueseparator.

Figur 3.4-4 viser, at rullesigten generelt ikke er koncentrationsmæssig selektiv (det vil sige at koncentrationen ikke er væsentlig forskellig i biomasse og i den organiske del af rejektet) med hensyn til parametrene: VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N og K. Men rullesigten er koncentrationsmæssig selektiv i væsentligt omfang med hensyn til TS, idet TS er højere i rejekt end i biomasse, og med hensyn til P, hvor biomassens koncentration er højest.

Figur 3.4-4 viser, at skrueseparatoren generelt ikke er koncentrationsmæssig selektiv (det vil sige at koncentrationen ikke er væsentlig forskellig i biomasse og i den organiske del af rejektet) med hensyn til VS. Men skrueseparatoren er koncentrationsmæssig selektiv i væsentligt omfang med hensyn til TS, træstof og P, der er højere i rejekt end i biomasse, og med hensyn til EFOS, fedt, protein, N og K, idet disse parametre koncentrationsmæssigt er højest i biomassen.

For sukker, stivelse og Cl er der ingen systematisk koncentrationsmæssig selektivitet for hverken rullesigte eller skrueseparator.

3.4.4 Forbehandlingens effekt på stoffordelingen mellem biomasse og rejekt

I dette afsnit beskrives effekten af forbehandlingen med hensyn til fordeling i biomasse og i rejekt af indholdet af TS, VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N, P og K til stede i den våde kildesorterede organiske dagrenovation. Figur 3.4-5 viser indholdet af en parameter i rejektet (for eksempel g i rejektet pr. kg vådt kildesorteret organisk dagrenovation) afbildet mod det tilsvarende indhold i biomassen (for eksempel g i rejektet pr. kg vådt kildesorteret organisk dagrenovation). Figur 3.4-5 bygger således på den koncentrationsmæssige fordeling vist i figur 3.4-4 og oplysningerne om forbehandlingens fordeling af vådvægt præsenteret i afsnit 3.2.

Figur 3.4-5 viser, at rullesigten generelt ikke er massemæssig selektiv (det vil sige at massen er ligeligt fordelt i biomasse og i den organiske del af rejektet) med hensyn til parametrene: TS, VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N og K. Men rullesigten er massemæssig selektiv i væsentligt omfang med hensyn til P, idet ca. 2/3 af P i den kildesorterede organiske dagrenovation findes i biomassen efter forbehandlingen.

Figur 3.4-5 viser, at skrueseparatoren generelt ikke er massemæssig selektiv (det vil sige at massen er ligeligt fordelt i biomasse og i den organiske del af rejektet) med hensyn til parametrene: TS, VS, fedt, protein, EFOS, N og K. Men skrueseparatoren er massemæssig selektiv i væsentligt omfang med hensyn til træstof og P, idet der efter forbehandlingen er mest træstof og P i rejektet.

I figur 3.4-5 er effekten af forbehandlingen kun analyseret opdelt efter forbehandlingsteknologi (rullesigte og skrueseparator, idet forbehandling med neddeling og magnetseparering ikke resulterer i nævneværdigt rejekt) uagtet affaldets geografiske oprindelse. Tabel 3.4.3 viser biomassens andel af samtlige parametre efter forbehandling udtrykt som middel for de forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologi. For de centrale parametre fedt, protein, træstof og EFOS samt næringsstofferne N, P og K er der af hensyn til den statistiske behandling af observationerne under middelværdierne angivet de bagvedliggende enkeltobservationer.

Figur 3.4-5
Koncentrationen af TS, VS, fedt, protein, træstof, EFOS, N, P og K i samhørende målinger af biomasse og rejekt (organiske del af rejektet, dvs. minus plast) udtrykt på basis af koncentrationen i den våde kildesorterede organisk dagrenovation (for eksempel g i rejektet pr. kg våd kildesorteret organisk dagrenovation) fra rullesigte og skrueseparator.
   

Tabel 3.4.3
Biomassens andel, %, af den kildesorterede organiske dagrenovation udtrykt som middel (understreget) for de forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologier (N+M: neddeling + magnetseparering, Rul.: Rullesigte, Skr. : skrueseparator). For parametrene fedt, protein, træstof, EFOS, N, P og K er der under middelværdierne angivet de bagvedliggende enkeltobservationer.

Det ses af tabel 3.4.3, at biomassens andel af de forskellige komponenter i det organiske stof i den kildesorterede organiske dagrenovation i et vist omfang afhænger både af affaldets oprindelse og af forbehandlingsteknologi. Eneste generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren er at rullesigten fordeler mere P og træstof over i biomassen end skrueseparatoren gør. Massemæssigt betragtet er der dog ingen signifikante generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren med hensyn til at fordele det nedbrydelige organiske stof målt som EFOS til biomassen. Men som diskuteret neden for er der en forskel specifikt for affald fra Hovedstadsområdet og Vejle.

For affald fra Kolding og Aalborg er der kun – træstof og P undtaget - små forskelle mellem rullesigtens og skrueseparatorens fordeling af den kildesorterede dagrenovations indhold til biomassen. I runde tal havner 50-55% af alle komponenter i biomassen. For affald fra Hovedstadsområdet og fra Vejle forholder dette sig noget anderledes, idet rullesigten for en række komponenter massemæssigt her fordeler mere til biomassen på rullesigten end på skrueseparatoren: det drejer sig i begge tilfælde om protein, EFOS, K, P, N, C, H og brændværdi. En god forklaring herpå haves ikke.

3.4.5 Kvaliteten af biomasse

Selv om forskellene i sammensætningen af den kildesorterede organiske dagrenovation fra de forskellige geografiske områder, repræsenterende forskellige kildesorteringssystemer, var relative små og primært vedrørte indholdet af plast og aske i affaldet, kan forbehandlingsteknologiernes forskellig funktion resultere i forskelle i biomassens sammensætning. Dette er søgt illustreret i tabel 3.4.4, der viser den gennemsnitlige sammensætning af biomasse fra 5 geografiske områder kombineret med de 3 forbehandlingsteknologier.

Tabel 3.4.4 viser, at den konstaterede forskel i askeindhold i den kildesorterede organiske dagrenovation for de forskellige geografiske områder også genfindes i biomassen: Askeindholdet er størst i biomasse fra Kolding og Vejle (15,0-16,7%)og mindste i Hovedstadsområdet (6,5-11,2%) og Grindsted (10,0%) og ikke signifikant påvirket af forbehandlingen.

Tabel 3.4.4
Biomassens sammensætning i gennemsnit for de forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologier (N+M: neddeling + magnetseparering, Rul.: Rullesigte, Skr. : skrueseparator).

Bortset fra denne forskel i askeindholdet er der, hvad angår det geografiske udgangspunkt, ikke konstateret signifikante forskelle i sammensætningen af biomassen.

De væsentligste forskelle i biomassens sammensætning skyldes forbehandlingen. Forskellen mellem neddeling + magnetseparering og rullesigtning er med hensyn til den resulterende biomasses sammensætning marginal (P indholdet er svagt større i rullesigtet biomasse end i neddelt + magnetsepareret biomasse), idet det erindres at denne sammenligning kun har kunnet foretages for kildesorteret organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet. Den væsentligste forskel findes mellem biomasse fra rullesigt og fra skrueseparator. Generelt kan de siges, at biomasse fra skrueseparator, sammenlignet med biomasse fra rullesigte, indeholder mere vand (relativt 7-20% mindre TS), mere fedt (relativt 10-20% mere), mindre træstof (relativt 22-40% mindre) og mere EFOS (EFOS er 97,3-99,3 % af VS for skrueseparatoren sammenlignet med 87-94% af VS for rullesigten: det vil sige at det organiske stof er lettere nedbrydeligt efter forbehandling med skrueseparator) samt mindre P (relativt 50% lavere).

Mens sukker, stivelse, protein og fedt i almindelighed er let nedbrydelige anses træstof kun for delvist nedbrydeligt, hvilket underbygges af figur 3.4-6, der viser at træstof og EFOS er negativt korrelerede: det vil sige jo mere træstof, des mindre EFOS og dermed mindre nedbrydelighed. Det må dog konstateres at det organiske stof i langt overvejende grad er let nedbrydeligt, idet den enzymnedbrydelige andel udgør 92-98% af det organiske stof. Figur 3.4.6 viser, at også godt halvdelen af træstoffet er enzymfordøjeligt.

Komponentfraktionerne fedt, protein, stivelse og sukker er individuelle kvantitative bestemmelser, mens fraktionen andre kulhydrater udgøres af differencen mellem det samlede organiske stof (det vil sige glødetab) og summen af enkeltkomponenterne. Enkeltkomponenterne repræsenteres ofte med henblik på den senere beregning af deres potentiale for metandannelsen ved typiske grundstofformuleringer:

	Fedt: C57H104O6
	Protein: C5H7NO2
	Kulhydrater (stivelse, sukker, andre): C6H12O6, C5H5O(OH)2OCH2OH

Figur 3.4-6
Sammenhæng mellem biomassens koncentration af træstof og biomassens koncentration af EFOS (procentdel af organisk stof, VS der er enzymfordøjeligt).

På basis heraf kan grundstofindholdet af C, H og O beregnes:

	Kulstof i målte enkeltkomponenter svarer til et C-indhold i biomassen på 42-49% C, hvilket sammenlignet med det direkte målte C-indhold på 45-54% C svarer til, at der kan redegøres for 84-102% af biomassens kulstofindhold. I gennemsnit kan der redegøres for 93%.
	Brint i målte enkeltkomponenter svarer til et H-indhold i biomassen på 5,7-6,7% H, hvilket i sammenlignet med det direkte målte H-indhold på 6,1-8,0% H svarer til, at der kan redegøres for 80-92% af biomassens H-indhold. I gennemsnit kan der redegøres for 86%.
	Ilt i målte enkeltkomponenter svarer til et O-indhold i biomassen på 31-38% O. Iltindholdet er ikke målt direkte men kan beregnes som forskellen mellem summen af C,H, N og S og den samlede organiske vægt (S-indholdet er ca. 0,2% og N-indholdet 2-3%), hvilket giver et O-indhold på 25-32% O svarende til at der kan redegøres for 102-140% af biomassens O-indhold. I gennemsnit kan der redegøres for 122%.

Ovenstående beregninger tyder på at antagelserne om enkeltkomponenternes gennemsnitsammensætning i et vist omgang underestimerer biomassens indhold af kulstof og brint og overestimerer indholdet af ilt. I forhold til beregningen af metanpotentialet kan det overvejes at justere komponentsammensætningen. Dette er ikke gjort her, da metanpotentialet også beregnes ud fra den målte grundstofsammensætning.

3.4.6 Kvaliteten af rejektet

Den fysiske sammensætning af rejekterne er beskrevet i afsnit 3.3.2 hvad angår indholdet af organisk stof, plast og "andet". I langt de fleste tilfælde udgør det organiske stof hovedparten af tørstofindholdet i rejektet. Tabel 3.4.5 viser sammensætning af rejektets organiske fraktion i gennemsnit for de forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologier. Overordnet set er det organiske stof i rejektet ikke væsentligt forskellig fra det organiske stof i biomassen. Mindre forskelle ses dog med hensyn til fedt og EFOS, hvor koncentrationerne i rejektet er lavere end i biomassen, og med hensyn til træstof, hvor koncentrationerne i rejektet er højere end i biomassen, især for rejekt fra skrueseparatoren.

Tabel 3.4.5
Sammensætning af rejektets organiske fraktion i gennemsnit for de forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologier (Rul.: Rullesigte, Skr. : skrueseparator).

Brændværdierne repræsenteret i tabel 3.4.5 omfatter kun det organiske stof i rejektet. Det skal noteres at ved betragtninger over rejektets disponering, for eksempel til forbrænding, skal mængden af frasorteret plast indregnes (se afsnit 3.3.2).

