Emisjoner fra kompostering - Avfall Sverige

Emisjoner fra komposteringRVF Utveckling2005:13En rapport från BUS-projektet

BUS-projektet – uppföljning och utvärdering av storskaligasystem för kompostering och rötning av källsorterat bioavfallDelprojekt 1: Utvärdering av storskaliga system för kompostering och rötning avkällsorterat bioavfall (RVF Utveckling rapport nr 2005:06)Delprojekt 2: Metoder att mäta och reducera emissioner från system med rötning ochuppgradering av biogas (RVF Utveckling rapport nr 2005:07)Delprojekt 3: Driftdatainsamling via webben (ingen rapport)Delprojekt 4: Innsamling av bioavfall fra flerfamiliehus– løsninger og virkemidler forstore fellesløsninger (RVF Utveckling rapport nr 2005:08)Delprojekt 5: Tips och råd med kvalitetsarbetet vid insamling av källsorterat bioavfall(RVF Utveckling rapport nr 2005:09)Delprojekt 6: Användning av biogödsel (RVF Utveckling rapport nr 2005:10)Delprojekt 7: Smittspridning via kompost och biogödsel från behandling av organisktavfall – litteratursammanställning och riskhantering (RVF Utveckling rapport nr 2005:11)Delprojekt 8: Organiske forurensninger i kompost og biorest(RVF Utveckling rapport nr 2005:12)Delprojekt 9: Emisjoner fra kompostering (RVF Utveckling rapport nr 2005:13)Delprojekt 10: Biologisk avfallsbehandling i Sverige och Norge: Vad fungerar bra ochvad kan fungera bättre? En syntesstudie av de nio delprojekten(RVF Utveckling rapport nr 2005:14)Projektet är finansierat av:• RVF – Svenska Renhållningsverksföreningen• Naturvårdsverket• Energimyndigheten• NRF – Norsk renholdsverksforening• VA-Forsk• ReforskRVF Utveckling2005:13©RVF Service AB

FörordBetydande investeringar i system för biologisk avfallsbehandling har gjorts undersenare år. Samtidigt är tekniken som används vid anläggningarna ny och befinnersig i en utvecklingsfas. Det finns därför starka skäl för att utvärdera befintliga anläggningar.Genom att samla drifterfarenheter och göra dem tillgängliga, kan nyasystem konstrueras och byggas på ett säkrare och mer tillförlitligt sätt. Detta ärhuvudmotivet för den serie av utvärderingar som samlats under arbetsnamnetBUS. I dess första etapp har erfarenheter och driftdata från alla delar i kedjan avfallsinsamling,process och produktanvändning dokumenterats på ett enhetligt sätti ett utvärderingsprogram. Föreliggande rapport utgör en delrapport i projektserien.Samtliga delrapporter finns tillgängliga i elektronisk form. Hela ramprogrammethar sammanfattats i en avslutande syntesrapport. Projektserien har genomförtsoch finansierats i ett samarbete mellan Energimyndigheten, Norsk renholdsverksforening(NRF), Naturvårdsverket, RVF Utveckling, Stiftelsen Reforsk samt VA-Forsk.April 2005Håkan RylanderOrdf. RVFs UtvecklingskommittéWeine WiqvistVD RVF

Emisjoner fra komposteringKarina E. Ødegård (SINTEF)Bjørn E. Berg (GLT-Avfall)Ove Bergersen (Jordforsk)

4INNHOLDSFORTEGNELSEFÖRORD .......................................................................................................................................................................1SAMMENDRAG........................................................................................................................................................... 6SUMMARY ................................................................................................................................................................... 61 INNLEDNING ..................................................................................................................................................... 72 MULIGE MILJØBELASTNINGER FRA KOMPOSTERINGSPROSESSER – EMISJONER OGEMISJONSPOTENSIALER........................................................................................................................................ 92.1 UTSLIPP VIA GASSFASE ................................................................................................................................. 92.1.1 Utslipp av organiske forbindelser ......................................................................................................... 10Alifater...............................................................................................................................................................................10Alkoholer ...........................................................................................................................................................................12Aldehyder ..........................................................................................................................................................................13Ketoner ..............................................................................................................................................................................13Estere .................................................................................................................................................................................14Fettsyrer.............................................................................................................................................................................14Organiske svovelforbindelser og aminer............................................................................................................................14Furaner...............................................................................................................................................................................15BTEX/aromater..................................................................................................................................................................16Halogenerte forbindelser....................................................................................................................................................172.1.2 Utslipp av uorganiske forbindelser ....................................................................................................... 20Karbonmonoksid og karbondioksid ...................................................................................................................................20Nitrogenforbindelser..........................................................................................................................................................20Svovelforbindelser .............................................................................................................................................................222.2 UTSLIPP VIA VÆSKEFASE ............................................................................................................................ 232.3 MILJØULEMPER RELATERT TIL KOMPOSTERING .......................................................................................... 252.3.1 Utslipp via gassfase - lukt...................................................................................................................... 252.3.2 Utslipp via gassfase – fotokjemisk smog ............................................................................................... 292.3.3 Frigjøring av mikroorganismer............................................................................................................. 302.3.4 Utslipp via væskefase ............................................................................................................................ 302.3.5 Globale problemer................................................................................................................................. 303 MILJØBELASTNINGER KNYTTET TIL ULIKE PROSESSTRINN ....................................................... 333.1 INNSAMLING OG TRANSPORT....................................................................................................................... 333.2 MOTTAK OG LAGRING................................................................................................................................. 343.3 FORBEHANDLING OG INTERNTRANSPORT.................................................................................................... 343.4 KOMPOSTERINGSPROSESSENS INTENSIVFASE.............................................................................................. 343.5 ETTERMODNING OG ETTERBEHANDLING ..................................................................................................... 364 EMISJONSREDUSERENDE TILTAK .......................................................................................................... 374.1 BRUK AV RIKTIG STRUKTUR........................................................................................................................ 374.2 BRUK KALK OG PODING MED KOMPOST....................................................................................................... 374.3 KLIMAGASSER ............................................................................................................................................ 394.4 BIOLOGISK FILTERMATERIALE, SKJERMING ELLER TILDEKKING.................................................................. 404.5 RENSING AV LUFTSTRØMMER FRA STØRRE KOMPOSTERINGSREAKTORER ................................................... 404.6 RENSING AV SIGEVANN............................................................................................................................... 414.6.1 Behandling ved naturlig infiltrasjon...................................................................................................... 414.6.2 Rensing av sigevann ved irrigasjon....................................................................................................... 414.6.3 Teknisk behandling................................................................................................................................ 42Våtoksidasjon ....................................................................................................................................................................42Annen oksidasjon...............................................................................................................................................................42Membranrensing ................................................................................................................................................................42Kjemisk rensing .................................................................................................................................................................42

5Liste over tabeller og figurerTABELL 1. EMISJON AV ORGANISKE FORBINDELSER FRA KOMPOSTERING AV ORGANISK AVFALL ..................................18TABELL 2. EMISJON AV UORGANISKE FORBINDELSER FRA KOMPOSTERING AV ORGANISK AVFALL ................................23TABELL 3. OVERSIKT OVER KONSENTRASJONEN AV ELEMENTIONER I ULIKE TYPER SIGEVANN......................................25TABELL 4. LUKTTERSKEL FOR ET UTVALG AV ORGANISKE FORBINDELSER I KOMPOSTGASS...........................................27TABELL 5. MIKROORGANISMEKONSENTRASJON I KOMPOSTANLEGG (X10 3 )...................................................................30TABELL 6. GWP (GLOBAL WARMING POTENTIAL) FOR ET UTVALG AV KOMPOSTGASSER [] ...........................................31TABELL 7. EMISJON AV KLIMAGASSER FRA KOMPOSTERING AV HAGEAVFALL [25]........................................................31TABELL 8. KLIMAGASSUTSLIPP I FORM AV CO 2 EKVIVALENTER FRA KOMPOSTERING OG DEPONERING .........................32TABELL 9. UTVIKLINGEN AV TEMPERATUR PH, O 2 , CO AND VOC I LABORATORIEFORSØK HVOR MATAVFALL BLANDETMED STRUKTUR ER UNDERSØKT MED OG UTEN TILSETTING AV 5 % KALK.............................................................39FIGUR 2. SAMMENHENGEN MELLOM KONSENTRASJONEN AV OKSYGEN OG METAN I UTENDØRS RANKER [4].................11FIGUR 3. VANLIG FOREKOMMENDE TERPENER I KOMPOSTANLEGG (LIMONEN, Α-PINEN, Β-PINEN, MYRCENE OGCAMPHENE FRA VENSTRE MOT HØYRE) .................................................................................................................11FIGUR 4. ALTERNATIV SAMMENHENG MELLOM BUTANOL OG MEK...............................................................................12FIGUR 5. STRUKTURFORMEL FOR BORNEOL ...................................................................................................................13FIGUR 6. STRUKTURFORMEL AV KAMFER .......................................................................................................................14FIGUR 7. 2-ETYLFURAN ..................................................................................................................................................16FIGUR 8. SAMMENHENG MELLOM NIVÅ AV O 2 OG CO 2 I KOMPOSTGASS SOM FUNKSJON AV RANKEALDER [4]...............20FIGUR 9. H 2 S-NIVÅ I KOMPOSTGASS FRA VÅTORGANISK AVFALL [4]..............................................................................22FIGUR 10. TUNGMETALLKONSENTRASJONER I SIGEVANN FRA ULIKE AVFALLSAKTIVITETER .........................................25FIGUR 11. DETEKTERTE NIVÅER AV ET UTVALG AV ORGANISKE FORBINDELSER I ULIKE AVSTANDER FRA ANLEGG B [32]..............................................................................................................................................................................26FIGUR 12. DETEKTERTE NIVÅER AV ET UTVALG TERPENER I GITTE AVSTANDER FRA ANLEGG B [32].............................27FIGUR 13. DETEKTERTE NIVÅER AV ET UTVALG ORGANISKE FORBINDELSER I ULIKE AVSTANDER FRA ANLEGG A [32]. 28FIGUR 14. DETEKTERTE NIVÅER AV ET UTVALG TERPENER I GITTE AVSTANDER FRA ANLEGG A [32] ............................28FIGUR 15. MÅLINGER AV LUKT I NÆRMILJØET FRA ET UTENDØRS RANKEKOMPOSTERINGSANLEGG [] ...........................29FIGUR 16. EN PRINSIPPSKISSE AV DE FORSKJELLIGE TRINN I ET KOMPOSTERINGSANLEGG OG ESTIMATER FORTILHØRENDE UTSLIPP ELLER UTSLIPPSPOTENSIALER.............................................................................................33FIGUR 17. ET EKSEMPEL PÅ SAMMENSETNING AV VOC SOM FUNKSJON AV RANKEALDER.............................................35FIGUR 18. UTSLIPP AV KLIMAGASSER I G PR. TONN BEHANDLET AVFALL VED FIRE BEHANDLINGSANLEGG I TYSKLAND[26].......................................................................................................................................................................36FIGUR 19. TEMPERATURFORLØPET VED KOMPOSTERING AV VÅTORGANISK AVFALL UTEN OG MED TILSATT 5 % LESKETKALK. FIGUREN VISER AT MED 5 % KALK OPPNÅES EN TERMOFIL FASE OVER 55 °C RASKERE ENN UTEN KALKTILSATT.................................................................................................................................................................38

