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

Basisdokumentation for biogaspotentialet i organisk dagrenovation

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

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