3.4.7 Kemisk karakterisering: sammenfatning

Ved at betragte den kemiske sammensætning af prøverne af biomasse og af rejekt har været muligt at etablere viden om en række væsentlige aspekter:

	Det kildesorterede affalds sammensætning varierer mellem de geografiske områder men synes forklarlige udfra forskelle i kildesorteringsvejledning og i poser anvendt til indsamlingen: Kattegrus, potteplanter og lignede inkluderet i den grønne fraktion synes at øget askeindholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation, og anvendelsen af plastposer i indsamlingen øger indholdet af plast, dog også udover den plastmængde der skyldes selve indsamlingsposerne. Set i forhold til sammensætningen af det organiske indhold er der ikke nævneværdige forskelle mellem de forskellige geografiske områder og ej heller mellem fælles og individuelle skraldespande.
	Forbehandlingens betydning for biomassens andel af de forskellige komponenter i den kildesorterede organiske dagrenovation afhænger i et vist omfang både af affaldets oprindelse og af forbehandlingsteknologi. Eneste generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren er at rullesigten massemæssigt fordeler mere P og træstof over i biomassen end skrueseparatoren gør. Massemæssigt betragtet er der dog ingen signifikante generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren med hensyn til at fordele det nedbrydelige organiske stof målt som EFOS til biomassen. Dog er der for de enkelte geografiske områder en række særlige forhold. For affald fra Kolding og Aalborg er der kun – træstof og P undtaget - små forskelle mellem rullesigtens og skrueseparatorens fordeling af den kildesorterede dagrenovations indhold til biomassen. I runde tal havner 50-55% af alle komponenter i biomassen. For affald fra Hovedstadsområdet og fra Vejle forholder dette sig noget anderledes, idet rullesigten her fordeler mere protein, EFOS, K, P, N, C, H og brændværdi til biomassen end skrueseparatoren.
	Biomassens sammensætningen varierer over tid for et givet system (geografi, indsamlingssystem, forbehandling) og variationen er forskellig for forskellige parametre. Den største variation ses for stivelse og sukker, som er let omsættelige komponenter og derfor formentlig også påvirket af affaldets alder og opbevaringstemperatur. Også P og Cl, der begge forekommer i relative lave indhold, udviser store variationer. Den relative standardafvigelse er af størrelsen 30-40%. For de øvrige parametre er den tidsmæssige variation væsentlig mindre og for centrale parametre som tørstof, glødetab og EFOS kun 3-10%.
	Biomassens sammensætning varierer mellem de geografiske områder, idet den konstaterede forskel i askeindhold i den kildesorterede organiske dagrenovation for de forskellige geografiske områder også genfindes i biomassen: Askeindholdet er størst i biomasse fra Kolding og Vejle (15,0-16,7%)og mindst i Hovedstadsområdet (6,5-11,2%) og Grindsted (10,0%) og ikke signifikant påvirket af forbehandlingen. Bortset fra denne forskel i askeindholdet er der hvad angår det geografiske udgangspunkt ikke konstateret signifikante forskelle i sammensætningen af biomassen.
	De væsentligste forskelle i biomassens sammensætning skyldes forbehandlingen. Forskellen mellem neddeling + magnetseparering og rullesigtning er med hensyn til den resulterende biomasses sammensætning marginal. Den væsentligste forskel findes mellem biomasse fra rullesigt og fra skrueseparator. Generelt kan de siges, at biomasse fra skrueseparator, sammenlignet med biomasse fra rullesigte, indeholder mere vand (relativt 7-20% mindre TS), mere fedt (relativt 10-20% mere), mindre træstof (relativt 22-40% mindre) og mere EFOS (EFOS er 97,3-99,3 % af VS for skrueseparatoren sammenlignet med 87-94% af VS for rullesigten) samt mindre P (relativt 50% lavere).
	Det organiske stof i rejektet er overordnet set ikke væsentligt forskellig fra det organiske stof i biomassen. Mindre forskelle ses dog med hensyn til fedt og EFOS, hvor koncentrationerne i rejektet er lavere end i biomassen, og med hensyn til træstof, hvor koncentrationerne i rejektet er højere end i biomassen, især for rejekt fra skrueseparatoren

3.5 Metanpotentiale

Dette afsnit beskriver laboratoriemålinger af biogaspotentialet i biomasse såvel som i rejekt. Biogaspotentialet er bestemt på 2 prøver af hver affaldstype (geografisk område, fælles henholdsvis individuel skraldespand) for hver af de gennemførte forbehandlinger, i alt 41 bestemmelser på biomasse og 16 bestemmelser på den organiske del af udvalgte rejekter.

Biogaspotentialet er endvidere beregnet ud fra den kemiske sammensætning af affaldet og sammenlignet med de målte biogaspotentialer.

Metodebeskrivelser og rådata findes i /1/.

3.5.1 Måling af metanpotentialet

Biogaspotentialet er målt i et batch system i laboratoriet karakteriseret ved:

	2 l glasreaktorer opstillet i triplikater
	Stor mængde podemateriale fra Vegger biogasanlæg
	Findelt affald, ca. 10 g TS pr. reaktor
	55° C i 50 døgn
	Gasdannelsen måles direkte i form af dannet metan

Metoden er et kompromis mellem på den ene side ønsket om at bruge en stor prøvemængde for at minimere effekten af affaldets inhomogenitet og på den anden side en praktisk gennemførlighed uden for store og vanskeligt håndterbare gasmængder. Endvidere har det været et ønske at måle metandannelsen direkte, idet kuldioxid, der er den anden væsentlige komponent i den dannede gas, i stor udstrækning opløses i vandfasen svingende med pH i vandfasen. Findeling af affaldet er gennemført for at give mulighed for at udtage 10 g TS så repræsentativt som muligt og for at fremme omsætningen. Temperaturen, 55 ° C, er typisk for termofil udrådning og skulle tillade en hurtigere omsætning af affaldet. Biogaspotentialet som sådan forventes ikke at være afhængig af hverken partikelstørrelsen eller temperaturen, om end disse parametre vil have væsentlig betydning for det aktuelle gasudbytte i et kontinuert drevet biogasanlæg.

Podemateriale og affald tilsættes en 2 l glasflaske, således at ca. 0,5 l er væske og 1,5 l er luftvolumen. Dette fyldes med en blanding af kvælstof og kuldioxid og flasken aflukkes med et tryktæt skruelåg forsynet med en tyk, gastæt membran, hvorigennem en sprøjte kan stikkes. Flasken opbevares ved 55° C. Gennem de næste 50 døgn rystes flasken jævnligt og der udtages løbende fra flasken en 0,2 ml gasprøve, der umiddelbart efter udtagning analyseres for metan på en gaskromatograf med en termisk detektor (FID). Gasprøven udtages ved det aktuelle tryk i flasken og udmåles kvantitativt som en mængde metan. Når trykket i flasken stiger over 1,5-2 atmosfære udluftes gassen, idet mængden af metan der fjernes bestemmes ud fra en måling før og efter udluftningen. Den dannede metanmængde udtrykkes ved standardbetingelser (N: 273° K og 100000Pa, hvilket er 0° C og 1 atmosfæres tryk) pr. g tilsat VS som funktion af tiden. Parallelt med målingen af metandannelsen i prøven måles også metandannelsen i podematerialet alene ligesom metandannelsen for en standard cellulose prøve måles. Sidstnævnte bruges til at vurdere om podematerialet har fungeret tilstrækkeligt godt. Metanpotentialemålingerne opstilles typisk med 12-18 prøver i hver serie svarende til 42 til 60 reaktorer.

Figur 3.5-1 viser akkumulerede metandannelseskurver for prøve inklusiv podemateriale, for celluloseprøve inklusiv podemateriale og for podematerialet alene. Figur 3.5-2 viser de resulterende kurver for metanpotentialet for prøve og celluloseprøve, idet podematerialets bidrag nu er fratrukket. Den maksimale akkumulerede metanmængde i løbet af 50 døgn er metanpotentialet. Det bemærkes, at affaldsprøven er meget let omsættelig, idet langt størstedelen af metandannelsen (80-90%) sker inden for de første 10 dage. Der må dog ikke lægges for meget i kurveforløbet, da det afspejler bachforsøgets betingelser og ikke direkte må anvendes til at udsige noget om metandannelsen i en fuld-skala reaktor.

Figur 3.5-1
Akkumulerede metandannelseskurver for prøve af biomasse inklusiv podemateriale, for celluloseprøve inklusiv podemateriale og for podematerialet alene.
   

Figur 3.5-2
Resulterende kurver for metanpotentialet for prøve og celluloseprøve, idet podematerialets bidrag nu er fratrukket, jævnfør figur 3.5-1.

Kun metandannelsen er målt, men ønskes det overslagsmæssigt beregnet, hvor meget gas, det vil sige blandingen af metan og kuldioxid, der dannes, kan det antages, at gasmængden er 50% større end metanmængden.

De væsentligste usikkerhedskilder ved den benyttede metode er kvaliteten af det benyttede podemateriale, usikkerhed omkring fordelingen af den samme mængde podemateriale i alle reaktorer, tilsætningen af en homogen mængde affald til alle reaktorer samt den biologiske udvikling i den enkelte reaktor. Temperaturkontrollen, prøvetagningen og selve metanmålingen skønnes kun at være behæftet med ringe usikkerhed. Metodens usikkerhed er søgt kvantificeret statistisk i /1/, men erfaringsgrundlaget og datamaterialet er stadig begrænset og usikkerhederne må derfor antages at være store. Da datamaterialet, som usikkerhedsbetragtningerne bygger på, blev etableret i løbet af undersøgelsesperioden, var der for de fleste af de gennemførte målinger af metanpotentiale ikke a priori opstillet et statistisk begrundet sæt kvalitetssikringsregler.

Målingerne af metanpotentialet er gennemført over 7 serier, hvoraf en er en om-måling, da det benyttede podemateriale viste sig at afvige fra tidligere benyttet podemateriale, og en er siden hen kasseret på grund af for lille metanpotentiale i celluloseprøverne. Celluloseprøverne viser i middel for de 5 benyttede serier 382 Nml CH₄/g VS hvilket svarer til ca. 92% af cellulosens teoretiske metanpotentiale. Variationen (største minus mindste) er i snit for de 3 celluloseprøver 60 Nml CH₄/g VS. I den første serie gav celluloseprøverne i snit kun 309 Nml CH₄/g VS, hvilket sammenlignet med de senere målinger er lavt i forhold til de opstillede kontrolregler (de efterfølgende gav: 335, 387, 396, 417, 374 Nml CH₄/g VS) og følgelig har målingerne fra denne serie måtte kasseres. Det har af tidsmæssige årsager ikke været muligt at måle prøverne om.

Reproducerbarheden baseret på triplikater er estimeret til 67 Nml CH₄/g VS, hvilket er 95% konfidensintervallet for metanpotentialer målt på forskellige tidspunkter i løbet af undersøgelsen. Dette betyder, at den samme prøves metanpotentiale målt på to forskellige tidspunkter i 95% af alle tilfælde må forventes at ligge med forskel på 67 Nml CH₄/g VS eller mindre.

3.5.2 Metanpotentiale: Biomasse

Tabel 3.5.1 viser de i laboratoriet 30 målte metanpotentialer, hvor den første måleserie er udeladt, udtrykt som Nml CH₄/g VS (Nm³ CH₄/ton VS) for biomasse fra forskellige geografiske områder og forbehandlingsteknologi for henholdsvis fælles (F) og individuelle (I) skraldespande. Metanpotentialemålingerne er behæftet med væsentlig usikkerhed; inden for prøver repræsenterende samme geografiske område og samme forbehandlingsteknologi men udtaget på forskellige tidspunkter er den relative standardafvigelse i middel 13% eller 65 Nml CH₄/g VS. Metanpotentialet udtrykt på basis af organisk stof, her VS, udviser ingen systematiske forskelle med hensyn til geografisk område, indsamlingssystem eller forbehandlingsteknologi. I gennemsnit er biomassens metanpotentiale 465 Nml CH₄/g VS og den samlede relative standardafvigelse 14%.

Tabel 3.5.1:
Målte metanpotentialer for biomasse (Nml CH₄/g VS)

3.5.3 Metanpotentiale: Rejekt

Som vist i afsnit 3.3.2 indeholder rejektet væsentlige mængder organisk biomasse, der på basis af sammensætningen præsenteret i tabel 3.4.5 vurderes i store træk at minde om det organiske stof i biomassen. Dog indeholder rejektets organiske stof mere træstof og lavere EFOS, hvilket indikerer mindre nedbrydelighed. Metanpotentialet i det organiske stof i rejektet er målt i 16 tilfælde, som præsenteret i tabel 3.5.2.

Inden for prøver repræsenterende samme geografiske område og samme forbehandlingsteknologi, men udtaget på forskellige tidspunkter, er den relative standardafvigelse i middel 17% eller 55 Nml CH₄/g VS . Det organiske stof i rejektet resulterer i mindre metan end det organiske stof i biomassen: For rullesigten er metanpotentialet 280 Nml CH₄/g VS eller ca. 40% mindre end i biomassen og for skrueseparatoren er metanpotentialet 355 Nml CH₄/g VS eller ca. 25% mindre end i biomassen. Metanpotentialet i det organiske stof i rejektet fra skrueseparatoren er statistisk set ikke signifikant højere end metanpotentialet i det organiske stof i rejektet fra rullesigten. Metanpotentialerne målt for det organiske stof i rejektet fra rullesigten tilført kildesorteret organisk dagrenovation fra Vejle er lavere end de øvrige målinger. Dette kan ikke umiddelbart forklares; for eksempel er EFOS i de 2 prøver 86 og 90% og som sådan ikke afvigende fra EFOS i de øvrige rejektprøver (81-95%).