6SammendragDet finnes i dag et tyvetalls komposteringsanlegg som behandler matavfall i Sverige og ettrettitalls anlegg i Norge. Komposten som produseres kan anvendes som jordforbedringsmiddeleller som et bidrag til å øke næringstilgangen i jorda. Anleggsmetodene for kompostering errelativt nye og utvikles stadig.I denne rapporten søker vi å belyse de forskjellige utslippsmessige sidene ved kompostering.Arbeidet har vært lagt opp som delvis en gjennomgang av egne erfaringer, og delvis som engjennomgang av tilgjengelig litteratur.Kompostering er definert som en aerob prosess. Det er imidlertid igjennom dette arbeidet vist atanoksiske tilstander i løpet av en komposteringsprosess snarere er en regel enn unntaket. Dette vilpåvirke emisjonen fra prosessen. Utslipp som er knyttet til nærmiljøulemper som lukt, er påvirketav graden av anaerobitet i kompostmassen. Utslipp av klimagasser som metan er også påvirket avanaerobiteten i kompostmassen. Empiriske data sammenholdt med beregninger gir indikasjonerpå at det er miljømessig forsvarlig å kompostere det organiske materiale versus deponering.Kompostgassen innholder organiske forbindelser med karbon i alle mulige oksidasjonsnivåer. Frareduserte luktsterke forbindelser som dimetylsulfid til aldehyder, ketoner og fettsyrer.Forbindelsene forekommer på ulike stadier i prosessen. Dette gjelder også for uorganiskekomponenter. Dette kompliserer arbeidet med å redusere utslippene – finne mottiltak.SummaryThere is more than twenty composting facilities treating wet organic waste in Sweden, and morethan thirty in Norway. The methodologies for treatment are still in development.In this report, the different emissions or the emission potentials associated with composting areexamined. The work is partly a digestion of the authors own experiences, and partly a summary ofsome of the searchable and available literature.Composting is defined as an aerobic process, even though anoxic conditions in the compost arefrequently encountered and are more the general rule than the rule exception. These anoxicconditions are crucial for the emission potentials. Emissions associated to local impacts, such asodour, are influenced by anaerobic conditions in the compost. Emissions associated to globalimpacts, such as greenhouse gasses, are also influenced by anaerobic conditions in the compost.The gasseous phase in the compost contains organic compounds with carbon in all possibleoxidation states. The chemical and biological systems are rather complex, and isolatingcountermeasures to the emission of all the different compounds is not an easy task.

71 InnledningDet finnes i dag et tyvetalls komposteringsanlegg som behandler matavfall i Sverige og ettrettitalls anlegg i Norge. Komposten som produseres kan anvendes som jordforbedringsmiddeleller som et bidrag til å øke næringstilgangen i jorda. Anleggsmetodene for kompostering errelativt nye og utvikles stadig. Dette medfører at kunnskapen innen en del områder bør forbedresfor å skape gode forutsetninger for en fortsatt drift og videre utbygging.Et kunnskapsområde med rom for forbedringer er miljøsiden. Hvor og når utslipp finner sted,samt utslippenes karakter og deres størrelse, er ikke tilstrekkelig utredet. En bedre forståelse avdette vil være en viktig forutsetning for tiltak. Dette er også viktig for senere å kunne belysehvilken effekt kompostering som industri har på omgivelsene - også i et globalt perspektiv - sidengassutslipp ved kompostering både har helsemessige, trivselmessige og klimamessige sider.I denne rapporten søker vi å belyse de forskjellige utslippsmessige sidene ved kompostering.Arbeidet har vært lagt opp som delvis en gjennomgang av egne erfaringer, og delvis som engjennomgang av tilgjengelig litteratur.Å styre en komposteringsprosess for å minimalisere utslipp krever både innsikt i prosessene ogtilstrekkelig kontroll over betingelsene, da varierende betingelser vil kunne gi svært varierendeutslippsregimer. I tillegg vil råstoffets sammensetning påvirke prosessen. Et urent materiale vil hadirekte innflytelse på effektiviteten i anlegget og hva som emitterer: ”Shit in - shit out”. I arbeidetmed rapporten har det derfor vært en utfordring å belyse de betingelsene som medfører endringer iutslippene.Vi hadde som målsetning å beskrive mer utførlig det måletekniske i forbindelse med emisjoner frakompostering. For å beholde fokus og samtidig holde oss innenfor rammene i prosjektet, fant videt dessverre nødvendig å tone dette ned.For å øke sannsynligheten for at hovedtyngden av relevant litteratur ble gjennomsøkt, ble det sattopp flere søk i søkeprogrammet SciFinder, levert av CAS (en divisjon i American ChemicalSociety). Det ble gjennomført et søk på ”emission from composting” (totalt 425 treff), ”emissionof greenhouse gases from composting” (totalt 42 treff) og ”emissions from the digestion ofbiomass” (totalt 33 treff). Hovedtyngden av litteratur var fra 1995 eller senere.Utfra titlene ble sammendrag for 160 av disse treffene gjennomgått og 75 artikler bestilt fornærmere gjennomgåelse. Utslipp til luft, både med hensyn til globale og lokale effekter, var godtdekket gjennom disse søkene, mens utslipp i væskefase var mangelfullt belyst.I tillegg har en rekke nasjonale og internasjonale rapporter vært benyttet som kildemateriale.Mange av disse rapportene er tilkommet gjennom eget arbeide innenfor fagfeltet de siste årene, oggjennom muntlig kommunikasjon med norske og svenske fagmiljøer.Nye hygieniseringskrav for behandling av matavfall, og hvordan disse eventuelt vil påvirkeemisjonen er ikke behandlet i denne rapporten!Det har vært vanskelig å relatere alle emisjonene til mengde håndtert avfall, og vi har derfor i storgrad oppgitt konsentrasjoner og konsentrasjonsintervaller. Selv om en konsentrasjon strengt tattikke beskriver den fullstendige emisjonen, så blir den et mål på emisjonspotensialet. Det er viktig

8å være klar over at mange av emisjonene vil være avhengig av ikke bare mengde håndtert avfall,men også valg av behandlingsteknologi og prosessregimer.Stort sett har vi skrevet konsentrasjoner og lignende i denne rapporten, slik de er nevnt ireferansene. Vi er av den oppfatning at presisjon og nøyaktighet i miljøanalyser sjelden er bedreenn tilsvarende to signifikante sifre, i beste fall tre. I tillegg tilkommer en rekke usikkerheter iprosessparametre og lignende. Det er viktig å huske disse usikkerhetene, når konsentrasjoner ogtotalmengder av utslipp leses og tolkes.

92 Mulige miljøbelastninger fra komposteringsprosesser – emisjonerog emisjonspotensialerEmisjoner fra kompostanlegg kan deles inn i fire hovedgrupper:1. Frigjøring av mikroorganismer i form av bioaerosoler2. Utslipp av endotoksiner3. Flyktige forbindelser4. Komponenter som mobiliseres via væskefaseDe to første momentene er i hovedsak et arbeidsmiljøproblem [1, 2]. En større undersøkelse er nåetablert i Norge for å studere problemstillinger knyttet til arbeidsmiljø i komposteringsanlegg.Prosjektet er et brukerstyrt prosjekt finansiert av Statens Arbeidsmiljøinstitutt, NorskRenholdsverksforening (NRF), Borregaards forskningsfond og brukerene. Prosjektet skalavsluttes høsten 2005 og er ledet av NRF [3]. Av disse fire hovedgrupper vil hovedvekten i denneutredningen basere seg på elementer som inngår i pkt 3 og 4. Imidlertid vil utslipp av flyktigeforbindelser kunne representere et helseproblem også for operatørene.Kompostering er definert som en aerob prosess. Det er imidlertid dokumentert at anoksisketilstander i løpet av en komposteringsprosess snarere er en regel enn unntaket. Dette vil påvirkeemisjonen fra prosessen. Utslipp som er knyttet til nærmiljøulemper som lukt, er påvirket avgraden av anaerobitet i kompostmassen. Dess mer anaerob en komposteringsprosess er, dessstørre er problemet med lukt. Dette gjelder også utslipp av klimagasser. Det er også mye somtyder på at utslippet/sammensetningen av gass fra komposteringsprosessen vil variere i løpet avprosessforløpet [4]. Kvaliteten av produktet er imidlertid lite påvirket av eventuelle prosessforløphvor eventuelt nivået av oksygen er lavt.Graden av anoxiske tilstander i en kompostering vil være avhengig av en rekke faktorer som:• Kvaliteten på råstoffet• Type strukturmateriale• Fuktigheten i råstoffet• Ekstern tilførsel av luft2.1 Utslipp via gassfaseDet er et stort antall forbindelser som slippes ut via gassfase fra kompostering av matavfall. Ifølge Lornage et. al er det identifisert over 300 flyktige forbindelser som emitteres fra etkompostanlegg [5, side 101]. Utslippene via gassfase kan grupperes i uorganiske og organiskeforbindelser.

102.1.1 Utslipp av organiske forbindelserPå grunn av et svært omfattende antall av organiske forbindelser, er det hensiktsmessig å deledenne hovedgruppen inn i flere undergrupper relatert til karbonets oksidasjonsnivå og typeheteroatomer i molekylet [6 side 81, 7]:• Alifater• Terpener• Alkoholer• Aldehyder• Ketoner• Estere• Organiske syrer• Organiske svovelforbindelser og aminer• Furaner• BTEX/aromater• Halogenerte forbindelserDet store mangfold av forbindelser er en funksjon av flere elementer som: dårlig sortering avmatavfall, mikrobiologiske respirasjonsprodukter og valg av strukturmateriale. Det har også værtantydet at spontane kjemiske reaksjoner kan påvirke sammensetningen av utslippet fra anlegget.Blant annet er Maillard-reaksjonen antydet som en årsak til dannelse av et utvalg av flyktigeforbindelser [8]. Dette er en spontan reaksjon hvor monosakkarid i kombinasjon med enaminosyre medfører dannelse av karbonylforbindelser som mellomprodukter og organiskeflyktige nitrogenforbindelser som sluttprodukter [9, side 24]. Både furaner og ketoner er i følgeNicolas et al. abiotiske forbindelser [10, side 113].AlifaterBåde aerobe og anaerobe betingelser vil samvirke i løpet av en komposteringsfase. Demetanogene mikroorganismene er obligate anaerobe slik at dannelsen av metan kun vil skje underanaerobe betingelser. Selv om komposten inneholder 16 % O 2 , vil det kunne være anaerobelommer hvor det dannes CH 4 [11]. Beck-Friis et al. viste i sitt arbeid at metan kun ble påvist undertermofile betingelser. Konsentrasjonen varierte mellom 2 og 47 % [11]. Ved kompostering iutendørs ranker viste målinger at det er omvendt proporsjonalitet mellom konsentrasjonen av O 2og CH 4 [4]. Som det fremgår av Figur 1 er det lavest konsentrasjon i perioden fra fem til seks ukersom korrelerer med høye konsentrasjoner av metan. Det er også god overensstemmelse mellomdisse betraktningene og nivå av H 2 S (se Figur 8).På tross av at metan har en kort levetid, er den en langt kraftigere klimagass enn CO 2 (se side 30).Det er et paradoks at forbud mot deponering av organisk avfall medfører at man produserer metani en prosess (kompostering) hvor man ikke har lagt til rette for oppsamling og destruksjon avgassen i motsetning til i deponiet.

11Gasskonsentrasjon (%20181614121086420CH4O20 2 4 6 8 10 12Rankealder (Uker)Figur 1. Sammenhengen mellom konsentrasjonen av oksygen og metan i utendørs ranker [4]Ved kompostering av grønt avfall er det også observert dannelse av metan. Utslipp variertemellom 0 og 900 ppm i løpet av en 12 dagers prosess [25].Av andre hydrokarboner som er kvantifisert i eksosen fra luftede ranker for organisk materiale(kloakkslam), er blant annet pentan (884 ug/m 3 ), heptan (39 ug/m 3 ), oktan (15 ug/m 3 ) og nonan(19 ug/m 3 ). Av sykliske hydrokarboner ble det kvantifisert både syklopentan (442 ug/m 3 ) ogsykloheksan (327 ug/m 3 ) [12, side 494].TerpenerTerpener er en gruppe forbindelser som i utgangspunktet knyttes til lukt som ikke er iutgangspunktet ubehagelig. Dette er umettede hydrokarboner med konjugerte dobbeltbindinger.De vanligst forekommende i avgass fra komposteringsanlegg er vist i Figur 2.CH 3CH 2CH 2H 3 C CH 3CH 3H 3 C CH 3CH 2H 3 C CH 2CH 3CH 3H 3 C CH 3CH 2Figur 2. Vanlig forekommende terpener i kompostanlegg (limonen, α-pinen, β-pinen,myrcene og camphene fra venstre mot høyre)Disse forbindelsene forekommer vanligvis i langt høyere konsentrasjoner enn flere av de andreflyktige forbindelsene som finnes i avgassen. Müller m.fl. fant varierende nivåer av α-pinen,camphene, myrcene og limonen. Variasjonen var blant annet avhengig av graden av lufttilsetningog vending av kompostmassen sammen med kapasiteten på anlegget. Høyest konsentrasjon av α-pinen ble bestemt til 166,57 ug/m 3 . Nivået av camphene var vesentlig lavere. Nivået ble målt til

1219,16 ug/m 3 . Noe lavere var konsentrasjonen av myrcene (13,23 ug/m 3 ). Limonen derimot var påsamme nivå som pinen, nemlig 164,52 ug/m 3 [37]. Bruk av både vending og lufting redusereremisjon av denne type forbindelser med en faktor 10. Kompostering etter fermentering medførteen betydelig reduksjon av limonen konsentrasjonen (0,1 til 100 ng/l) [19]. I forbindelse medkompostering av slam (”biosolids”), varierte innholdet i eksosen mellom 1064 til 4520 ug/m 3 forlimonen og mellom 221 til 3760 ug/m 3 av α-pinen [12]. Epstein et al. gjorde i det samme arbeidetundersøkelser på innholdet av β-pinen. Nivået her ble funnet å være langt lavere (232 til 261ug/m 3 ).AlkoholerDet er funnet kvantifiserbare konsentrasjoner av ulike alkoholer i forskjelligekomposteringsanlegg. Både primære, sekundære og tertiære alkoholer er identifisert. Av deprimære alkoholene er både metanol og etanol påvist. I kildesortert matavfall ble det påvistkonsentrasjoner av metanol som varierte mellom 5 og 25 ppm avhengig av tilsetning av kalk vedbehandling i en kompostreaktor [13, side 405]. Høyest konsentrasjon ble målt ved tilsetning avkalk (se diskusjon om bruk av kalt i kapittel 5).Bergersen og Berg påviste nivåer som varierte mellom 50 og 500 ppm av etanol inne i ranker forkompostering av våtorganisk avfall. Høyest konsentrasjon ble målt i den delen av prosessen hvorkonsentrasjonen av O 2 var lavest [4]. Dette korrelerer med den anaerobe metabolismen til slektenClostridium hvor etanol er et av respirasjonsproduktene [27, side 407]. Slekter av Clostridium ervist å ha en viktig funksjon i nedbrytning av organisk materiale [22]. Canovai et al. fant ogsårelativt høye konsentrasjoner av alkoholer i sine studier av bioscrubber-kapasitet. Etanolkonsentrasjonenfør bioscrubber ble målt til 3,51 mg/m 3 [15].Av høyere alkoholer er butanol påvist i varierende konsentrasjoner. Både 3-metyl-1-butanol og 2-metyl-1-butanol er påvist i konsentrasjoner som varierer i området fra 675 til 12435 ug/m 3 .Høyest konsentrasjon er registrert i store anlegg med lufting, men uten kontinuerlig vending [37].Av andre sekundære alkoholer er også 2- propanol kvantifisert (8,05 mg/m 3 ) [15].I det nasjonale prosjektet Orio i Norge er et stort antall kompostmetoder undersøkt. Resultatenefra dette prosjektet har vist at 2-butanol svært ofte forekommer i kompostgassen frabehandlingsanlegg for våtorganisk avfall. Nivåene varierer forholdsvis mye. Høyest konsentrasjonble målt til 230 ppm [14]. Det er fristende å se denne forbindelsen (2-butanol) i sammenheng medmetyletylketon (MEK) som den oksidative analogen (se Figur 3).OHOCH 3 CH CH 2 CH 32-butanolCH 3 C CH 2 CH 3Metyletylketon (MEK)Figur 3. Alternativ sammenheng mellom butanol og MEKSykliske alkoholer som borneol er kvantifisert i kompostranker i middelkonsentrasjoner på 508ng/m 3 i et anlegg med både lufting og tilnærmet kontinuerlig vending [37]. Nivåene er langthøyere i anlegg hvor man har en mindre intens lufttilsetning/vending [37]. Borneol kan være et avmellomproduktene relatert til kamfer som også er kvantifisert i kompostranker. Denne typenforbindelser har også ”terpenegenskaper”. Det er en mulighet for at det er en mikrobiologisk eller

13kjemisk sammenheng mellom denne forbindelsen og den oksiderte formen – kamfer som er vist iFigur 4.H 3 CCH 3CH 3HOHd-BorneolFigur 4. Strukturformel for BorneolAldehyderAv aldehyder er det påvist i varierende grad av både etanal (acetaldehyd) og propanal(propionaldehyd). Høyest konsentrasjon av etanal ble registrert i en såkalt storranke med litetilfredsstillende lufting (> 3000 ppm). Propanal ble kvantifisert i samme type anlegg til 135 ppm[14]. Epstein et. al påviste acetaldehyd i en konsentrasjon på 60 ug/m 3 i eksos fra luftedekompostranker for behandling av kloakkslam [12]. Sum aldehyder fra eksos ikomposteringsanlegg for organisk avfall fra husholdninger ble kvantifisert til 2,65 og 3,77 mg/m 3[15]. I en oversiktsartikkel refererer Kissel m.fl refererte til arbeider som rapporterer nivåer avbåde formaldehyd (1 ppm), acetaldehyd (0,066 til 2 ppm) og propionaldehyd (0,005 ppm) [16].Det er imidlertid noe uklart hva slags råstoff som er kompostert i de arbeidene det er referert til.KetonerKetoner er en gruppe forbindelser som er hyppig forekommende og i relativt høyekonsentrasjoner. Metyletylketon (MEK) er en av de forbindelsene som svært ofte forekommer ikompostgass fra våtorganisk avfall. Bergersen og Berg påviste denne forbindelsen i alle prøvenesom ble tatt fra kompostranker fra våtorganisk avfall. Nivåene varierte mellom noen få ppm ogopptil 500 ppm. Det ble i dette prosjektet funnet svært god overensstemmelse mellom MEK ogluktmåling i olfaktometer [4]. Arnold et al. observerte langt lavere konsentrasjoner i eksosen fraen trommelreaktor. Nivåene varierte fra ca 2 til 10 ppm [13, side 405]. I tillegg påviste de aceton ikonsentrasjoner mellom 1 og 2 ppm. Canovai et al. påviste aceton i eksos fra kompostanlegg ilangt høyere konsentrasjon (8,05 mg/m 3 ) [15]. Dette er også en forbindelse som kan sees isammenheng med metabolismen hos Clostridium. Av andre ketoner er både acetoin og diacetylpåvist under anoxiske og sure betingelser. Det er ikke usannsynlig at dette er forbindelser som eret resultat av spontane kjemiske prosesser som Maillard og Strecker degradering [9].Av mindre flyktige ketoner har Muller et al. kvantifisert utslipp av ketoner med kjedelengde C 7 ogC 8 . Både 2-heptanon og 3-oktanon er kvantifisert i eksos fra kompostanlegg med forskjelligedriftsbetingelser. Konsentrasjonen av 2-heptanon varierte mellom 214 til 2888 ug/m 3 . Høyestkonsentrasjon ble målt på anlegg med lavest intensitet på vending. Oktanon ble målt ikonsentrasjonsvindu fra 997 til 2035 ug/m 3 . På samme måte var det også for denne forbindelsen,anlegg med høy behandlingskapasitet forbundet med lav vendefrekvens som hadde de høyestekonsentrasjonene i eksosen [37]. Av mer kompliserte kjemiske strukturer med sannsynligsammenheng med terpener er kamfer. Dette er et syklisk keton med en keto-gruppe.Strukturformelen er vist i figuren nedenfor. Svært høye konsentrasjoner ble påvist (1884 – 43525ug/m 3 ). På samme måte som for de andre forbindelsene er nivået høyest der frekvens for vendinger lavest.