Tabel 3.5.2:
Målte metanpotentialer for den organiske fraktion af rejekter (Nml CH₄/g VS)

3.5.4 Metanpotentiale: Beregnede og målte værdier

Figur 3.5-3 viser sammenhængen mellem målte metanpotentialer og beregnede potentialer for biomassen ud fra henholdsvis komponentsammensætningen (fedt, protein, kulhydrater) og grundstofsammensætningen (C, H, O og N). Forskellen mellem de to beregninger er, at den komponentbaserede beregning bygger på målte koncentrationer af de pågældende komponenter, omregnet til VS, og antagelser om typiske grundstofsammensætninger af de pågældende komponenter, mens den grundstofbaserede beregning bygger på faktiske målinger af grundstoffernes koncentration, omregnet til VS for biomassen.

Figur 3.5-3
Metanpotentialer målt i batch-forsøg som funktion af teoretisk beregnede metanpotentialer.

Begge beregninger er berettigede, da der tidligere konstateredes en mindre afvigelse mellem grundstofferne C, H og O i komponenterne og de faktiske målte koncentrationer.

I figur 3.5-3 er endvidere vist målinger og beregninger for en række rene komponenter som sukker, stivelse, cellulose, fedt og papirposer. Resultaterne for disse komponenter viser, at der over et stor interval (400–1000 Nml CH₄/g VS, svarende til 400-1000 Nm³ CH₄/t VS) er en tydelig korrelation mellem beregnede og målte værdier, mens dette ikke kan konstateres for beregnede og målte værdier for biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation: Her falder alle de beregnede værdier baseret på enkeltkomponenter inde for et snævert interval (ca. 80 Nml CH₄/g VS) mens de målte falder inden for et væsentligt større interval (ca. 300 Nml CH₄/g VS). De beregnede værdier baseret på grundstoffer falder inden for et noget bredere interval (ca. 180 Nml CH₄/g VS) mens de målte stadig falder inden for et væsentligt større interval (ca. 300 Nml CH₄/g VS). Inden for de skitserede intervaller er der ingen korrelation mellem beregnede og målte metanpotentialer. På basis af enkeltprøver varierer det målte metanpotentiale mellem 60 og 106% (gennemsnit 85%) af det beregnede potentiale baseret på enkeltkomponenter og mellem 50 % og 91% (gennemsnit 72%) af det beregnede potentiale baseret på grundstoffer. Det beregnede metanpotentiale er større baseret på grundstoffer (gennemsnitligt ca. 17%) end på enkeltkomponenter, hvilket passer med at målingerne viser større indhold af C og H i biomassen end redegjort for ud fra enkeltkomponenterne. Det kan ikke på basis af en direkte sammenligning af de beregnede og målte værdier afgøres, hvilken fremgangsmåde der er bedst.

3.5.5 Metanpotentiale i kildesorteret organisk dagrenovation

I tabel 3.5.3 er de målte biogaspotentialer, oprindeligt udtrykt i forhold til VS, også præsenteret pr. ton oprindelig våd kildesorteret dagrenovation. Det ses her, at den store mængde organisk stof, der fjernes med rejektet, betyder næsten en halvering af den potentielle mængde metan pr. ton våd kildesorteret organisk dagrenovation. I snit er metanpotentialet pr. ton kildesorteret organisk dagrenovation ca. 22% højere ved forbehandling med rullesigte end ved skrueseparator.

Tabel 3.5.3:
Målte metanpotentialer for biomasse udtrykt i forhold til våd kildesorteret organisk dagrenovation (Nml CH₄/g våd kildesorteret organisk dagrenovation før forbehandling)

3.5.6 Metanpotentiale: sammenfatning

Målinger af metanpotentialet i laboratoriet over 50 døgn viser, at det organiske stof i biomassen fra forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation har et stort metanpotentiale på gennemsnitligt 465 Nml CH₄/g VS. Målingerne udviser nogen variation men der er ingen systematiske forskelle mellem geografiske områder, fælles og individuelle skraldespande og ej heller forbehandling.

Metanpotentialer beregnet enten udfra komponentsammensætningen eller ud fra grundstofsammensætningen viser som forventet noget højere værdier end de faktisk målte, men der er ingen korrelation mellem beregnede og målte værdier. Betragtes organisk stof med meget varierende sammensætning, for eksempel rent fedt og rent sukker, er der en klar korrelation mellem beregnede og målte værdier. For biomasse fra forbehandlet organisk dagrenovation er variationen imidlertid så lille at den overskygges af variationen i den biologiske måling af metanpotentialet. Det kan ikke ud fra de gennemførte forsøg afgøres om måling eller beregning giver de mest brugbare estimater på metanpotentialet.

Rejektets organiske del udviser også et væsentligt metanpotentiale, på VS-basis dog 25-40% mindre end potentialet i biomassen. Dette indikerer, at kunne der ved forbehandlingen fordeles en større mængde af det organiske stof til biomassen frem for til rejektet, vil også metanpotentialet i biomassen øges målt i forhold til den kildesorterede organiske dagrenovation, om end der ikke vil være fuld linearitet.

3.6 Pilot-biogasanlæg

Dette afsnit beskriver metanudbyttet af biomasse bioforgasset på et pilot-biogasanlæg. Metanudbyttet er bestemt på 17 prøver repræsenterende et spænd af affaldstyper (geografisk område, fælles henholdsvis individuel skraldespand, forbehandling). Pilot-biogasanlægget er tilført den pågældende affaldstype dagligt i op til 3 måneder og metanudbyttet er først bestemt når driften er blevet stabil.

Afløbet fra pilot-biogasanlægget er karakteriseret med hensyn til kemisk sammensætning, restmetanpotentiale bestemt i laboratoriet samt restmetanudbyttet målt i pilot-biogasanlægget efter ophør af indfødning. Biogasudbyttet er endvidere søgt korreleret med metanpotentialerne rapporteret i afsnit 3.5

Metodebeskrivelser og rådata findes i /1/.

3.6.1 Pilot-biogasanlæg

Metanudbyttet ved kontinuert bioforgasning af biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation er målt i pilot-biogasanlæg opstillet på Sjölunda rensningsanlæg i Malmø. Pilot-anlægget har 5 parallelle forsøgsopstillinger, der i dette forsøg har været karakteriseret ved:

	Indfødning og udtag 1 gang i døgnet over en periode på 3 måneder
	Organisk belastning: 2,8 kg VS/m3 og døgn
	Opholdstid i reaktoren: 15 døgn
	Temperatur: 55 oC
	Tørstof indhold i indfødt materiale: 5 %
	Reaktorvolumen: 35 l , som er ca. 2/3 fyldt, og opblandet ved hjælp af propelomrører

Pilot-biogasanlægget er vist i figur 3.6-1. Reaktoren opstartes med podningsmateriale fra et fuldskala biogasanlæg i normal drift med termofil udrådning, enten anlægget i Kalmar eller i Vänersborg, Sverige. De målte metanudbytter har ikke varieret med podningsmaterialet. Over en periode på 2-3 uger tilføres reaktoren biomasse, hvorefter reaktoren drives med daglig indfødning af biomasse og udtag af afgasset biomasse. Gasproduktion og metanindhold måles dagligt. Metan udgør ved stabil drift 58-66% af biogasen (Gennemsnit: 62% +/- 2% absolut standardafvigelse). Efter en periode med stabil drift er en sammenhængende periode på 10 dage valgt til bestemmelse af metanudbyttet . Dette er bestemt ved lineær regression af sammenhængen mellem akkumuleret metanproduktion og akkumuleret mængde organisk stof tilført reaktoren. Regressionskoefficienterne var alle større end 0,997 (r²). Hældningen udtrykker metanudbyttet i Nml CH₄/g VS eller Nm³ CH₄/ton tilført VS. Ved afslutningen af forsøget blev en prøve udtaget til i et batchforsøg at måle restpotentialet i det afgassede biomasse. Efter indfødningen var standset blev metandannelsen i reaktoren målt indtil den ophørte. Driften har undervejs været moniteret løbende (pH, temperatur, VFA og bufferkapacitet) samt lejlighedsvist karakteriseret med andre parametre.

Ammoniumindholdet i podematerialet har været omkring 2g/l men stabiliseres ved fuld drift omkring 0,5 g/l. Proteinnedbrydningen beregnes til ca. 70-75%. Bioforgasningen har ikke været påvirket af høje ammonium-koncentrationer.

Figur 3.6-1
Skitse af pilot-biogasanlæg

3.6.2 Metanudbytte

Metanudbyttet er bestemt ved lineær regression af akkumuleret metanproduktion mod akkumuleret indfødning af VS. Metanudbyttet målt som Nml CH₄/g VS eller Nm³ CH₄/ton tilført VS er lig hældningen på regressionen. Figur 3.6-2 viser et typisk eksempel.

Tabel 3.6-1 viser de målte metanudbytter. Da målingen af metanudbytet i et kontinuert drevet pilot-biogasanlæg er en meget ressourcekrævende procedure er antallet af målinger relativt begrænset og eventuelle tilsyneladende forskelle skal vurderes med forsigtighed, da målingens reproducerbarhed er usikkert bestemt. På VS-basis er der ingen generelle signifikante forskelle på biomasse fra rullesigte og fra skrueseparator og ej heller forskelle mellem geografiske områder. Metanudbyttet på den enlige prøve bestemt for Grindsted ligger i den lave ende, men denne er ikke signifikant mindre end de øvrige værdier. I gennemsnit er metanudbyttet 340 Nml CH₄/g VS eller Nm³ CH₄/ton VS og den relative standardafvigelse er 11%.

Figur 3.6-2
Akkumuleret metanproduktion mod akkumuleret indfødning af organisk biomasse målt som VS. Den fremhævede del af linje viser hvor regressionen er foretaget
   

Tabel 3.6.1:
Målt metanudbytte af biomasse i pilot-biogasanlæg (Nml CH₄/g VS)

* Denne værdi er usikker, da forsøget ikke var helt stabilt, da metanudbyttet blev bestemt.

3.6.3 Afgasset biomasse

Den afgassede biomasse, som aftappes hver dag fra pilot-biogasanlægget, er opsamlet over en længere periode, hvor pilot-biogasanlægget har kørt stabilt. Dette materiale er blevet kemisk karakteriseret i 9 tilfælde. De kemiske analyser kræver en del tørstof og det har ofte ikke været muligt at opsamle tilstrækkeligt tørstof til en fuld kemisk karakterisering. Resultaterne fremgår af tabel 3.6.2.

Ved afslutningen af forsøgsperioden er der udtaget prøve til måling af restmetan -mere korrekt restmetanpotentialet – i laboratoriet i batch system ved 55 ^oC indtil metandannelsen er ophørt (typisk 100 døgn). Måling er udført som ved metanpotentialemålingen, beskrevet i afsnit 3.5, bortset fra at der ikke er benyttet podemateriale. Efter indfødningen i pilot-biogasanlægget er standset har reaktoren været i fortsat drift indtil metandannelsen er ophørt. Denne metanmængde er også et udtryk for en restmetanmængde. Begge de målte restmetanmængder er vist i tabel 3.6.2. Målingen af restmetanmængden er meget usikker , især i pilot-biogasanlægget.

Tabel 3.6.2 viser, at det afgassede biomasse har et højt askeindhold, lavt EFOS indhold og lave indhold af letomsættelige komponenter som fedt, stivelse og sukker. Proteinindholdet er højere end i den rå biomasse, idet den mikrobielle population i reaktoren udover at nedbryde proteiner også syntetiserer proteiner til egen vækst. Indholdet af N, P og K er steget i forhold til tørstofindholdet, hvilket skyldes tørstoffets omsætning. Biomassen er velomsat og restmetanmængden i form af metan, der efterfølgende kan dannes, er typisk 40 – 50 Nml CH₄/g VS svarende til ca. 12-15% af det faktiske metanudbytte i pilot-biogasanlægget

Tabel 3.6.2:
Restmetan og sammensætning af afgasset biomasse fra pilot-biogasanlæg

* VS repræsenterer her det VS der er tilført pilot-biogasanlægget og ikke det VS der er målt i afløbet fra pilot-biogasanlægget.

3.6.4 Korrelation mellem metanudbytte og metanpotentiale

Metanudbyttet af biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation er i praksis umuligt at bestemme i et fuld-skala biogasanlæg, idet disse altid drives med en blanding af forskellige former for affald og gylle. Metanudbyttet kan i stedet bestemmes i et pilot-biogasanlæg, som det er gjort for en række biomasser fra kildesorteret organisk dagrenovation i nærværende projekt. Disse bestemmelser er imidlertid yderst ressourcekrævende. Det er derfor relevant at undersøge, om de målte eller beregnede biogaspotentialer, der er relativ nemme at etablere, korrelerer med de i pilot-biogasanlægget opnåede metanudbytter. Figur 3.6-3 viser metanudbyttet på pilot-biogasanlægget som funktion af de i laboratoriet målte biogaspotentialer og som funktion af beregnede potentialer med udgangspunkt i henholdsvis komponentsammensætningen og i de målte indhold af grundstofferne C, H og O (sidstnævnte bestemt indirekte). Figur 3.6-4 viser de tilsvarende plot for metanudbyttet tillagt restmetanpotentialet målt på DTU.

Figur 3.6-3 og figur 3.6-4 viser, at der ingen korrelation er mellem målte metanudbytter og målte metanpotentialer. De målte metanudbytter varierer stort set kun mellem 300 og 400 Nml CH₄/g VS, mens de målte metanpotentialer varierer mellem 300 og 550 Nml CH₄/g VS. For de beregnede metanpotentialer er korrelationen heller ikke tydelig, men dette skyldes primært at alle observationer stort set falder inden for et interval på kun 80 Nml CH₄/g VS for beregningerne baseret på komponenter og ca. 150 Nml CH₄/g VS for beregninger baseret på de målte grundstoffer. Relationerne forbedres ikke væsentligt ved at inkludere restmetanmængden.

De målte metanudbytter falder stort alle i intervallet 300 - 400 Nml CH₄/g VS. Et fornuftigt estimat på metanudbyttet, ved bioforgasningsbetingelser som i pilot-biogasanlægget, kan derfor fås ved blot at måle VS i biomassen. Figur 3.6-5 viser, at der er en delvist korrelation med EFOS-indholdet inden for dette interval, således biomasser med et EFOS indhold på kun 85% af VS har en tendens til at give metanudbytter i den lave ende af intervallet 300 - 400 Nml CH₄/g VS, mens biomasser med et højt EFOS-indhold på 95% af VS har en tendens til at give metanudbytter i den høje ende af intervallet 300 - 400 Nml CH₄/g VS. Dette er den bedste model, der på det foreliggende grundlag kan etableres, for estimering af metanudbyttet for biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation. Men det understreges at korrelationen er svag og kun bygger på kun 11 observationer hvor af 1 afviger.

3.6.5 Nedbrydningsgrad

Det organiske stofs omsætning i pilot-biogasanlægget kan estimeres på flere måder: dels udfra en massebalance over tilført og fraført VS, dels udfra betragtninger over konservative parametres koncentration i biomassen, der tilledes, og i den afgassede biomasse. Ændringer i koncentrationen af for eksempel K, P, Cl og aske kan benyttes til at beregne fjernelsen af VS. Begge fremgangsmåder er dog behæftet med væsentlig usikkerhed.

På basis af VS-massebalancer etableret for 14 forsøg med bioforgasning i pilot-biogasanlæg er VS-nedbrydningsgraden beregnet til 74-89% med et gennemsnit på 80% +/- 4% udtrykt som absolut standardafvigelse. Udfra K og Cl er VS-nedbrydningsgraden i 4 tilfælde bestemt til 77-94% med en samlet værdi på omkring 87%.

En VS-nedbrydning på 75%, som omsættes fuldt ud til biogas, svarer til et metanudbytte på 396 Nml CH₄/g VS, hvilket er ca. 15% højere end det faktisk målte gennemsnit på 340 Nml CH₄/g VS.

De gennemførte sammenligninger mellem VS-fjernelse, ændringer i konservative parametres koncentrationen før og efter bioforgasningen samt det faktisk målte metanudbytte stemmer rimeligt overens, hvilket betyder at de gennemførte målinger i al overvejende grad er konsistente.

Figur 3.6-3
Metanudbytte som funktion af målte og beregnede metanpotentialer
   

Figur 3.6.-4
Metanudbytte samt restmetan som funktion af målte og beregnede metanpotentialer
   

Figur 3.6-5
Metanudbytte som funktion af EFOS i biomassen.

3.6.6 Metanudbytte: sammenfatning

Metanudbyttet for biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation bestemt for 14 prøver ved bioforgasning i pilot-biogasanlæg varierede i det væsentlige mellem 300-400 Nml CH₄/g VS, med et gennemsnit på 340 Nml CH₄/g VS. Variationen kunne ikke henføres til forskelle i geografisk område, fælles og individuelle skraldespande og ej heller til forbehandlingsteknologien.

De målte metanudbytter korrelerede ikke med målte biogaspotentialer og heller ikke på brugbar måde med beregnede biogaspotentialer. Metanudbyttet kan derfor bedst og nemmest relateres til VS i biomassen, når det drejer sig om forbehandlet organisk dagrenovation. Biogasudbyttet er i intervallet 300- 400 Nml CH₄/g VS delvist korreleret med EFOS i biomassen; jo højere den enzymfordøjelige del er, des større metanudbytte synes sandsynlig. Korrelationen bygger dog kun på få målinger og må kun opfattes som en indikation.

Bioforgasningen i pilot-biogasanlægget omsatte mellem 74 og 89 % af VS-indholdet i biomassen med et gennemsnit omkring 80%. Den afgassede biomasse har et potentiale for yderligere at danne 40-50 Nml CH₄/g VS oprindeligt tilført pilot-biogasanlægget svarende til yderligere 10-15% metan.

Metan udgjorde 59-66% (gennemsnit 62%) af den dannede biogas, hvilket indikerer at et metanudbytte på 340 Nml CH₄/g VS svarer til en biogasmængde på 515-575 Nml/g VS.

3.7 Relation mellem potentialer, udbytte, VS og kildesorteret organisk dagrenovation

På baggrund af de præsenterede data for biomassens sammensætning, de målte metanpotentialer og de målte metanudbytter er der i tabel 3.7-1 sammenstillet typiske tal for metan-mængder, repræsenterende forskellige basis-enheder og forskellige steder i systemet. Det er således muligt at se, hvorledes typiske metanpotentialer målt i laboratoriet og udtrykt på VS-basis hænger sammen med metanudbyttet målt i pilot-biogasanlægget og udtrykt i forhold til vådt kildesorteret organisk dagrenovation, som det indsamles. Hvor data ikke var signifikant forskellige for de forskellige forbehandlinger er der benyttet gennemsnitstal, ligesom der ikke er opdelt efter geografisk områder, selv om visse forskelle tidligere er påvist. Det ses at de største forskelle er relateret til hvor meget organisk stof, der fjernes ved forbehandlingen.

Tabel 4.7-1:
Typetal for metan for forskellige forbehandlinger

*Indsamlet våd kildesorteret organisk dagrenovation

Idet det antages, at metanindholdet udgør 62 volumenprocent af biogassen er tilsvarende typiske tal for biogas (metan + kuldioxid) præsenteret i tabel 7.4-2. Den benyttede metanprocent er gennemsnittet for gassammensætningen målt i pilot-biogasanlægget.

Tabel 4.7-2:
Typetal for biogas for forskellige forbehandlinger

* Indsamlet våd kildesorteret organisk dagrenovation

4 Miljøvurdering: Energi, drivhusgasser og næringsstoffer

I dette afsnit gennemføres beregninger af de ressourcemæssige og miljømæssige aspekter af bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation. For sammenlignelige systemer, men forskellige geografiske og tekniske udformninger gennemføres beregninger af den samlede energibesparelse (MJ primærenergi), besparelse i emissionen af drivhusgasser (CO₂-ækvivalenter) og besparelse i produktion af kunstgødning (kg N, P og K).

Indledningsvist omtales behovet for at kunne beregne de ressourcemæssige og miljømæssige konsekvenser, hvorefter hovedelementerne i DTU-Biogasmodellen præsenteres. Efterfølgende præsenteres de væsentligste resultater af en lang række gennemførte beregninger, idet forskelle mellem geografiske områder, kildesorteringssystemer og forbehandling belyses. Der gennemføres en nærmere analyse af hvor i systemet energi forbruges og spares, og konsekvenserne af eventuelle ændringer i teknologi vurderes.

Beregningerne gennemføres med udgangspunkt i 1 ton våd kildesorteret organisk dagrenovation. Først i sidste afsnit sættes disse beregninger i forhold til hvor meget der kildesorteres pr. person.

DTU-BIOGASMODELLEN og samtlige gennemregnede scenarier er beskrevet i detaljer i Bilag 4.

4.1 Introduktion til beregningsmodel

Bioforgasning af organisk dagrenovation involverer separat indsamling af den organiske dagrenovation ved kilden samt en række teknologiske procestrin som forbehandling, bioforgasning, forbrænding af rejekt og oplagring af forgasset materiale. Den kildesorterede organiske dagrenovation vil eventuelt afhænge af kilden og de benyttede kildesorteringskriterier, ligesom de enkelte procestrin kan udformes teknologisk forskelligt. Bioforgasning af organisk dagrenovation er således ikke en bestemt teknologisk løsning men potentielt mange forskellige teknologiske løsninger. Udfra ønsket om en konsistent beskrivelse af disse alternative teknologiske løsninger samt muligheden for at simulere ændringer i de enkelte delprocesser er det opbygget en excell-baseret model: DTU-BIOGASMODEL (vs 1.00). Modellen beregner for et defineret system masseflow, energiforbrug og –produktion, besparelser i emission af drivhusgasser samt besparelser i næringsstoffer med hensyn til N, P og K.

I modellen indgår forbrænding af rejektet fra forbehandlingen af den kildesorterede organiske dagrenovation. Modellen kan derfor også beregne konsekvenserne for en løsning med forbrænding uden bioforgasning af den organiske dagrenovation.

Det eksisterende datamateriale tillader ikke en egentlig modellering af selve kildesorteringssystemet, indsamlingen samt forbehandlingen af den kildersorterede organiske dagrenovation. Antal af variable og deres kombinationer er stort og deres generelle funktionelle sammenhæng kan ikke bestemmes udfra de eksisterende data. Dette betyder, at modellens første trin er baseret på eksemplariske datasæt for specifikke kombinationer af kildesorteringskriterier, indsamlingssystem og forbehandling. For eksempel, må der vælges, med udgangspunkt i de i nærværende undersøgelse præsenterede data, en kombination af kildesorteringskriterier og indsamlingssystem, som de aktuelt er beskrevet for Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg, samt forbehandlingsteknologi, som de pågældende affaldstyper nu er blevet forbehandlet på. De efterfølgende trin i modellen er generelt funktionelle, idet de baserer sig på grundlæggende karakteristiske parametre som brændværdi, metanpotentiale og lignende.

DTU-BIOGASMODEL beregner masseflow, idet disse er grundlaget for enhver systembetragtning, energi, drivhusgasser og næringsstoffer. Disse ressource- og miljøparametre er valgt, fordi de repræsenterer de vigtigste ressource- og miljømæssige parametre ved vurdering af bioforgasning. Det betyder, at modellen i sin nuværende udformning hvad angår ressourcer og miljø ikke vurderer:

	Lugt
	Andre emissioner end metan fra forbrænding af gas og rejekt (og kildesorteret organisk dagrenovation i forbrændingsscenariet)
	Slagger og røggasrensningsprodukter fra forbrænding af rejekt (og kildesorteret organisk dagrenovation i forbrændingsscenariet)
	Værdien af tilførslen af organisk stof til jorden som funktion af anvendelsen af afgasset biomasse
	Emissioner fra transport bortset fra kuldioxid
	Om de beregnede substitutioner for energi (el, varme) og kunstgødning i realiteten kan effektiviseres

4.2 DTU-BIOGASMODELLEN

DTU-BIOGASMODELLEN er kort beskrevet i det følgende, idet det betragtede system beskrives, de teknologiske specifikationer opsummeres og grundlaget for de miljømæssige beregninger præsenteres.

4.2.1 Systembeskrivelse

DTU-BIOGASMODEL betragter et system, som beskrevet i figur 4.2-1. Modellen præsenteret i Bilag 4 har en række yderligere muligheder, der ikke benyttes til de her gennemførte beregninger og som ikke beskrives i det følgende.

Udgangspunktet er 1 ton kildesorteret organisk dagrenovation med en given sammensætning. Affaldet rutes via indsamling, transport og forbehandlingsanlæg til biogasanlæg, hvad angår biomassen, mens rejektet føres til forbrænding. Fra biogasanlægget udtages også bundfald, der deponeres, og flydestof, der tilføres forbrændingsanlægget. Disse mængder er dog i de givne beregninger meget små. Biogassen, der produceres, benyttes i en gasmotor. Den afgassede biomasse oplagres og benyttes som gødning på marker.