14H 3 C CH 3CH 3O(–)-formFigur 5. Strukturformel av kamferEstereEtylacetat er en hyppig forekommende ester i forbindelse med kompostering av organisk avfallfra husholdningene. Kaluzny et al. fant konsentrasjoner opp i mot 645 ng/l (645 ug/m 3 ) med enmiddelkonsentrasjon på 25 ng/l [19]. I det samme arbeidet refereres det til litteraturstudier somrapporterer om konsentrasjoner av etylacetat i området 35 til 350 ng/l.FettsyrerI følge Friis et al. er emisjon av fettsyrer et resultat av anaerob metabolisme i den mesofile fasenav komposteringsprosessen. I første rekke er det melkesyre som produseres. I tillegg ble detobservert mindre mengder med eddiksyre, propansyre, smørsyre og isosmørsyre [11]. Det bleikke påvist kvantifiserbare konsentrasjoner av disse forbindelsene under alkaliske forhold. I etkompostreaktorforsøk i Finland ble det påvist konsentrasjoner av eddiksyre mindre enn 5 ppm ieksosen. Konsentrasjonen viste seg å variere med tilsetning av f.eks Velox (et kalkbasert produkt)hvor emisjonen av eddiksyre faktisk økte til ca 17 ppm etter tilsetning av dette kjemikaliet [13].Dette er i kontrast til arbeidet til Friis et al..Organiske svovelforbindelser og aminerVond og ubehagelig lukt fra komposteringsanlegg er først og fremst forbundet med organiskesvovelforbindelser og organiske aminer [17]. Det spesielle med disse forbindelsene er blant annetekstremt lav luktterskel.Det er først og fremst fire ulike svovelforbindelser som er forbundet med avgasser frakompostanlegg for organisk avfall. To av disse er merkaptaner, nemlig: metyl og etylmerkaptan. Itillegg finner man dimetylsulfid (DMS) og dimetyldisulfid (DMDS). I et komposteringsanlegg fororganisk avfall fra husholdningene ble ulike renseprosesser testet ut. Canovai målte summerkaptaner fra to ulike komposteringsanlegg. I det ene anlegget ble det registrert nivåer 0,34 til0,54 mg/m 3 før biofilteret. I det andre anlegget ble det registrert langt lavere konsentrasjoner (0,13mg/m 3 ) [15]. Müller m.fl fant i sine studier av tre forskjellige anlegg med forskjelliglufte/vendefrekvens relativt lave konsentrasjoner av både dimetylsulfid og dimetyldisulfid. Høyestkonsentrasjon ble funnet i avgass fra anlegg med både lufting og vending (3287 ng/m 3 ).Konsentrasjonen av dimetylsulfid var imidlertid lavere – fra 111 til 1753 ng/m 3 [37]. Imidlertid ifølge forfatterene, er dette den forbindelsen som forekommer i høyest frekvens sammen med etuvalg av ketoner og terpener.Bergersen og Berg fant i sine målinger i kompostgassen inne i rankene ulike nivåer av deforskjellige organiske svovelforbindelsene. Summen av merkaptaner (metyl og etylmerkaptaner)varierte i mellom 17 ppm og ikke-kvantifiserbare konsentrasjoner. De høyeste konsentrasjoneneble målt i starten (mesofile fasen). Det ble ikke påvist merkaptaner etter 6,5 uker av den 12 ukerlange termofilefasen [4]. Det ble i samme anlegget kvantifisert forskjellige nivåer av DMDS. På

15samme måte som for merkaptaner ble DMDS også registrert i initieringsfasen og frem mot sjetteuke. Konsentrasjonen ble målt til mindre enn 7 ppm bortsett fra i en måling hvor det ble målt 83ppm. Sistnevnte regnes som en ekstremverdi. Forbindelsen som ble registrert med høyest frekvensvar DMS [4].I følge Frazer og Lau har DMS vært benyttet som indikator for lukt i fra komposteringsanlegg[18]. I fra hageavfallskompost ble det også målt kvantifiserbare konsentrasjoner av karbondisulfid(1,7 til 4,3 ug/m 3 ) [20]. Karbondisulfid ble også kvantifisert i avgass fra kompostering av slam.Da i vesentlig høyere konsentrasjoner (224 ug/m 3 ) [12].Organiske aminer er langt mindre fokusert i publikasjoner som har utredet VOC frakompostanlegg. En årsak til dette kan være at nitrogen immobiliseres i den mikrobielle biomassensom vist i ligning 1 [11]:12NH+4R − NH+ R − OH → RNH2+ H O + H2+2+ H O + H+ HCO32+→ NH+4+ HCO−3+ R − OHI ligning 2 er det illustrert mineralisering av nitrogen. Dette skjer i løpet av den termofile fasen ifølge Beck-Friis [11]. Dette vil kunne medføre at utslipp av nitrogen først og fremst forekommer iform av uorganisk nitrogen (se side 20). Et annet problem knyttet til organiskenitrogenforbindelser er relatert til analytiske utfordringer. Blant annet å finne tilfredsstillendestasjonærfaser for separasjon og identifikasjon i kromatografi.Slekter av Clostridium kan under anaerobe forhold fermentere aminosyrer. Resultatet er flyktigefettsyrer som smørsyre og 3-metylbutansyre. Dihydrogensulfid og metylmerkaptan ersluttprodukter fra nedbrytning av svovelholdige aminosyrer. I tillegg kan det dannesnitrogenholdige illeluktende forbindelsene som kadaverin (1,5 - Pentandiamin) fra lysine, ogputresin (1,4-butandiamin) fra ortnitin [27, side 408]. Dette er forbindelser som er basiske i naturog vil derfor være oppkonsentrert i det sure sigevannet i den mesofile delen av komposteringen.Det er også vist at under anaerobe forhold vil blant annet putresin kunne omsettes til ammonium[27, side 594]I arbeidet til Canovai et al. er summen av aminer og ammoniakk målt til 11,10 til 14,81 mg/m 3[15]. Hvor mye av dette som utgjør organisk og uorganisk nitrogen er ikke drøftet.FuranerFuraner er sykliske 5-karbonforbindelser med stor grad av umettethet. Molekylet inneholder ogsået heteroatom. Nicolas et al. påpeker at dette er forbindelser som har en abiotisk opprinnelse utenat verken nivåer eller drøfting av mulig opprinnelse blir utredet [10, side 113]. Müller et al.kvantifiserte to ulike furaner i sitt arbeid med komposteringsanlegg med forskjellig grad avlufting. Både 2-metyl og 2-etylfuran ble kvantifisert. Av førstnevnte forbindelse blekonsentrasjonsområdet i eksosen bestemt til 152 til 1135 ng/m 3 luft. For 2-etylfuran blekonsentrasjonen målt fra 78 til 1028 ng/m 3 . I det mest avanserte anlegget med både lufting ogkontinuerlig vending ble det ikke funnet konsentrasjoner av denne forbindelsen overkvantfiseringsgrensen [37]. Som for de andre forbindelsene ble den høyeste konsentrasjonen målti anlegg med minst intens lufting. I følge forfatterne er 2-metylfuran en forbindelse medmikrobiologisk opprinnelse. En figur av 2-etylfuran er vist i Figur 6.

16OCH 2 CH 3Figur 6. 2-etylfuranBTEX/aromaterForkortelsen BTEX inkluderer forbindelsene: benzen, toluen, etylbenzen og xylener. Av disseforbindelsene er toluen svært ofte tilstede i avgass fra kompostanlegg. I et kombinasjonsanlegghvor avfallet gjennomgår en fermentering med påfølgende kompostering, ble det kvantifiserbaremengder både i fermenterings-og komposteringsatmosfæren. Det ble funnet nivåer av benzen oppi mot 90 ng/l og med et middel på 6,8 ng/l. Toluen-konsentrasjoner i området 0 til 35 ng/l med etmiddel på 5,5 ng/l [19]. Kaluzny et al. henviser til litteraturstudier som rapporterer ombenzenkonsentrasjoner i områder 3 til 65 ng/l og toluennivåer i området 3 til 350 ng/l. Epsteinm.fl. rapporterer om utslipp av benzen og toluen på henholdsvis 104 ug/m 3 og 488 ug/m 3 . Dette eri eksos fra kompostering av slam i kontinuerlige luftede ranker [12].I et utendørs rankekomposteringsanlegg ble det målt kompostgass inne i rankene som inneholdttoluen konsentrasjoner på over 1000 ppm. Det var typisk for disse målingene at toluen bleregistrert i høyest konsentrasjoner i første delen av den intensive fasen – det vil si fra 3 til 4 uker.Det ble ikke målt kvantifiserbare konsentrasjoner etter uke 7. Den totale intensive perioden var ca12 uker ved dette anlegget [4]. Det er uklart hva som er opphavet til emisjon av toluen. I sistnenteprosess ble bleier og sanitetsbind samlet inn og kompostert sammen med matavfallet. Detteavfallet kan være opphav til den relative høye konsentrasjonen av toluen. Årsaken til atforbindelsen er fraværende senere i prosessen kan henge sammen med avdampning elleromsetning under anoxisk miljø [27, side 599].Andre metyl og etylsubstituerte benzener er påvist, men i lave konsentrasjoner. Irankekompostering av slam (biosolids) fant Epstein m.fl. konsentrasjoner av etylbenzen på 16ug/m 3 i eksosen fra anlegget [12]. Canovai et al. fant langt høyere konsentrasjoner i eksos fra etkompostanlegg for husholdningsavfall. Konsentrasjonen av etylbenzen var 890 ug/m 3 luft [15].Kaluzny rapporterer om funn av xylener. Middelkonsentrasjonen av o-xylen var 0,6 ng/l ireaktoratmosfæren. Andre anlegg rapporterer om nivåer i området 0,4 til 25 ng/l i følgeforfatterene [19]. Det er rapportert om sumkonsentrasjoner av xylener på 29 ug/m 3 i utslipp fraslamkompostering [12].Opprinnelsen til denne typen forbindelser i kompost er allerede antydet å henge sammen medforurensninger i avfallet. Det er i denne sammenheng interessant å fokusere på resultater som eroppnådd ved måling av emisjon fra to kompostanlegg for behandling av grøntavfall/hageavfall(”yard waste”), hvor man har målt konsentrasjoner av benzen i området 1,3 til 1,4 ug/m 3 ogtoluennivåer fra 2,1 til 3,1 ug/m 3 . I tillegg har man registrert nivåer av xylener fra 1 til 1,6 ug/m 3 .Dette er tilsynelatende høye konsentrasjoner all den tid vi her snakker om hageavfall [20].Naftalen er også påvist i eksosen fra kompostering av organisk avfall fra husholdningene. Canovaimed flere fant nivåer så høye som 3,16 mg/m 3 [15].