Undervejs beregnes alle energiforbrug og energiproduktioner, ligesom mængden af næringsstoffer, der via den afgassede biomasse tilføres marken, antages at substituere kunstgødning, der ellers skulle produceres og transporteres.

Se her!

Figur 4.2.1
Systemskitse for DTU-BIOGASMODEL.

4.2.2 Tekniske specifikationer

De tekniske specifikationer og antagelser er med udgangspunkt i 1 ton våd kildesorteret dagrenovation:

	Den kildesorterede organiske dagrenovation specificeres ud fra data for det undersøgte affald i Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle eller Aalborg. Der skelnes ikke mellem affald fra fælles og individuelle skraldespande. Dele af affaldet kan efter nærmere specifikation rutes direkte til forbrænding, hvis dette ønskes. Denne mulighed kan benyttes til at undersøge eventuelle ændringer i kildesorteringskriterierne.
	Indsamlingen af den kildesorterede organiske dagrenovation beskrives ved et dieselforbrug pr. ton våd indsamlet dagrenovation og antages som udgangspunkt at kræve dobbelt så meget energi pr. ton som indsamling af restaffaldet. Data for sidstnævnte stammer fra upublicerede data indsamlet af DTU.
	Forbehandlingen specificeres som fordelingen af våd vægt, TS, VS, vand, N, P og K mellem biomasse og rejekt for de kombinationer af kildesorteret organisk dagrenovation og forbehandlingsteknologi, der er indgået i nærværende undersøgelse. Fiktive forbehandlingsteknologier kan også inddrages, blot fordelingen af ovennævnte parametre kan specificeres. Forbehandlingens forbrug af el specificeres på baggrund af data fra rullesigten på Knudmoseværket og skrueseparatoren i Vaarst-Fjellerad.
	Biogasanlægget inklusiv hygiejnisering, efterafgasningstank og lagertanke beskrives ved en mængde metan produceret pr. t VS tilført. Denne fastsættes som et metanpotentiale for biomassen multipliceret med en nedbrydningsgrad. I referencescenariet er benyttet et metanpotentiale på 450 Nm3CH4/tons VS og en nedbrydningsgrad på 75%. Forbrug af el, varme og vand er fastsat ud fra data fra danske biogasfællesanlæg.
	Rejektet føres til forbrændingsanlæg og energien benyttes som udgangspunkt til el og varme. Brændværdien af rejektet er baseret på målinger fra de pågældende forbehandlingsanlæg og rejektets vandindhold. Forbrændingsanlæggets forbrug af el baserer sig på grønne regnskaber fra danske forbrændingsanlæg.
	Biogassen afbrændes i gasmotor med fremstilling af el og som udgangspunkt også varme. Emissionen af uforbrændt metan antages at være 3% af metanmængden.
	Lagringen af gødningsvæsken hos landmand antages som udgangspunkt at ske ideelt, det vil sige uden emission af metan.
	Transporten beskrives som dieselforbrug pr. ton og km og fastsættes på baggrund af erfaringstal for lastbiler med stor fyldningsgrad. Som udgangspunkt benyttes følgende afstande til forbehandlingsanlæg: 25 km, fra forbehandlingsanlæg til biogasanlæg: 0 km, fra biogasanlæg til forbrændingsanlæg: 25 km og fra biogasanlæg til landmand: 12 km.

4.2.3 Ressource- og miljøparametre

De ressourcemæssige og miljømæssige parametre opgøres efter følgende retningslinjer:

	Energi omregnes fra el, varme og diesel til primærenergi målt som megajoule (MJ), hvilket betyder at kvaliteten af energien tages i betragtning. Primærenergi udtrykker således alle direkte og indirekte energiforbrug der medgår til at producere den el, varme og diesel, der forbruges eller spares. Omregningerne følger principperne i UMIP, 1997. Alle energiudnyttelsesanlæg antages som udgangspunkt at være effektive og med høje virkningsgrader. For eksempel antages for både gasmotor og forbrændingsanlæg at den samlede energivirkningsgrad er 85%, med ca. 22% til el ved affaldsforbrænding og 38% til el ved gasmotoren.
	Drivhusgasemissionerne beregnes udfra forbrænding af fossile brændsler, dvs. olie, kul o.l. der benyttes i fremstillingen af diesel, el og varme. Kuldioxid stammende fra organisk affald tillægges ingen drivhusgasemission, da det organiske affald bygger på fotosyntese. Metan, der emitteres, tillægges en drivhusgasemission der er 25 gange kuldioxids, idet alle drivhusgasser omregnes til CO2-ækvivalenter.
	Næringsstofferne opgøres som kg N, P og K, idet næringsstofferne konservativt følger biomassen efter forbehandlingen. Det antages at kun 60% af N tilføres markerne, idet en del tabes som ammoniak og noget bindes utilgængeligt for planter. P og K antages ligeså tilgængeligt som P og K i kunstgødning. Næringsstofferne antages at substituere tilsvarende mængder N, P og K i kunstgødning. Dette giver også en energimæssig besparelse, idet udvindingen, oparbejdningen og transporten af kunstgødningen spares. Denne besparelse indgår i energiopgørelsen og baserer sig på generelle tal om kunstgødningsproduktion.

4.3 Gennemførte beregninger

Opgørelsen af energi, drivhusgasser samt N, P og K er gennemført for ca. 80 scenarier som beskrevet i Bilag 4. Udvalgte resultater er præsenteret i det følgende.

4.3.1 Geografiske og systemmæssige vurderinger

Med udgangspunkt i de i afsnit 4.2 præsenterede specifikationer er besparelserne i energi, drivhusgasser og næringssalte beregnet for kildesorteret organisk dagrenovation fra de 5 geografiske områder forbehandlet i nærværende undersøgelse på forskellige forbehandlingsanlæg. Samme beregninger er gennemført for forbrænding af det samme affald sammen med restaffaldet. Resultaterne er præsenteret i tabel 4.3-1.

Energibesparelsen er den samme om forbehandlingen sker på rullesigte eller skrueseparator og er i øvrigt ikke signifikant forskellig fra forbrænding af den organiske dagrenovation for Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding og Vejle, mens der er en lille fordel på bioforgasning i Aalborg (ca. 9%).

For drivhusgasserne er besparelsen ens ved bioforgasning og forbrænding for alle de undersøgte scenarier. Dog opnås der ca. 12 % mindre besparelse i drivhusgasemission ved bioforgasning frem for forbrænding i Grindsted. Dette skyldes udslip af metan.

Besparelsen i N, P og K forekommer ikke ved forbrænding og er ca. 5-7 kg N, 0,5-1 kg P og 1,5-2 kg K for bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg. I Grindsted er besparelsen knap 100 % større, da rejektmængden her er forsvindende.

4.3.2 Energiforbrug og -besparelser

Energibesparelsen er væsentlig og også i stor udstrækning styrende for besparelsen i drivhusgasemissionen. Der er derfor foretaget en nærmere opgørelse af hvilke delprocesser, der forbruger eller producerer energi. Resultatet heraf er for de samme kombinationer som præsenteret i tabel 4.3-1 opgjort i tabel 4.3-2.

Tabel 4.3-1:
Besparelse i energi (primærenergi), drivhusgasser og næringsstoffer pr. ton kildesorteret organisk dagrenovation under antagelse af at alle energianlæg fremstiller både el og varme. Ved forbrænding kildesorteres den organiske dagrenovation ikke, men indsamles med restaffaldet.

* MJ er megajoule: 1 liter olie svarer til ca. 36 MJ

Tabel 4.3-2 viser at bioforgasningen af biomassen og forbrændingen af rejektet stort set bidrager med lige stor produktion af energi. Forskellene, der observeres i nogle af tilfældene, afhænger af fordelingen af tørstof og vand ved forbehandlingen. Den største samlede energiproduktion fås, når mest tørstof går i rejektet og mest vand i biomassen. Eller sagt med andre ord, der fås samlet set mest energi ved at forbrænde tørstoffet, men det koster energi at fordampe vandet. Det bemærkes, at energibesparelsen ved at substituere kunstgødning har samme størrelse som energiforbruget til indsamling og transport af affaldet. Hver for sig - dog med modsat fortegn - udgør de dog kun ca. 10% af den samlede energiproduktion ved bioforgasning af biomassen og forbrænding af rejektet. Dette indikerer, at optimering af energibesparelsen ved bioforgasning bør fokusere på optimering af gasproduktionen, gasudnyttelsen og forbrændingen af rejektet

Tabel 4.3-2 :
Energiforbrug (positiv) og energibesparelse (negativ) opgjort som primærenergi pr. ton kildesorteret organisk dagrenovation indsamlet i forskellige geografiske områder og behandlet på forskellig vis under antagelse af at alle energianlæg fremstiler både el og varme. Ved forbrænding kildesorteres den organiske dagrenovation ikke, men indsamles med restaffaldet.

* MJ er megajoule: 1 liter olie svarer til ca. 36 MJ
a: Der er reelt et lille energiforbrug til neddeling og magnetseparering

4.3.3 Teknologiske vurderinger

Beregninger præsenteret i tabel 4.3-1 og tabel 4.3-2 omfatter det teknologiske referencescenario omtalt i afsnit 4.2. Teknologiske systemer, der afviger fra referencescenariet, vil også resultere i ændrede besparelser med hensyn til energi, drivhusgasser og næringsstoffer. Effekterne af sådanne forandringer er beregnet i tabel 4.3-3, som viser konsekvenserne af, at en enkelt parameter er ændret i forhold til det teknologiske referencescenario for kildesorteret organisk dagrenovation indsamlet i Hovedstadsområdet.

Tabel 4.3-3 viser, at overordnet set er den samlede energibesparelse meget robust over for ændringer i det teknologiske system, idet ændringerne i energibesparelsen er lille ved:

	at skrueseparatoren kun giver 7% rejekt mod normalt 30-44 % (+7%)
	at energiomkostningerne ved reduktion af energiforbruget til indsamling af kildesorteret affald halveres og svarer til energiomkostningerne ved indsamling af restaffaldet (+5%)
	at køreafstanden til forbehandlingsstedet øges fra 25 km til 150 km (-9%)
	at biogasproduktionen pr. tons VS øges med 13% (+9%)

Dog vil en ændring i det teknologiske system hvad angår energiudnyttelsen have væsentlige konsekvenser, idet et biogasanlæg med en gasmotor, hvor varmen køles væk vil give en reduktion i energibesparelsen på ca. 23% (-23% ved sammenligning med tallene præsenteret ovenfor).

Tabel 4.3-3:
Energiforbrug (positiv) og energibesparelse (negativ) opgjort som primærenergi pr. ton kildesorteret organisk dagrenovation indsamlet i Hovedstadsområdet behandlet på forskellig vis under varierende teknologiske scenarier. Ved forbrænding kildesorteres den organiske dagrenovation ikke, men indsamles med restaffaldet

* MJ er megajoule: 1 liter olie svarer til ca. 36 MJ

4.4 Vurdering af usikkerheder ved beregningerne

De gennemførte beregninger er naturligvis behæftet med nogen usikkerhed, dels hvad angår antagelser vedrørende det overordnede system og de enkelte delprocesser, dels hvad angår de benyttede data.

Vedrørende næringsstofferne vurderes det at usikkerhederne er relative små, idet bioforgasningen på alle punkter er væsentlig bedre end forbrændingen, og mængden af næringsstoffer, der potentielt kan genanvendes, er direkte proportional med indholdet i affaldet og andel af biomasse opnået ved forbehandlingen. Disse størrelser er målt i dette projekt på en række prøver og må opfattes som kendte. Selve udnyttelsen af næringsstofferne, det vil sige om den beregnede besparelse i brug af kunstgødning er reel, er næppe heller meget usikker, idet det må antages at langt størstedelen af bioforgasningen af den kildesorterede organiske dagrenovation vil ske på biogasfællesanlæg uden efterfraseparering af fiberfraktionen inden udbringningen af den afgassede biomasse.

Vedrørende de energimæssige beregninger vurderes de største usikkerheder at være knyttet til energianlæggenes funktion. Det er altafgørende at energianlæggene både producerer el og varme og at den producerede energi rent faktisk substituerer anden energi. Det er således vigtigt at energieffektiviteten er høj og besparelsen er reel. Dette vil ikke altid være tilfælde og det må anbefales at disse aspekter nøje vurderes i det rette lokale og regionale perspektiv. Usikkerhederne knyttet til de tekniske systemer, herunder hvor meget biogas der produceres, er af betydning men næppe afgørende. Skønsmæssigt er usikkerhederne af samme størrelse som de observerede forskelle.

Vedrørende drivhusgasserne er usikkerhederne i det væsentlige analoge til usikkerhederne vedrørende energibesparelserne. Metans særlige bidrag til drivhusgasserne er primært knyttet til udslippet ved gasmotoren og i mindre grad til opbevaringen af afgasset kildesorteret organisk dagrenovation. Usikkerheden omkring det faktiske metanudslip er ikke udslagsgivende for betragtningerne om drivhusgasserne.

Der er i undersøgelserne konstateret store lokale og tidsmæssige variationer både i affaldets sammensætning, forbehandlingens effektivitet, i metanpotentialer og delvist også i pilot-biogasanlæggets metanudbytte. Men da projektet har omfattet mange prøvetagninger, karakteriseringer og forsøg vurderes det, at de gennemførte gennemsnitsbetragtninger bygger på et godt grundlag og derfor på rimelig vis repræsenterer danske forhold hvad angår bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation.

4.5 Perspektivering

De ovenfor gennemførte vurderinger er baseret på 1 ton våd kildesorteret organisk dagrenovation. Antages det, at der indsamles 60 kg vådt kildesorteret organisk dagrenovation pr. person om året (denne størrelse er vurderet som en typisk værdi baseret på rapporter publiceret inden 2001, bilag 1), svarer de beregnede energibesparelser til ca. 200-250 MJ, 15-17 kg CO₂, 0,3-0,7 kg N, 0,03-0,08 kg P og 0,08-0,17 kg K pr. person om året. Energibesparelsen svarer i runde tal til 5-6 l olie, hvilket ikke er systematisk højere en besparelsen ved at forbrænde det organiske affald.

Den eneste generelle systematiske forskel, sammenlignet med forbrænding, er besparelsen af N, P og K ved bioforgasningsløsningen og her er besparelsen størst ved de teknologier, der resulterer i mindst rejekt ved forbehandlingen. Besparelsen svarer om året pr. person til i størrelsesorden en pose kunstgødning, der vejer ca. 1-2,5 kg afhængig af forholdene og kunstgødningstypen.

Indsamles der for hver enkelt dansker 60 kg kildesorteret organisk dagrenovation svarende til 310 000 tons udgør dette om året ca. 2500 tons N, 250 tons P og 520 tons K, hvilket er hhv. 1,0 %, 1,4 % og 0,8% af Danmarks forbrug af kunstgødning (Statistisk Tiårs Oversigt 2001).

Tabel 4.3-4:
Besparelse i energi, drivhusgasser og næringsstoffer pr. person om året ved kildesortering af 60 kg våd organisk dagrenovation pr. person om året under antagelse af at alle energianlæg fremstiler både el og varme. Ved forbrænding kildesorteres den organiske dagrenovation ikke, men indsamles med restaffaldet.

* MJ er megajoule: 1 liter olie svarer til ca. 36 MJ

5 Konklusion

Kildesorteret organisk dagrenovation fra fælles og individuelle skraldespande fra kildesorteringsordningerne i Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg er over en 11 måneders periode hver to gange blevet behandlet på forskellige forbehandlingsanlæg: neddeling + magnetseparering, rullesigte og skrueseparator. I enkelte tilfælde er den tidsmæssige variation belyst med 6 prøver over perioden. Det forbehandlede affald (kaldet biomassen) og rejektet er karakteriseret fysisk og kemisk og metanpotentialet er målt i laboratoriet over 50 døgn. I 14 tilfælde er biomassen blevet bioforgasset på et pilot-biogasanlæg, idet metanudbyttet er bestemt efter stabil drift er opnået. Den afgassede biomasse er endvidere karakteriseret med hensyn til kemisk sammensætning og restmetanpotentiale.

5.1 Den kildesorterede organiske dagrenovation

Den kildesorterede organiske dagrenovations sammensætning varierer mellem de undersøgte geografiske områder, men forskellene synes forklarlige udfra forskelle i kildesorteringsvejledning og i poser anvendt til indsamlingen: Kattegrus, potteplanter og lignende inkluderet i den grønne fraktion synes at øget askeindholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation, og anvendelsen af plastposer i indsamlingen øger indholdet af plast, også udover den plastmængde, der skyldes selve indsamlingsposerne. I enkelte tilfælde har indholdet af plast været meget højt (>10%). Set i forhold til det organiske stof (målt som glødetab minus plast) er der ingen systematiske forskelle mellem affaldet fra fælles og individuelle skraldespande, fra forskellige kildesorteringsordninger eller fra forskellige indsamlingssystemer. Det bør dog bemærkes at der er væsentlig variation i sammensætningen af det organiske stof.

5.2 Forbehandling

Af forbehandlingsteknologierne udmærker neddeling + magnetseparering sig ved i alle tilfælde at give de højeste andele af alle parametre i biomassen, idet rejektets vægt er mindre end 1 %. Neddeling + magnetseparering er dog kun mulig på meget rent kildesorteret organisk dagrenovation og har kun kunnet gennemføres for affald fra Grindsted og Hovedstadsområdet. Til sammenligning giver rullesigten i gennemsnit 34% rejekt og skrueseparatoren 41% målt som vådvægt. For rullesigten og skrueseparatoren var der ingen væsentlige forskelle i forbehandlingseffektiviteter mellem fælles og individuelle skraldespande. Signifikante forskelle er observeret for affald fra Hovedstadsområdet forbehandlet på rullesigte, idet biomassens andel af indholdet i den kildesorterede organiske dagrenovation her er størst for vådvægt, tørvægt, tørt organisk stof og vand, sammenlignet med affald fra de øvrige geografiske områder og samtlige forbehandlinger på rullesigte og skrueseparator. At den kildesorterede dagrenovation forbehandlet på rullesigten udmærker sig sammenlignet med øvrige kombinationer af geografi og forbehandling (kun rullesigte og skrueseparator) kan skyldes, at netop affaldet fra Hovedstadsområdet var det reneste (sammenlignet med affald fra Kolding, Vejle, Aalborg) og rullesigten qua sin funktionsmåde lader mere falde gennem sigten til biomassefraktionen. Forbehandlingseffektiviteterne varierer betydeligt, med relative standardafvigelser i runde tal på 10-15%, og eventuelle øvrige, men mindre forskelle i forbehandlingseffektivitet afhængig af geografi, skraldespandssystem og forbehandlingsteknologi har ikke kunnet konstateres. Vigtigst er det at notere, at mængden af tørstof, der forbehandles til biomassen, kan variere væsentligt over tid.

Biomassen fra skrueseparatoren er meget ren om end små plaststumper visuelt kan identificeres, men vægtmæssigt er det meget lidt (skønsmæssigt < 0,5%). Rullesigten resulterer i mere plast og større stykker papir i biomassen. Rejektet består for begge forbehandlingers vedkommende primært af organisk stof; oftest 90-98 % men undtagelsesvist af kun 80-85% på grund af usædvanligt store plastmængder. Mængden af fremmedlegemer ud over plast er forsvindende (skønsmæssigt < 1%).

Forbehandlingens betydning for biomassens andel af de forskellige komponenter i den kildesorterede organiske dagrenovation afhænger i et vist omfang både af affaldets oprindelse og af forbehandlingsteknologi. Eneste generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren er, at rullesigten massemæssigt fordeler mere P og træstof over i biomassen end skrueseparatoren gør. Massemæssigt betragtet er der dog ingen signifikante generelle forskelle mellem rullesigten og skrueseparatoren med hensyn til at fordele det nedbrydelige organiske stof målt som EFOS til biomassen. Dog er der for de enkelte geografiske områder en række særlige forhold. For affald fra Kolding og Aalborg er der kun – træstof og P undtaget - små forskelle mellem rullesigtens og skrueseparatorens fordeling af den kildesorterede dagrenovations indhold til biomassen. I runde tal havner 50-55% af alle komponenter i biomassen. For affald fra Hovedstadsområdet og fra Vejle forholder dette sig noget anderledes, idet rullesigten for en række komponenter massemæssigt her fordeler mere til biomassen på rullesigten end på skrueseparatoren: det drejer sig i begge tilfælde om protein, EFOS, K, P, N, C, H og brændværdi. En god forklaring herpå haves ikke.

5.3 Sammensætning af biomasse og rejekt

Sammensætningen af biomassen for et givet system (geografi, indsamlingssystem, forbehandling) varierer over tid og variationen er forskellig for forskellige parametre. Den største variation ses for stivelse og sukker, som er let omsættelige komponenter og derfor formentlig også påvirkes af affaldets alder og opbevaringstemperatur. Også P og Cl, der begge forekommer i relative lave indhold, udviser store variationer. Den relative standardafvigelse er af størrelsen 30-40%. For de øvrige parametre er den tidsmæssige variation væsentlig mindre og for centrale parametre som tørstof, glødetab og EFOS kun 3-10%. Kvaliteten af de benyttede prøvetagningsprocedurer og analyseprocedurer, som er evaluerede hver for sig, synes at stå i fornuftigt forhold til den tidsmæssige variation af biomassens sammensætning.

Biomassens sammensætning varierer mellem de geografiske områder, idet den konstaterede forskel i askeindhold i den kildesorterede organiske dagrenovation for de forskellige geografiske områder også genfindes i biomassen: Askeindholdet er størst i biomasse fra Kolding og Vejle (15,0-16,7%) og mindst i Hovedstads-området (6,5-11,2%) og Grindsted (10,0%) og ikke signifikant påvirket af forbehandlingen. Bortset fra denne forskel i askeindholdet er der, hvad angår det geografiske udgangspunkt ikke konstateret signifikante forskelle i sammensætningen af biomassen. Biomassen består typisk af 22-32% tørstof, heraf 83-93% organisk stof (VS), 10-14% fedt, 13-15% protein, 10-16% stivelse, 4-10% sukker og 16-24% træstof. De målte komponenter udgør i snit 80% af det organiske stof, idet resten beskrives som "andre kulhydrater".

De væsentligste forskelle i biomassens sammensætning skyldes forbehandlingen. Forskellen mellem neddeling + magnetseparering og rullesigtning er med hensyn til den resulterende biomasses sammensætning marginal. Den væsentligste forskel findes mellem biomasse fra rullesigte og fra skrueseparator. Generelt kan det siges, at biomasse fra skrueseparator, sammenlignet med biomasse fra rullesigte, indeholder mere vand (relativt 7-20% mindre TS), mere fedt (relativt 10-20% mere), mindre træstof (relativt 22-40% mindre) og mere EFOS (EFOS er 97,3-99,3 % af VS for skrueseparatoren sammenlignet med 87-94% af VS for rullesigten) samt mindre P (relativt 50% lavere).

Det organiske stof i rejektet er overordnet set ikke væsentligt forskelligt fra det organiske stof i biomassen. Mindre forskelle ses dog med hensyn til fedt og EFOS, hvor koncentrationerne i rejektet er lavere end i biomassen, og med hensyn til træstof, hvor koncentrationerne i rejektet er højere end i biomassen, især for rejekt fra skrueseparatoren

5.4 Metanpotentialet

Målinger af metanpotentialet i laboratoriet over 50 døgn viser, at det organiske stof i biomassen fra forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation har et metan-potentiale på 465 Nml CH₄/g VS. Målingerne udviser nogen variation, men der er ingen systematiske forskelle mellem geografiske områder, fælles og individuelle skraldespande og ej heller forbehandling. Metanpotentialer beregnet enten udfra komponentsammensætningen eller ud fra grundstofsammensætningen viser som forventet noget højere værdier end de faktisk målte, men der er ingen korrelation mellem beregnede og målte værdier. Betragtes organisk stof med meget varierende sammensætning, for eksempel rent fedt og rent sukker, er der en klar korrelation mellem beregnede og målte værdier. For biomasse fra forbehandlet organisk dagrenovation er variationen imidlertid så lille at den overskygges af variationen i den biologiske måling af metanpotentialet. Det kan ikke ud fra de gennemførte forsøg afgøres om måling eller beregning giver de mest brugbare estimater på metanpotentialet.

Rejektets organiske del (uden plast) udviser også et væsentligt metanpotentiale, på VS-basis dog 25-40% mindre end potentialet i biomassen. Dette indikerer at fordeling af en større mængde af det organiske stof til biomasse frem for til rejektet også vil øge metanpotentialet i biomassen målt i forhold til den kildesorterede organiske dagrenovation, om end der ikke vil være fuld linearitet.

5.5 Realiserbart metanpotentiale: metanudbytte

Bioforgasningen i pilot-biogasanlægget omsatte mellem 74 og 89 % af VS-indholdet i biomassen med et gennemsnit omkring 80%. Den afgassede biomasse har et potentiale for yderligere at danne 40-50 Nml CH₄/g VS oprindeligt tilført pilot-biogasanlægget svarende til yderligere 10-15% metan.