17Halogenerte forbindelserDet er også påvist flere klorerte organiske forbindelser i eksosen fra komposteringsanlegg fororganisk avfall. Det er sannsynligvis enda større sjanse for at dette er forbindelser som er etresultat av manglende sortering av avfallet. At denne type forbindelser finnes i avgass frakompostering av slam er ikke overraskende. Epstein m.fl fant både metylklorid (16 ug/m 3 ) og1,1,2-trikloretan (27 ug/m 3 ). Også svært høye konsentrasjoner av fluortrikloretan er påvist (1,5mg/m 3 ) [12]. Imidlertid er også denne typen forbindelser funnet i avgass fra kompostering avhageavfall (”yard waste”). Både karbontetraklorid (0,75 til 0,8 ug/m 3 ), metylenklorid (1,2 til 1,7ug/m 3 ), klormetan (2,0 til 2,2 ug/m 3 ), tetrakloreten (1,4 til 10,4 ug/m 3 ), 1,1,1-trikloretan (1,3ug/m 3 ), trikloreten (2,7 ug/m 3 ), triklorfluormetan (1,6 til 1,7 ug/m 3 ) og triklortrifluoretan (1,2 til1,3 ug/m 3 ) er kvantifisert [20].Trikloreten er også kvantifisert i fra behandling av organisk husholdningsavfall, men i laverekonsentrasjoner enn de ovenfornevnte eksempler. Blant annet ble trikloreten funnet ikonsentrasjoner opptil 20 ug/m 3 . I tillegg ble også tetrakloreten funnet i maks konsentrasjoner på10 ug/m 3 [19].

18Tabell 1. Emisjon av organiske forbindelser fra kompostering av organisk avfallOrganisk Parameter Type avfall Konsentrasjon Prøvested ReferansehovedgruppeAlifaterCH 4Våtorganisk 2 – 47 % (v/v) Eksos 11avfallCH 4 Grønt avfall 0 – 900 ppm I kompostranker25C 5 H 12 Kloakkslam 884 ug/m 3 Eksos 12C 7 H 15 Kloakkslam 39 ug/m 3 Eksos 12C 8 H 18 Kloakkslam 15 ug/m 3 Eksos 12C 9 H 20 Kloakkslam 19 ug/m 3 Eksos 12C 5 H 10 Kloakkslam 442 ug/m 3 Eksos 12C 6 H 12 Kloakkslam 327 ug/m 3 Eksos 12Terpenerα-pinen Organisk avfall 1 166,57 ug/m 3 Flux/eksos 37Camphene Organisk avfall 1 19,16 ug/m 3 Flux/eksos 37Myrcene Organisk avfall 1 13,23 ug/m 3 Flux/eksos 37Limonen Organisk avfall 1 164,52 ug/m 3 Flux/eksos 37Limonen Kloakkslam 1064–4520 Eksos 12ug/m 3α-pinen Kloakkslam 221-3760 ug/m 3 Eksos 12β-pinen Kloakkslam 231-261 ug/m 3 Eksos 12Alkoholer MetanolVåtorganisk 5 – 25 ppm Flux 13avfallEtanolVåtorganisk 50-500 ppm I kompostranker4avfallEtanolHusholdningsavfall3,51 ug/m 3 Eksos 153-metyl-1-butanol og 2- Organisk avfall 1 675-12435 Flux/eksos 37metyl-1-butanolug/m 32- propanol Husholdningsavfall8,05 ug/m 3 Eksos 152-butanolVåtorganiskavfall0-230 ppm I kompostranker4Borneol Organisk avfall 1 508 ng/m 3 Flux/eksos 37Aldehyder AcetaldehydVåtorganiskavfalranker>3000 ppm I kompost-4ProponalVåtorganiskavfalranker0-135 ppm I kompost-4Acetaldehyd Kloakkslam 60 ug/m 3 Eksos 12ΣaldehyderHusholdningsavfall2,65-3,77 Eksos 15KetonerMEKVåtorganisk- ≤ 500 ppm I kompostranker4avfallMEKVåtorganiskavfall2-10 ppm Flux 13AcetonVåtorganiskavfall1-2 ppm Flux 13AcetonHusholdningsavfall8,05 mg/m 3 Eksos 151 Organisk husholdningsavfall oggrøntavfall

202.1.2 Utslipp av uorganiske forbindelserKarbonmonoksid og karbondioksidAv de uorganiske forbindelser som slippes ut via gassfase er også karbonet på forskjelligeoksidasjonsnivåer: CO og CO 2 . Emisjon av karbonmonoksid er målt i fra ulike kompostaktivitermed forskjellig råstoff. Konsentrasjonen har variert mellom 10 til 160 ppm i laboratorieforsøkmed grønt avfall som innsatsfaktor [21]. Middel fluksnivå fra rankekompostering er beregnet til2,8 g CO/m 2 . Først og fremst finner vi karbonet på sitt høyeste oksidasjonsnivå - karbondioksid igassfasen fra kompostering. Fluxratio mellom CO/CO 2 er beregnet til 4,7x10 -4 [21].Konsentrasjonen av CO 2 i kompostgassen er målt i området fra 10 til 30 % [4]. I etrankekomposteringsanlegg med matavfall som råstoff og hageavfall som struktur, ble detregistrert 29,6 mg organisk C/g tørt avfall. Etter 9 dagers omsetning var dette redusert til 5,7 mgorganisk C/g tørt avfall [22]. Ved kompostering av grønt avfall ble det observert et tap avorganisk C på 83 % i løpet av en komposteringsperiode på 28 uker [21].Gasskonsentrasjon (%454035302520151050CO2O20 2 4 6 8 10 12Rankealder (Uker)Figur 7. Sammenheng mellom nivå av O 2 og CO 2 i kompostgass som funksjon av rankealder[4].NitrogenforbindelserNitrogen er påvist i forskjellige oksidasjonstrinn i kompostgass:• Ammoniakk/ammonium• Dinitrogenoksid (lystgass)• Nitrogenoksid• NitrogenUtslipp av nitrogen på sitt laveste oksidasjonsnivå (NH 3 ) via gassfase vil være avhengig av pH ogtemperatur i kompostmassen:NHNH4++4⇔ NH⇔ NH33+ H+ H++pKa = 9,25pKa = 8,50oT = 25 CoT = 50 C

22SvovelforbindelserUtslipp av svovel på sitt laveste oksidasjonsnivå (H 2 S) via gassfase vil være avhengig av pH ogtemperatur i kompostmassen:H S ⇔ HS2H S ⇔ HS2HS−⇔ S2−−−+ H+ H+ H+++pKa = 7,24pKa = 6,70pKa = 14,92oT = 25 CoT = 50 CoT = 25 CDette betyr at svovel også kan mobiliseres via vannfase avhengig av pH i kompostmassen. Hvis vigjennomfører samme betraktninger knyttet til svovel som vi tidligere gjorde med ammonium (seside 20) er [H 2 S]/[HS - ] T=25°C lik 5,5 når avfallet kommer inn til anlegget. Det betyr at emisjon avH 2 S vil være et problem allerede ved starten av komposteringen. Når komposteringen starter ognår både temperaturen og pH øker vil forholdet endre seg til 0,06. Det betyr at det er vesentlig merpå formen HS - enn det er på formen H 2 S. Dette står imidlertid i kontrast til arbeidet til Bergersenet al.. hvor det ble registrert høyest konsentrasjoner på et senere stadium ikomposteringsprosessen (se Figur 8). I løpet av en 12 ukers kompostering ble det måltkvantifiserbare mengder med dihydrogensulfid fra uke 3. Høyest konsentrasjon ble målt halvveis ikomposteringsprosessen. Som det fremgår av figuren er maksimal konsentrasjon målt til 500 ppmved en kompostalder på ca 7,5 uker. Etter 10 uker ble det ikke målt registrerbare konsentrasjoner.Årsaken til denne divergensen kan henge sammen med at opphavet til H 2 S er en mikrobiologiskomsetning/reduksjon av SO 4 2- . Dette krever et lavt nok red/oks potensiale og er å betrakte sommer ugunstig enn denitrifikasjon [27, side 576]. Nivået av oksygen viser nettopp at halveis ikomposteringsprosessen er nivået av O 2 på sitt laveste (se Figur 1).600500H 2 S (ppm)40030020010000 2 4 6 8 10 12Rankealder (Uker)Figur 8. H 2 S-nivå i kompostgass fra våtorganisk avfall [4]

25Tabell 3. Oversikt over konsentrasjonen av elementioner i ulike typer sigevannParameter Enhet Kildesortertorganiskavfall [6]Kildesortertvåtorganiskavfall [28]Middelverdi fralukkedekomposteringsanleggi Norge[34]Middelverdi isigevann franorskedeponier [30]Middelverdi iovervann frasorteringsanleggfor avfall [31]Zn mg/l 0,001 - 10 28,1 19,618 0,236 2,9067Pb mg/l 0,01 – 0,2 0,14 0,195 0,011 0,5850Cr mg/l 0,01 – 0,2 0,49 0,41 0,038 0,0825Cd mg/l 0,01 – 0,1 0,0165 0,0197 0,00081 0,0063Cu mg/l Ikke oppgitt 0,44 1,013 0,014 0,4950Al mg/l Ikke oppgitt 13 Ikke målt Ikke oppgitt Ikke måltHg ug/l Ikke oppgitt Ikke målt 0,8 0,17 0,00241,2001,000mg/l0,8000,6000,4000,200Kildesortert våtorganisk avfallMiddelverdi lukkedekomposteringsanleggMiddelverdi norske deponierMiddelverdi overvann sortering0,000Pb Cr Cd CuFigur 9. Tungmetallkonsentrasjoner i sigevann fra ulike avfallsaktiviteter2.3 Miljøulemper relatert til komposteringI en diskusjon knyttet til miljøproblemer i forbindelse med kompostering, kan det være fornuftig åskille mellom problemer som oppstår i nærmiljøet, og problemer som man kan oppfatte som etglobalt problem. I tillegg er det hensiktsmessig å skille mellom problemer som skylles utslipp viagass- og væskefase.2.3.1 Utslipp via gassfase - luktUtslipp via gassfase er først og fremst relatert til problemer med lukt. Dette fordi flere avforbindelsene som genereres i løpet av komposteringen har en svært lav luktterskel. I Tabell 4 erluktterskel for flere av de komponentene som er diskutert i tidligere avsnitt (se Tabell 1) satt opp.Som det fremgår av tabellen er det ekstremt lav luktterskel for flere av de komponentene somregistreres i kompostgassen. For noen av komponentene som forekommer med høy frekvens og ihøye konsentrasjoner er lukt-terskelgrensen vesentlig høyere. Dette gjelder blant annet MEK og2-butanol (se Tabell 4). Selv om denne type forbindelser sammen med blant annet terpener, hver