Metanudbyttet for biomasse fra kildesorteret organisk dagrenovation blev bestemt for 14 prøver ved bioforgasning i pilot-biogasanlæg. Potentialerne varierede i det væsentlige mellem 300-400 Nml CH₄/g VS, med et gennemsnit på 340 Nml CH₄/g VS. Variationen kunne ikke henføres til forskelle i geografisk område, fælles og individuelle skraldespande og ej heller til forbehandlingsteknologien. De målte metanudbytter korrelerede ikke med målte biogaspotentialer og heller ikke på brugbar måde med beregnede biogaspotentialer. Metanudbyttet kan derfor bedst og nemmest relateres til VS i biomassen, når det drejer sig om forbehandlet organisk dagrenovation. Biogasudbyttet er i intervallet 300- 400 Nml CH₄/g VS delvist korreleret med EFOS (enzym-fordøjeligt organisk stof) i biomassen; jo højere den enzymfordøjelige del er, des større metanudbytte synes sandsynlig. Korrelationen bygger dog kun på få målinger og må kun opfattes som en indikation.

Metan udgjorde 59-66% (gennemsnit 62%) af den dannede biogas, hvilket indikerer at et metanudbytte på 340 Nml CH₄/g VS svarer til en biogasmængde på 515-575 Nml/g VS.

Metanudbyttet svarer til ca. 75-80% omsætning og reflekterer et termofilt biogasanlæg med en opholdstid på ca. 15 døgn. Metanudbyttet er bestemt efter stabil drift er etableret og det er næppe sandsynligt, at et væsentligt højere metanudbytte kan opnås i fuldskala-anlæg.

5.6 Energi, drivhusgasser og næringsstoffer

Modelberegninger af besparelser i energi, drivhusgasemission og næringsstoffer er gennemført for kildesorteret organisk dagrenovation for forskellige scenarier med hensyn til kildesorteringskriterier, indsamlingssystem, forbehandling og bioforgasning samt forbrænding af rejektet. Tilsvarende besparelser er også beregnet for direkte forbrænding af den organiske dagrenovation. I beregningerne indgår transport, procesenergi, energiproduktion samt substitution af kunstgødning.

Energibesparelsen ved bioforgasning af den organiske dagrenovation er den samme om forbehandlingen sker på rullesigte eller skrueseparator og er i øvrigt ikke væsentligt forskellig fra forbrænding af den organiske dagrenovation for Grindsted, Hovedstadsområdet, Kolding og Vejle, mens der er en lille fordel (ca. 9%) i Aalborg.

For drivhusgasserne er besparelsen ens ved bioforgasning og forbrænding for alle de undersøgte scenarier. Dog opnås der ca. 12 % mindre besparelse i drivhusgasemission ved bioforgasning frem for forbrænding i Grindsted. Dette skyldes udslip af metan.

Bioforgasningen af biomassen og forbrændingen af rejektet bidrager stort set med lige stor produktion af energi. Forskellene, der observeres i nogle af tilfældene, afhænger af fordelingen af tørstof og vand ved forbehandlingen. Den største samlede energiproduktion fås, når mest tørstof går i rejektet og mest vand i biomassen. Energibesparelsen ved at substituere kunstgødning har samme størrelse som energiforbruget til indsamling og transport af affaldet. Hver for sig - dog med modsat fortegn - udgør de dog kun ca. 10% af den samlede energiproduktion ved bioforgasning af biomassen og forbrænding af rejektet. Dette indikerer, at optimering af energibesparelsen ved bioforgasning bør fokusere på optimering af gasproduktionen, gasudnyttelsen og forbrændingen af rejektet.

Den samlede energibesparelse er meget robust over for ændringer i det teknologiske system, idet ændringerne i energibesparelsen er lille ved en rejektmængde på 7 % frem for på normalt på 30–44 % (+7%), ved en halvering af energiforbruget til indsamling af kildesorteret affald (+5%), ved en øget køreafstand fra 25 km til 150 km til forbehandlingsstedet (-9%) og ved en 13 % forøgelse af biogasproduktion pr. tons (+9%). Dog vil en ændring i det teknologiske system hvad angår energiudnyttelsen have væsentlige konsekvenser, idet et biogasanlæg med en gasmotor, hvor varmen køles væk vil give en reduktion i energibesparelsen på 23 % (-23%).

For drivhusgasserne er besparelsen ens for alle tilfælde.

Besparelsen i N, P og K forekommer ikke ved forbrænding og er pr. ton våd kildesorteret organisk dagrenovation ca. 5-7 kg N, 0,5-1 kg P og 1,5-2 kg K for bioforgasning af kildesorteret organisk dagrenovation fra Hovedstadsområdet, Kolding, Vejle og Aalborg. I Grindsted, hvor affaldet er meget rent og kun forbehandles ved neddeling og magnetseparering er besparelse knap 100 % større, da rejektmængden her er forsvindende.

6 Referencer

Bilag 1:
Status for indsamlede mængder kildesorteret organisk dagrenovation medio 2001

Jens Kjems Toudal , Rambøll

Indholdsfortegnelse

Forord

Denne rapport er udarbejdet i et samarbejde mellem Miljø & Ressourcer DTU, Danmarks Tekniske Universitet, Rambøll (Virum) og Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, Lunds Tekniska Högskola med støtte fra Miljøstyrelsens program for renere teknologi m.v. og en række affaldsaktører i Hovedstadsområdet (Københavns Kommune, R-98 og Vestforbrænding I/S).

Der rettes en varm tak til de kommuner og affaldsselskaber, der har deltaget i spørgeskemaundersøgelsen.

Rapporten er forfattet af Jens Kjems Toudal (Rambøll), med bistand fra Jes la Cour Jansen (Lunds Tekniska Högskola).

Konklusioner og vurderinger i nærværende rapport er forfatternes ansvar og udtrykker ikke nødvendigvis de finansierende parters synspunkter.

Juni, 2001

Thomas H. Christensen
Jes la Cour Jansen

Sammenfatning og konklusioner

Som led i bedømmelsen af biogaspotentialet af kildesorteret organisk dagrenovation er der foretaget en sammenfatning af danske erfaringer om mængder af kildesorteret, organisk dagrenovation til bioforgasning.

Det måtte indledningsvist erkendes, at datamaterialet vedrørende bioforgasning er meget lille. Undersøgelsen blev derfor udvidet til også at omfatte anlæg, som har indsamlet affald til kompostering. I alt blev 5 kommuner, som har foretaget en sådan indsamling, samt to affaldsselskaber med i alt 15 kommuner medtaget i undersøgelsen. Dette svarer til et befolkningsunderlag i indsamlingsområderne på ca. 335.000 personer (2000).

Der er en stor variationsbredde i de indsamlede mængder, fra ca. 35 til ca. 110 kg per person og år i de forskellige kommuner. Selv i kommuner, som hører under samme selskab og derfor har ens sorteringsforskifter, var der en forskel på en faktor 2 mellem indsamlede mængder.

Der kunne ikke konstateres nogen entydig sammenhæng mellem sorteringsforskifter og mængder. Det kunne heller ikke entydigt fastslås, at der indsamles større mængder til kompostering end til bioforgasning.

Ud fra de foreliggende data vurderes det, at det er muligt at indsamle omkring 90 kg organisk affald per person og år til bioforgasning i mindre kommuner, hvor der gøres en stor indsats for information og opfølgning. I større områder tyder datamaterialet på, at der til bioforgasning kan indsamles omkring 60 kg organisk affald per person og år.

1 Indledning

Som led i undersøgelsen af biogaspotentialet i kildesorteret organisk dagrenovation er der foretaget en kortlægning og sammenfatning af danske erfaringer om mængde og kvalitet ved kildesortering af organisk dagrenovation til bioforgasning. Det måtte indledningsvist konstateres, at der kun findes ganske få eksempler på indsamling udelukkende til dette formål – nemlig i Grindsted (forgasning i renseanlæggets rådnetank), i Herning (forgasning på biogasfællesanlægget Studsgård) og i Aalborg (begrænset frivillig ordning til separat forgasning på forsøgsanlæg, nu i Vaarst-Fjellerad).

Det har ikke været muligt at indhente oplysninger fra de almindelige kilder til oplysning om affaldsmængder og -sammensætning. Hverken ISAG-systemet eller Videncenter for Affald har opdaterede oplysninger herom, og DAKOFAs arbejdsgruppe om organisk affald befinder sig kun i opstartfasen på dette område. Heller ikke hverken Kompoststatistikken fra 1998 /1/ eller fra 1999 /2/ indeholder detaljerede oplysninger herom.

Efter aftale med Miljøstyrelsen er omfanget af denne delundersøgelse derfor udvidet til også at omfatte kommuner/anlæg, som indsamler/har indsamlet organisk dagrenovation med henblik på kompostering, og undersøgelsen er udformet som en spørgeskemaundersøgelse til udvalgte anlæg. Udvalget af anlæg er sket med baggrund i den seneste udgave af Kompoststatistikken /1/ og under hensyn til projektgruppens kendskab til aktuelle initiativer.

Henvendelse er sket til og svar modtaget fra følgende kommuner/anlæg:

	AFAV I/S, Frederikssund, for interessentkommunerne (oprindeligt kompost, nu biogas)
	Grindsted kommune (biogas)
	Herning kommune (biogas)
	NOVEREN I/S, Audebo, for interessentkommunerne (kompost)
	Vejle kommune (kompost)
	Aalborg kommune (biogas)
	Århus kommune (kompost, fra medio 2001 biogas)

Et eksemplar af det udsendte spørgeskema er vedlagt som bilag 1. Svarene er indarbejdet i denne rapport.

Kommunerne/selskaberne er bedt om og har i store træk givet oplysninger for de af årene 1995-2000, hvor indsamlinger har fundet sted.

Spørgeskemaerne indeholdt bl.a. spørgsmål om kvaliteten af bioaffaldet. De fleste af de adspurgte har medsendt oplysninger i form af udvalgte analyseresultater. Det er imidlertid vurderet, at disse oplysninger ikke er repræsentative, og resultaterne er derfor ikke medtaget i rapporten. I stedet henvises for så vidt angår dette spørgsmål til Miljøprojekt Nr. 702 2002, DEHP i husholdningsaffald /3/.

2 Beskrivelse af systemløsninger

2.1 AFAV I/S, Frederikssund

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i husstandene i kommunerne (Frederikssund, Helsinge, Hundested, Jægerspris, Slangerup, Stenløse, Ølstykke) i udleverede grønne plastposer og fra husstandene i papirsække eller spande/-containere. Indsamling af affald til kompostering er sket siden 1978 og af kildesorteret affald siden 1989.

Den gældende sorteringvejledning tillader visse former for ikke-forgasbart affald, herunder bleer og potteplanter.

Affaldet blandes med 8-10% halm som strukturmiddel (tidligere er brugt papir). Affaldet forbehandles (poser rives op og affaldet findeles) i et tromleanlæg (oprindeligt en DANO hurtigkomposteringstromle) med flere efterfølgende sigtninger, hvorved 25-30% af affaldsmængden fjernes. Den frasorterede mængde forbrændes.

Den således forbehandlede masse blev oprindeligt udlagt i miler til kompostering, men har fra april 2001 været delvist og fra september 2001 fuldt ud afsat til bioforgasning sammen med gylle og industriaffald på fire anlæg i Danmark: Fangel, Hashøj, Nysted og Studsgård. Fordelingen mellem anlæggene er nogenlunde ligelig, men varierer afhængigt af anlæggenes driftsforhold.

Det forbehandlede affald, som afsættes til bioforgasning, disponeres i henhold til praksis på de pågældende anlæg. De nævnte anlæg er biogasfællesanlæg med hovedvægten på gylle.

2.2 Grindsted kommune

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i husstandene i hele kommunen i udleverede papirposer og fra husstandene i papirsække. Indsamling er sket fra 1997.

Den gældende sorteringvejledning tillader ingen former for ikke-forgasbart affald, herunder hverken bleer og hygiejnebind, potteplanter eller dyreekskrementer.

Der finder ingen forbehandling sted af affaldet bortset fra en indledende oprivning af sække og udtagning af magnetisk materiale i en magnetseparator.

Affaldet blandes med slam og industriaffald i det kommunale spildevandsrense-anlægs rådnetank og forgasses her.

Efter forgasningen separeres biomassen i en fast og en flydende fraktion.

Den faste fraktion efterbehandles ved sigtning/sortering. Det skønnes, at ca. 0,5% af den indsamlede mængde frasorteres og forbrændes.

Den flydende fraktion (vandholdet i det indsamlede affald) udledes sammen med spildevandet. Den faste fraktion udspredes sammen med slammet på landbrugsjord.

2.3 Herning kommune

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i husstandene i hele kommunen i plastposer efter husstandens eget valg og fra husstandene i spande/containere. Indsamling er sket fra 1993 og bioforgasning på det nuværende anlæg (Studsgård) siden 1996.