27Tabell 4. Luktterskel for et utvalg av organiske forbindelser i kompostgassLuktkomponent Luktterskel Lukt beskrivelseAcetaldehyd 0,067 ppm * Skarp, fruktaktigAmmoniakk 17 ppm * Skarp/irriterendeHydrogensulfid 0,0005 ppm * Råtne eggMetylmerkaptan 0,0005 ppm * Råtten kålEtylmerkaptan 0,0003 ppm * Råtten kålDimetylsulfid 0,001 ppm * Råtten kålDimetyldisulfid 100 ng/m 3 **3-metyl-1-butanol 45 ug/m 3 **2-metyl-1-butanol 30 ug/m 3 **2- heptanon 94 ug/m 3 **3-oktanon 30000 ug/m 3 **Limonen 2500 ug/m 3 ***Borneol 7 ug/m 3 **2-metylfuran 90000 ug/m 3 **2-butanol 3300 ug/m 3 ***Etylacetat 2400 ug/m 3 ***Aceton 14000 ug/m 3 ***α-pinen 3900 ug/m 3 ***β-pinen 36000 ug/m 3 ***Toluen 7600 ug/m 3 ***Benzen 32500 ug/m 3 ***Xylener 4350 ug/m 3 ***Butanon (MEK) 870 ug/m 3 ***Camphene 28000 ug/m 3 **** Fra referanse 17, side 72**Fra referanse 32*** Fra referanse 33ng/m38000700060005000400030002000100000 100 200 300 400 500 600 700 800a-pinenLimonenAvstand i meterFigur 11. Detekterte nivåer av et utvalg terpener i gitte avstander fra anlegg B [32].

28Tilsvarende illustrasjon er også satt opp for anlegg A. DMS ble ikke kvantifisert i noen avmålestasjonene. Imidlertid er nivåene av de andre tre komponentene langt høyere i stasjon 50 m(se Figur 12), sammenlignet med emisjon fra anlegg B (se Figur 10). Dette er også tilfelle forterpenene. Det er med bakgrunn i disse resultatene grunn til å fokusere på betydningen av godetekniske løsninger knyttet til håndtering og logistikk for å redusere immisjon frakomposteringsanleggene.ng/m3160014001200100080060040020000 100 200 300 400 500 600 700 800Avstand i meterDMDS3-metyl-1-butanol2-metyl-1-butanolFigur 12. Detekterte nivåer av et utvalg organiske forbindelser i ulike avstander fra anleggA [32].2500020000ng/m315000100005000a-pinenLimonen00 100 200 300 400 500 600 700 800Avstand i meterFigur 13. Detekterte nivåer av et utvalg terpener i gitte avstander fra anlegg A [32]Innsamling av våtorganisk avfall i et kaldt klima som i Oslo regionen vil kunne ha innflytelse påråstoffets beskaffenhet når dette ankommer anlegget. I vinterhalvåret vil materialet kunne værefrosset. Det betyr at lengden på den mesofile komposteringsfasen kan øke, noe som kan medføreen større luktbelastning/emisjon. Det ble derfor gjennomført luktmålinger innenfor en radius av 1km fra et komposteringsanlegg for å vurdere betydningen av råstoffets initielle tilstand.Resultatene er satt opp i Figur 14. For å verifisere dataene knyttet til vinterdrift, er detgjennomført analyser av immisjon i to omganger. Innenfor en radius av 100 m er det dobbelt såhøye luktverdier i vinter- og høsthalvåret sammenlignet med vår og sommer. Innefor en radius aven halv kilometer er immisjonsnivåene halvert sammenlignet med 100 m. I tillegg er det fortsatten signifikant forskjell på vinter og sommer. I en avstand av 1 km er det bare på vinteren og vårendet er registrert nivåer over kvantifiseringsgrensen.

29Målinger i nærmiljøet til komposteringsanlegg100VinterLuktenheter (Oue/m380604071677128383333HøstVinterSommerVår272017120100m 500m 1000mFigur 14. Målinger av lukt i nærmiljøet fra et utendørs rankekomposteringsanlegg [34]2.3.2 Utslipp via gassfase – fotokjemisk smogFotokjemisk smog er et forurensningsfenomen som oppstår på grunn av utslipp av såkalte nonmetanVOC forbindelser (NMVOC), nitrogenoksider og CO. Årsaken til at det kalles fotokjemisker fordi dette er radikalreaksjoner som initieres av sollyset. Fenomenet er ikke entydig definert,men beskrives ved fem karakteristiske kjennetegn:• Høy konsentrasjon av oksiderende stoffer• Nedsatt sikt• Lukt• Irritasjon av slimhinner• Skader på eventuelle planter eller materialerLuftens innhold av oksiderende stoffer, spesielt bakkenært O 3 brukes som indikator for smog. Avforbindelser som emiteres fra kompostanlegg har både aldehyder og ketoner vist å bidra tildannelsen av O 3 . Det er dokumentert at bruk av blant annet biodiesel i store byer har medført øktutslipp av karbonylforbindelser og dermed en økning i konsentrasjonen av bakkenært ozon [35].Dannelse av smog er svært kompliserte reaksjoner hvor fortsatt reaksjonsmekanismer er ukjente.Man deler gjerne specienes bidrag til produksjon av smog inn i blant annet kinetisk ogmekanistisk reaktivitet. For å sammenligne de ulike forbindelsene tas det utgangspunkt ikarbonmono-oksid. Formaldehyd har en 3x høyere reaktivitet med hydroksylradikaler for å danneO 3 enn CO. Acetaldehyd og metanol er 2x så effektiv [36].Det har vært gjennomført flere studier som diskuterer eventuelle arbeidsmiljøeffekter knyttet tilinhalering av flyktige organiske forbindelser (VOC) fra komposteringsaktiviteter. Müller et al..refererer til observasjoner av toksiske effekter i de øverste luftveier ved konsentrasjoner av TVOCpå 35 mg/m 3 . Dette medfører blant annet betennelseslignende symptomer [37]. Det er i samme

30publikasjon antydet at terpennivåer lavere enn 1,25 mg/m 3slimhinnene i øyet.kan medføre irritasjoner på2.3.3 Frigjøring av mikroorganismerOmsetning og nedbrytning av organisk stoff i kompostering baserer seg på et betydelig antall oget stort mangfold. Hovedgrupper av organismer kan deles inn i: bakterier, fungi og aktinomyceter[6]. Et utvalg av disse organismene er patogener. Sistnevnte gruppe er filamentøse organismersom kan sees på oversiden av kompostmassen som et trådlignende lag. Når avfallet ellerkomposten håndteres, vil dette medføre at mikroorganismene i form av bioaerosoller frigjøres iarbeidsatmosfæren. En kan anta at på de stedene i kompostprosessen hvor støv-konsentrasjonen erhøy vil også nivået av mikroorganismer være høyt.Det har vært arbeidet med å utvikle grense for bakteriantall i arbeidsatmosfære vedkompostanlegg. Blant annet i delstater i Tyskland opererer man med et maksantall av bakterier på10000/m 3 . I tabellen nedenfor er det gitt en oversikt over antall mikroorganismer i ulikeprosesstrinn i kompostanlegget [6]:Tabell 5. Mikroorganismekonsentrasjon i kompostanlegg (x10 3 )Prossetrinn/sted Aktinomyceter Bakterier FungiMottaksdel 5-30 40-100Sortering 40 600 5Komposthall 20 20-50 10000Sikting 50 20-300Trafikkområde 1-2 1-4Som det fremgår av tabellen er nivåene langt over etablerte delstats grenseverdier i Tyskland. Deter derfor en potensiell helsefare knyttet til dette arbeidet. Det betyr at det er viktig å brukebeskyttelse som både reduserer eksponering for mikroorganismer og utslipp komponenter igassfase.2.3.4 Utslipp via væskefaseUtslipp via væskefase er diskutert i detalj på side 23. Det er gjort sammenligninger med utslippfra andre typer aktiviteter. Resultatene viser at sigevannet må gjennomgå en form for rensing.Spesielt de høye BOF-nivåene tilsier et biologisk rensetrinn for å redusere eventuelle problemermed eutrofiering i nærliggende resipient. Av samme grunn må også nivåene av næringsstoffer (Nog P) reduseres. Både BOF, N og P vil representere et oksygenkrav i resipienten.2.3.5 Globale problemerMulig globale problemer relatert til kompostering av organiske materialer er først og fremstknyttet til mulig klimaproblemer. Dette er knyttet til to forbindelser. Først og fremst metan, menogså lystgass (N 2 O). GWP verdier for begge gassene er satt opp i Tabell 6. På grunn avassimilering av CO 2 i fotosyntesen, er det ikke netto utslipp av CO 2 fra et kompostanlegg.

31Tabell 6. GWP (global warming potential) for et utvalg av kompostgasser [38]Gass Levetid (år) GWP 20 år GWP 100 årCO 2 Variabel 1 1CH 4 12 ± 3 56 21N 2 O 120 280 310Vi har tidligere diskutert emisjonsnivåene av både metan og lystgass (se Tabell 1 og Tabell 2).Det er en faktor 10000 i nivåforskjell på utslippene av N 2 O sammenlignet med CH 4 . Det betyr, atselv om lystgass har et langt høyere GWP-nivå på grunn av høyere stabilitet i atmosfæren, ermetan normalt en viktigere komponent å betrakte i denne sammenheng.Generering av metan er negativt korrelert med mengden oksygen som tilsettes/er tilstede ikomposten [11, 24] (se Figur 1). I tillegg medfører en økning i lufttilsetning en økning i mengdenN 2 O, mens generering av CH 4 reduseres [24].I forbindelse med kompostering av grønt avfall/hageavfall, har Hellebrand utredetutslippsmengden av et utvalg av gasser fra en kompostmasse på 14800 kg [25]. Resultatene er sattopp i Tabell 7. Tallene er regnet om fra elementnivå til molekylnivå.Tabell 7. Emisjon av klimagasser fra kompostering av hageavfall [25]Komponent Emisjon (kg) CO 2 ekvivalenter (kg)(se Tabell 6)N 2 O 2,51 778CH 4 100 2100CO 2 12833 1Det totale klimagass-utslippet fra kompostering av 14800 kg hageavfall tilsvarer 2,9 tonn CO 2ekvivalenter. Det betyr 196 kg CO 2 ekvivalenter/tonn hageavfall. I følge Hellebrand inneholderdette hageavfallet 4300 kg med organisk karbon. I henhold til den nye norske ”metanmodellen” er2150 kg karbon igjen for produksjon av deponigass [43]. Deponigass består i hovedsak av metan(50 %) og CO 2 (35 %) [39]. Det betyr at det dannes 1433 kg CH 4 (97 kg metan/tonn hageavfall).Alle deponier i Norge er pålagt uttak og forbrenning av deponigass. Et standard deponigassanleggkan klare å ta ut og forbrenne ca 30 % av gassen [40, side 17]. I tillegg kan man medoksidasjonssjikt på toppen av deponiet redusere metanutslippene med ca 10 %. Hvis den øvrigemetan diffunderer ut fra deponiet og dermed bidrar til klimagassutslipp, tilsvarer dette 860 kgmetan ved deponering av 14800 kg hageavfall. Regnet om i CO 2 ekvivalenter tilsvarer dette 18tonn CO 2 som diffunderer ut av deponiet ved å legge 14800 kg hageavfall i deponiet. Brukestallmaterialet som ligger til grunn for beregning av mengde metan som produseres fra trevirke iden nye norske ”metanmodellen”, vil det diffuse utslippet av metan være 592 kg ved å deponere14800 kg hageavfall [43]. Dette vil tilsvare 12 tonn CO 2 .I forbindelse med studier i labskala har He et al. sett på betydningen av lufttilførsel for produksjonav drivhusgasser. De fant at ved en reduksjon fra 0,7 l O 2 /min kg dw 1 ned til 0,14 L O 2 /kg dwøkte produksjonen av metan fra 1,72 ml til 1328,94 ml/kg dw [24]. Tettheten til metan er 0,72mg/N 2 ml [41, side 73]. Dette betyr en produksjon av metan i området 1,24 mg/kg dw til 956,81 dw – dense weight (tørt avfall)2 Normalforhold: 1 atm og 0°C

32mg/kg dw. Regnet om i CO 2 ekvivalenter tilsvarer, dette fra 26,04 mg/kg dw til 20,1 g/kg dw.Undersøkelser av seks forskjellige fraksjoner av våtorganisk avfall viste at tørrstoff-prosenten forvåtorganisk avfall er omlag 33 % [42]. For et anlegg som mottar og behandler 10000 tonnvåtorganisk avfall pr. år tilsvarer dette 3300 tonn tørt avfall. Under ugunstige forhold kan detteanlegget produsere totalt 3,16 tonn CH 4 /10000 tonn og år i henhold til He et al. (0,316 kgCH 4 /tonn). Dette tilsvarer 66,4 tonn i CO 2 ekvivalenter pr. år (6,64 kg/tonn). Under de gunstigsteforholdene er denne mengden redusert til 0,09 tonn CO 2 ekvivalenter/år. Relatert til klimagassutslippenefra anleggene er det svært mye å vinne på å optimalisere lufttilførselen i prosessen.Dette fordi ingen av de rensetekniske løsningene som benyttes i dag på komposteringsanleggenekan redusere mengden metan i avgassen.Hvis vi nå forutsetter at disse 10000 tonn med våtorganisk avfall legges i deponiet. Hva vil detterepresentere i utslipp av metan. Av den totale mengden på 3300 tonn tørt materiale utgjørkarbonandelen 36,5 % i henhold til Eklind et al. [42]. Det betyr at karboninnholdet i avfallet er1204 tonn. Basert på nye beregninger fra IPCC er 50 % av dette materialet omsettbart til gass ideponiet [43]. Det betyr at det dannes 602 tonn karbonholdig deponigass av 10000 tonnvåtorganisk materiale. Som tidligere nevnt består deponigassen av 50 % metan og 35 % CO 2 . Detbetyr at det dannes 401 tonn metan (40 kg CH 4 /tonn våtorganisk avfall). I henhold til tidligereresonnementer er det mulig å fange opp 30 % av gassen og brenne denne i en fakkel. I tillegg vildet være mulig å oksidere 10 % i et oksidasjonssjikt på overflaten. Det betyr at 241 tonn metanrepresenterer det diffuse utslippet fra deponiet når 10000 tonn våtorganisk avfall deponeres.Regnes dette om i CO 2 ekvivalenter betyr dette et klimagassutslipp på 5060 tonn CO 2 pr. 10000tonn våtorganisk avfall fra deponiet (506 kg CO 2 ekvivalenter/tonn).Det er tidligere henvist til MBT teknikken i forbindelse med utslipp i fra biofilter (se side 21). Påsamme måte som He et al. relaterer Clemens og Claus, utslipp av klimagasser til mengde avfallbehandlet. De innførerer begrepet middelverdi for emisjonsfaktor (EF) [26]. EF for N 2 O er iområdet 1,44 til 378 g N 2 O/tonn avfall og utslippet av metan er i konsentrasjonsvinduet 6 til 8620g CH 4 /tonn avfall. Regnet om i CO 2 ekvivalenter varierer utslippene i området 472,4 g CO 2 /tonnavfall til 298,2 kg CO 2 /tonn avfall. Det er som allerede bemerket svært store forskjeller i utslippav klimagasser avhengig av betingelsene. Dette er vesentlig høyere sammenlignet med He et al.(6,64 kg/tonn). Imidlertid er det ikke regnet inn bidraget fra lystgass hvor dataene fra He et al. erbenyttet.Tabell 8. Klimagassutslipp i form av CO 2 ekvivalenter fra kompostering og deponeringType materiale CO 2 ekvivalenter frakompostering et tonn avfallCO 2 ekvivalenter fra deponi–diffuse utslippHageavfall 196 kg/tonn 1 1220 kg/tonneller 840 kg/ tonn 4Våtorganisk avfall 0,009 kg/tonn til 6,64 kg/tonn 2 506 kg/tonnOrganisk materiale fra 0,5 kg/tonn til 298,2 kg/tonn 3MTB prosess1 Basert på tall fra referanse 252 Basert på eksperimentelle data fra 24. Inkluderer ikke lystgass3 Basert på måledata fra referanse 26. Inkluderer lystgass4 Basert på grunnlagsmateriale fra den nye ”metanmodellen”

333 Miljøbelastninger knyttet til ulike prosesstrinnI rapporten ”Lukt og luktproblemer fra biologiske behandlingsanlegg for våtorganisk avfall ogslam” [17], gjennomgås de ulike trinn i et komposteringsanlegg. Dette kapittelet bygger delvis pådenne gjennomgangen.Det kan være rasjonelt å dele komposteringsprosessen inn i definerte trinn, fordi slike kanavgrenses i tid og sted. De forskjellige trinnene kan anses å være selvstendige med hensyn påbåde utslipp og i forhold til tiltak for å redusere utslipp. I Figur 15 er det gitt en prinsippskissesom deler et komposteringsanlegg inn i 5 definerte trinn mellom organisk råvare og sluttprodukt.Disse trinnene er1. transport av organisk råvare fra kilde til anlegg2. lossing og lagring på mottaksplass3. forbehandling av avfall og intern transport til kompostering (intensivfase)4. kompostering (intensivfase)5. ettermodning og annen etterbehandling av kompost til sluttproduktCO 2 CH 4 NH 3 N 2 Oluktmikroorgansimergass-emisjoner0,2-230 0,3-12010-200 0,01-11 0,02-1,2 0,001-0,4Utslipp i CO2-ekvivalenter (kg)pr. tonn avfallUtslipp i kgpr. tonn avfallA: 5-30B: 40-100F: naA: 40-50B: 20-600F: 5A: 20B: 20-50F: 10000Antall i 1000 pr. m 3A (aktinomyceter)B (bakterier)F (fungi)na 20 20 1000 500x1000 ou E/ m 3i poregassorganiskråvaretransportmottak forbehandling komposteringettermodning/ / etter-/ behandlingsluttproduktsigevann0,3-1,2 g/l NH 4+1-25 mg/l NO 3-50-300 mg/lBOF: 10-50 g/lKOF: 15-70 g/lmetallerNPorganisknedbrytbartCFigur 15. En prinsippskisse av de forskjellige trinn i et komposteringsanlegg og estimaterfor tilhørende utslipp eller utslippspotensialer.3.1 Innsamling og transportVåtorganisk avfall vil normalt ha gjennomgått en lagringsperiode på 1-2 uker ute ihusholdningene før transport til behandlingsanleggene. Lagring av lett omsettelig organiskmateriale uten annen lufttilførsel enn den som passivt diffunderer inn, medfører raskt forhold derluft (oksygen) blir en mangelvare. I avfallsposen blir det anaerobe forhold, og det etableresgjæringsprosesser som svært raskt vil akkumulere fettsyrer og alkoholer. pH blir redusert og

34avfallet går surt. Kvaliteten på den organiske råvaren er viktig for den videre prosessen, da denønskede flora av mikroorganismer ikke trives i for surt miljø.3.2 Mottak og lagringVåtorganisk avfall bør håndteres umiddelbart etter mottak og lagres under kontrollerte betingelser.Lagring medfører videre forsuring av avfallet, og graving i og flytting av avfallet internt påanlegget, vil raskt kunne medføre betydelige utslipp av for eksempel luktforbindelser. Åpnehauger vil raskt tiltrekke seg insekter, rotter og måker.Lagring av strukturmateriale er også en kilde til utslipp, spesielt dersom det ved lagring startesnedbrytning av materialet.3.3 Forbehandling og interntransportOm komposteringsprosessen har vært optimal eller ikke vurderes gjerne ut i fra ulikekvalitetskriterier, slik som:• kvaliteten i sluttproduktet• hvor tidseffektiv prosessen er• om det oppnås temperaturer over en på forhånd valgt grenseMuligheten for å nå slike kvalitetsmål avhenger av en stor del av forbehandlingen avavfallsfraksjoner, valg av og innblanding av strukturmateriale og råkompost (inokulum) i avfallet.Dette er valg og operasjoner som gjøres før selve komposteringsfasen. Intensjonene medforbehandlingen er flere, og de viktigste er:1. avfallet skal deles ned og homogeniseres for å bli lett tilgjengelig for mikroorganismene2. blandmassen som komposteres skal være porøs, slik at lufteksponering blir best mulig.3. innblanding av strukturmateriale gir mulighet til å regulere blandmassens tørrstoffinnhold,slik at sannsynligheten for lufttilgang og dannelse av en god flora av mikroorganismer blirbest mulig4. innblanding av strukturmateriale gir mulighet til å regulere forholdet mellom karbon ognitrogen (C/N) og minimalisere tap av nitrogen, samt pH i sluttproduktetVed spesielt innblanding og homogenisering er risiko for utslipp stor. Gassutslipp vil først ogfremst bestå av forbindelser som er dannet ved forsuring ved transport, mottak og lagring, samtforbindelser dannet i strukturmaterialet ved tilsvarende håndtering. Noe avrenning må ogsåpåregnes i forbindelse med forbehandlingen. Typisk luktpotensiale i avfall som forbehandles er istørrelsesorden 20000 ou E /m 3 i gassen i avfallet [44], men konsentrasjonen kan være svært myehøyere ved ugunstig lagringstemperatur og -tid. Innholdet av mikrorganismer i luften vedmottaks- og forbehandlingsdel kan være betydelig, og består i hovedsak av aktinomyceter ogbakterier (se side 30).3.4 Komposteringsprosessens intensivfaseIntensivfasen i moderne komposteringsanlegg vil i dag ofte foregå i lukkede enheter. Det finnesimidlertid også åpne anlegg som drives mer eller mindre intensivt, med maskinell vending avranker opptil flere ganger i uken. I prosessutforminger der det er et påsatt overtrykk ellerundertrykk, eller en kombinasjon, gis det rom for ventilering og behandling av avgassene. Iintensivfasen, spesielt under vending eller tromling, er avgassene spesielt konsentrerte.