Den gældende sorteringsvejledning tillader ingen former for ikke-forgasbart affald, herunder hverken bleer, hygiejnebind, papir/pap eller dyrestrøelse og -ekskrementer.

Affaldet forbehandles på en rullesigte, hvorved ca. 20-25% af mængden fjernes. Den frasorterede mængde forbrændes.

Affaldet blandes med gylle og industriaffald inden forgasning på Studsgård biogasfællesanlæg.

Efter forgasningen separeres biomassen i en fast og en flydende fraktion.

Den faste fraktion af det blandede restprodukt forbrændes.

Den flydende fraktion af det blandede restprodukt udspredes på landbrugsjord.

2.4 NOVEREN I/S, Audebo

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i tilmeldte husstande i kommunerne (Bjergsted, Holbæk, Kalundborg, Nykøbing-Rørvig, Svinninge, Tornved, Trundholm, Tølløse). Interessentkommunen Dragsholm foreskriver hjemmekompostering af vegetabilsk affald og deltager ikke i det fælles anlæg. Sorteringen sker i plastposer efter husstandens eget valg. Affaldet indsamles fra husstandene i papirsække (7 kommuner) eller dobbeltkammerspande (1 kommune). Indsamling af kildesorteret affald til kompostering er gradvist indført i kommunerne i årene 1995-97.

Den gældende sorteringvejledning tillader visse former for ikke-forgasbart (men komposterbart) affald, herunder kattegrus, plantemuld og potteplanter. Tølløse kommune accepterer tillige bleer og hygiejnebind.

Affaldet forbehandles i en neddeler, en magnetseparator og en rullesigte, hvorved ca. 35% af mængden fjernes. Den frasorterede mængde forbrændes.

Det forbehandlede affald behandles ved bokskompostering under tilsætning af luft og vand i lukket bygning. Affaldet/komposten vendes i boksene og ved flytning fra boks til boks. Opholdstiden er 1½-2 måneder. Herefter eftermodnes komposten udendørs i ca. 2-3 måneder.

Det var hensigten efter en afsluttende sigtning at afsætte komposten. Forbehand-lingen skaber imidlertid mange meget små plaststykker i komposten, som eftersigtningen ikke kan fjerne. Komposten kan derfor ikke sælges. Komposten er indtil nu (maj 2001) blevet mellemdeponeret på anlægget. Hvis en acceptabel finsigtning kan etableres, agter NOVEREN at anvende komposten til afdækning på selskabets deponeringsanlæg.

2.5 Vejle kommune

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i husstandene i kommunen i udleverede grønne plastposer og restaffaldet i udleverede sorte plastposer. Kommunen har desuden udleveret dobbeltstativer til placering i køkkenet. Fra husstandene indsamles affaldet blandet i spande/containere. Indsamling af kildesorteret affald til kompostering er sket siden 1989.

Efter indsamlingen sorteres affaldet i et optisk sorteringsanlæg (efter posernes farve) i grønt affald og restaffald.

Den gældende sorteringvejledning tillader visse former for ikke-forgasbart (men generelt komposterbart) affald, herunder bleer, hygiejnebind og potteplanter.

Affaldet forbehandles i en biotromle med sigte, hvorved ca. 25% af mængden fjernes. Den frasorterede mængde forbrændes.

Det forbehandlede affald milekomposteres på anlægget.

Den færdige kompost sigtes inden afsætning. Herved fjernes yderligere ca. 10% af den totale affaldsmængde. Denne rest forbrændes. Den færdige kompost sælges til blanding med andre produkter, og dette produkt afsættes som kompost/jord-forbedringsmiddel.

2.6 Aalborg kommune

Kildesorteret organisk husholdningsaffald indsamles i husstandene i udleverede plastposer og fra husstandene i 80 liter spande (indtil 1999 i papirsække). Indsamling er sket fra 1990. Indsamlingsordningen er etableret på frivillig basis, og kun et lille antal husstande (ca. 2300) deltager. Indsamlingen er siden starten sket med henblik på bioforgasning på forskellige forsøgsanlæg. I 1998 etablerede kommunen sit eget separate bioforgasningsanlæg for husholdningsaffald i tilknytning til Vaarst-Fjellerad biogasanlæg, som forgasser gylle og industriaffald.

Den gældende sorteringvejledning tillader ingen former for ikke-forgasbart affald, herunder hverken bleer, hygiejnebind eller kattegrus.

Affaldet forbehandles i en Dewaster. I processen separeres affaldet i en tyktflydende, organisk del og en fast del, i stor udstrækning plastposer og ikke-forskriftsmæssigt affald (mælkekartoner, plast, dåser). Herved fjernes ca. 40% af den indsamlede mængde. Den frasorterede mængde forbrændes.

Den "våde" fraktion bioforgasses i et separat anlæg. Efter forgasningen separeres biomassen i en flydende og en fast fraktion. Den flydende fraktion udbringes på landbrugsjord sammen med den afgasse gylle/industriaffald fra det parallelle biogasanlæg, medens den faste fraktion brændes.

2.7 Århus kommune

Århus kommune har i sommeren 2001 skiftet fra kompostering af kildesorteret organisk husholdningsaffald til bioforgasning af dette affald. Eftersom der endnu ikke er specifikke erfaringer med bioforgasningen, er det i det følgende og i mængdeopgørelserne komposteringsanlæggets indretning og drift, som er beskrevet. En kort beskrivelse af det nye biogassystem er dog medtaget.

Kildesorteret organisk husholdningsaffald blev indsamlet i husstandene i et forsøgsområde i plastposer efter husstandens eget valg og fra husstandene i 130 liter spande (parcelhuse) og 660 liter containere (andre). Indsamling er sket fra 1995.

I det nye biogassystem bliver affaldet indsamlet og håndteret i et to-pose-system med udleverede plastposer svarende til det af Vejle kommune anvendte.

Sorteringsvejledningen tillod visse former for ikke-forgasbart (men generelt komposterbart) affald, herunder kattegrus og plantemuld/potteplanter med jord. Desuden var mindre mængder haveaffald tilladt. I den nye indsamling til bioforgasning er disse affaldskategorier udgået af biofraktionen.

Affaldet blev ikke forbehandlet inden den foretagne reaktorkompostering.

Efter komposteringen blev komposten sigtet inden afsætning. Den frasorterede mængde udgjorde 10-15% af den indsamlede kildesorterede affaldsmængde.

Komposten blev afsat direkte til forbrugerne.

3 Oplyste mængder indsamlet organisk dagrenovation

De oplyste, indsamlede kildesorterede dagrenovationsmængder fremgår af tabellen, bilag 2. Ud fra disse og det oplyste antal indbyggere i indsamlingsområdet er specifikke årlige mængder (kg indsamlet, kildesorteret dagrenovation pr. indbygger og år) i hver kommune beregnet. I tabellen er der for hvert af de to selskabers områder (AFAV I/S og NOVEREN I/S) foretaget en summation af de indsamlede mængder. Desuden er foretaget en summation og beregning af specifikke årlige mængder for alle de i undersøgelsen medtagne områder.

Til de enkelte kommuner/områder i tabellen skal knyttes følgende kommentarer:

4 Sorteringskriterier, indsamlingsmetode og affaldssmængder

Sorteringskriterierne må forventes at have betydning for affaldsmængderne, idet man må forvente, at et større antal tilladte fraktioner (bleer, potteplanter og –jord, haveaffald) vil resultere i en større mængde.

Af de kommuner/selskaber, som indgår i undersøgelsen, har AFAV, NOVEREN, Vejle og Århus tilladt flest affaldsfraktioner, hvilket hænger naturligt sammen med, at disses anlæg er eller i hvert fald er etableret som (AFAV) komposteringsanlæg. Århus skiller sig ud fra de øvrige nævnte ved også at have tilladt mindre mængder haveaffald. De kommuner, som fra start har indsamlet affald med henblik på bioforgasning (Grindsted, Herning, Aalborg), har også været mest restriktive med hensyn til disse affaldsfraktioner, som kan give problemer i biogasanlægget og/eller som kun giver en ret ringe eller ingen biogasmængde.

Tilsvarende må indsamlingsteknologien forventes at have betydning for affaldsmængden, idet der er forskel på emballagens vægt. Man således må forventes størst mængder, hvor der indsamles med papirposer og papirsække (Grindsted) og mindst, hvor der indsamles med plastposer og spande/containere (AFAV (delvist), Herning, Vejle, Aalborg, Århus). Papirsække vejer mellem 142 (50 l) og 217 (110 l) gram pr styk og papirposer (8 liter, som anvendes i Grindsted) 19 gram pr. styk /4/. Alt andet lige må dette forventes at give en årlig affaldsmængde pr. husstand, som er ca. 10 kg større i Grindsted end i kommuner med plastposer og spande, svarende til ca. 4 kg pr. indbygger pr. år.

Vurdering af de oplyste mængder, som de fremgår af tabellen i bilag 2, viser imidlertid, at disse antagelser ikke bekræftes af de aktuelle tal:

"Kompostkommunerne" i AFAV og Vejle kommune har ganske vist indsamlet de største mængder, men disse er ikke større end de mængder, som er indsamlet i Grindsted, selv med fradrag for den ekstra vægt, som emballagen må antages at give i denne kommune. Desuden er mængderne i de øvrige "kompostkommuner" NOVEREN og Århus markant mindre end i AFAV og Vejle og i samme størrelsesorden som i "biogaskommunerne" Herning og Aalborg.

Tilsvarende er forskellen i mængder mellem de forskellige kommuner såvel i de enkelte selskaber som mellem selskaberne langt større end den ovenfor nævnte mulige vægtforskel mellem plastposer/containere og papirposer/papirsække kan begrunde.

Det er endvidere bemærkelsesværdigt, at der selv inden for områder (AFAV og NOVEREN), hvor indsamlingskriterierne er ens for alle kommuner, er en markant forskel på de aktuelt indsamlede mængder. Både inden for AFAVs og NOVERENs område er denne forskel på omkring en faktor 2 i specifikke mængder mellem den "bedste" og den "dårligste" kommune.

Én konklusion - som også synes logisk - kan dog muligvis drages af oplysningerne i tabellen i bilag 2: At mængderne pr. indbygger og år er størst i de kommuner, hvor ordningen er obligatorisk og har været i drift i mange år (AFAV og Vejle) og/eller i kommuner, hvor ordningen er obligatorisk og der er gjort en stor praktisk og administrativ indsats for at få befolkningen til at anvende ordningen korrekt (Grindsted) /5/.

Det må imidlertid bemærkes, at mængderne i Grindsted reelt er væsentligt højere end i AFAV og Vejle, idet det i Grindsted ikke er nødvendigt at frasortere affald ved en forbehandling, medens de to sidstnævnte områder/kommuner frasorteres 25-35% af affaldet ved forbehandling og (Vejle) eftersigtning. Mængden i Grindsted (på ca. 90 kg/indbygger/år, når der foretages fradrag for papiremballage), kan derfor muligvis anses for at være den maksimale mængde organisk, kildesorteret dagrenovation, som det er muligt at indsamle, hvis der gøres en stor indsats inden for et geografisk afgrænset område.

Det er bemærkelsesværdigt, at den indsamlede, specifikke affaldsmængde (i kg/indbygger/år) inden for det område med et indbyggerantal på omkring 300.000 indbyggere, som opgørelsen i tabel 3.1 dækker, har været næsten konstant i de seneste fire år (mellem 69 og 71 kg/indbygger/år). Denne mængde kan derfor muligvis antages at være den reelt mulige i større områder, for eksempel på landsplan.

Det må antages, at der vil være betydelige mængdemæssige variationer, som skyldes befolkningssammensætning og bebyggelsesform, men det er faldet uden for denne begrænsede undersøgelses rammer at vurdere dette. Desuden må det antages, at den befolkningsmængde, som er omfattet af denne undersøgelse, er rimeligt repræsentativ.

Med henblik på bioforgasning bør den ovenfor nævnte mængde sandsynligvis reduceres lidt, idet en meget væsentlig del af den (fra omkring 257.000 af 335.000 indbyggere i 2000) er indsamlet med henblik på kompostering med de mindre restriktive sorteringskrav, som er/har været gældende herfor. Der er ikke data-mæssigt grundlag for at beregne denne reduktion, men under hensyn hertil samt til de relativt små mængder, som er indsamlet i de større bymæssige bebyggelser Aalborg og Århus, skønnes en mængde på landsplan på omkring 60 kg pr. indbygger og år organisk, kildesorteret (men ikke forbehandlet) dagrenovation at være en realistisk størrelse. Denne størrelsesorden svarer til, hvad der er fundet ved tidligere, tilsvarende undersøgelser.

5 Referencer