35Temperaturen er et godt mål for komposteringsprosessen. Dette gjelder både ved igangsettelse ogved avslutningen av komposteringen. Ved igangsettelse er rask temperaturstigning tilvarmkomposteringsfasen et tegn på at forholdene er lagt til rette for en god komposteringsprosess.På samme måten kan en kort behandlingstid i varmkomposteringsfasen, og vedvarende nedgang itemperaturen være et tegn på at komposten er kommet i modningsfasen. Likevel er denneoppstartfasen ofte et problem fordi avfallet er så surt, at de rette organismene som skal bryte nedavfallet sliter i ”motbakke”. Under slike forhold viser målinger av Jordforsk at enkomposteringprosess for våtorganisk avfall avgir høyere konsentrasjoner av VOC. Denneemisjonen av VOC som også gir høye verdier målt med sensoriske luktanalyse kan gi luktubehagi nærmiljøet. Den største emisjonstoppen av luktsterke forbindelser fra komposteringsprosesser erobservert å være 3 og 5 uker gammel [45, 14, 4]. Dette viser at emisjon frakomposteringsprosesser kanskje bør skjermes i tidspunktet 3-5 uker.VOC målt fra kompostranker mellom 1 og 2 ukers kompostering består ofte av BTX, ketoner ogaldehyder og syrer og estere. Allikevel senere mellom 3 og 4 ukers kompostering forandrerluktemisjonen seg i sammensetning av organiske forbindelser (se Figur 16). Foruten aldehyder ogketoner så øker også andelen alkoholer og terpener. Flere alkoholer som for eksempel 2-butanolhar vist seg å øke når komposteringen er 3-5 uker gammel [4]. I tillegg øker svovelorganiskeforbindelser, samt H 2 S (se Figur 8). Andel terpener er avhengig av hvor mye og hvilken struktursom benyttes [46].Sammensetning av VOC2000TerpenerAlkoholerBTXAldehyder og ketonerSyrer og esterKonsentrasjon av grupper av VOC forbindelser> 0,05 ppm vist i (ug/m3)1500100050003 uker 4 uker 5 uker 6 ukerrankealderFigur 16. Et eksempel på sammensetning av VOC som funksjon av rankealder.De største luktutslippene kommer i forbindelse med sikting og vending. Luktkonsentrasjoner innei kompostranker er på det meste i en norsk studie målt til rundt 40 millioner ou E /m 3 . Denneekstremverdien ble målt i et anlegg som ikke hadde hadde fått vendt komposten på flere uker pågrunn av tekniske problemer. Mer vanlige verdier ligger i størrelsesorden 0,1 til 1 million ou E /m 3 ,noe avhengig av råstoff, strukturmateriale og lufte- og vendesyklus [14]. Ved vending vil dennegassen frigjøres til omgivelsene og vil på grunn av den høye konsentrasjonen kunne spres megetlangt. Luktproblematikken er nærmere beskrevet på side 25.Når det gjelder klimagasser er produksjonen i en tysk studie (MTB-prosess) [26] gjengitt i Figur17. Mengde CO 2 avgitt i denne studien er i størrelsesorden 0,005-0,01 kg CO 2 pr. m 3 luft tilsatt,eller 10 – 200 kg CO 2 pr. tonn behandlet avfall. IAS (indicator of anaerobic state) angis i denne

36studien som forholdet mellom C CH4 og C CO2 i g/kg. IAS i denne studien er for de fire anleggenemellom 1,4 og 150 g/kg (tilsvarer 0,5 til 54 g CH 4 pr. kg CO 2 ). Anlegget med IAS (C CH4 / C CO2 )150 g/kg gjennomførte en optimalisering av luftingen og reduserte da IAS til 1,4 g/kg. Når detgjelder N 2 O, varierer utslippene fra 1,4 til ca. 400 g pr. tonn behandlet avfall, mens NH 3 variererfra 20 til 1200 g/tonn. For N 2 O var det totale utslippet økende med total behandlingstid. Biofiltermedførte liten endring på CO 2 og CH 4 -utslippene. Klimagass-problematikken er nærmerebeskrevet på side 30.Utslipp av klimagasser1000000100000CO2CH4NH3N2O10000g/tonn avfall10001001011 2 3 4anleggFigur 17. Utslipp av klimagasser i g pr. tonn behandlet avfall ved fire behandlingsanlegg iTyskland [26].I store ranker ser det ut til at hovedtyngden av CH 4 dannes før N 2 O [22, 11]. Mellom anaerobiskeog aerobiske soner i komposten er det en oksygengradient, som tillater dannelse av N 2 O både fraukomplett nitrifisering og denitrifisering [11]. Disse forholdene kan forklare hvorfor N 2 O i storgrad er avhengig av behandlingstiden.I komposteringsfasen økes innholdet av sopp betydelig, og utslipp i form av avrenning frakomposteringsfasen har et høyt innhold av næringsstoffer (se side 23).3.5 Ettermodning og etterbehandlingMed begrepet ettermodning forstås det at det fortsatt foregår en kompostering, men at denne ermindre intens enn i selve komposteringens intensivfase. I ettermodningen skjer en endring imikroflora fra termofile til mesofile bakterier og mer sopp og aktinomyceter anrikes i massen.Rankene vil normalt fortsatt ha behov for vending, men vendefrekvensene er lave.

374 Emisjonsreduserende tiltakHvilke anlegg som benyttes er ofte avgjørende for hvor mye emisjon av lukt og kjemiskeforbindelser som driver av og kan gi problemer i nærmiljøet. Jo større anlegg og jo raskerekomposteringsprosessen drives desto mer luktemisjon kan forventes. I slike større anlegg er detvanlig å behandle luften fra prosessen via bioscrubber etterfulgt med biofilter. På mindre åpneanlegg hvor komposteringen foregår i små eller store ranker må lukten reduseres inni i massen,under vending eller over selve ranken (stor ranker) som ligger i perioder i ro.4.1 Bruk av riktig struktur.Jordforsk har vist at strukturmateriale er en kritisk faktor for å oppnå god og effektivkompostering av våtorganisk avfall med redusert lukt. Strukturmaterialet skal i hovedsak løse tooppgaver ved kompostering av våtorganisk avfall.For det første skal strukturmaterialet tilføre avfallet en struktur som gjør blandingengjennomluftbar, slik at oksygen kan nå inn i massen og CO 2 og vanndamp slipper ut. Dessutenskal strukturmaterialet tilføre kompostblandingen omsettelig karbon. En tredje oppgave kan væreå fungere som et in situ biofilter og fange opp deler av luktgassene som produseres i komposten.Undersøkelse på bruk av forskjellig strukturmateriale i kompostering av våtorganisk avfall ilukkede reaktorer utført av Aasen et. al [46], viser at forskjellig bruk av stukturmateriale også girforskjellig VOC-konsentrasjoner i avgassen. Bruk av høvelspon og trevirke ga 10 ganger høyereVOC enn bark, papir, hage- og parkavfall. Identifiseringen av grupper av kjemiske forbindelserviste at alkaner, aldehyder, ketoner, organiske syrer og alkoholer var stort sett like, uavhengig avstrukturmaterialet. Forskjellen lå i de høye konsentrasjoner av terpener som avdampes som følgeav høy temperatur. Strukturblandinger med tre og halm gir også høye konsentrasjoner av NH 3 pårundt 100 ppm, mens konsentrasjonen var halvert i blandinger hvor papir og bark ble benyttet ogenda lavere hvor hage-, park- og høvelspon ble benyttet som strukturmateriale [46].4.2 Bruk kalk og poding med kompostKildesortert matavfall er ofte 1 -2 uker gammelt når det kommer inn til behandlingsstedene.Avfallet er da blitt surt ved at det har blitt anriket melkesyrebakterier som lactobaccilus- ellerlactococcus-stammer [45]. Lav pH i substratet gjør at de ”varmeglade” kompostbakteriene sliter ikonkurransen med de ”syreglade” som lever best ved 20-40°C. pH justeringer er ofte ennødvendighet for å hjelpe mikrobiologiske prosesser i å gå godt. Sistnevnte er viktig avhengig avsubstrat som skal komposteres [47]. Mathur skriver at i ekstreme tilfeller er svovel benyttet for åsurgjøre, mens kalk er vanlig brukt til nøytralisering [48]. Tilførsel av ammoniumrike substratersom blod, urin og urea er benyttet for å få en korrekt start-pH på materiale som skal komposteres.Det er utført analyser av organiske syrer fra avfallet som viser særlig store mengder av melkesyreog eddiksyre [49]. Norgaard og Sørheim konkluderer med at tilsatt kalk og kompostbakterier ikkedirekte hjalp komposteringsprosessen opp i varm fase. Derimot tilsats av kalk kan muligens hjelpeprosessen bedre i gang. Laboratorieforsøk viser nemlig at 5-10 % lesket kalk, blandet inn som entynn film på overflaten av avfallet sammen med struktur, fører til raskere temperaturstigning tilvarmfase (se Figur 18). I disse forsøkene ble det også vist at VOC målt nede i massen ble reduserti startfasen før termofilfase. [45] I materiale uten tilsatt kalk var VOC konsentrasjonen høy istartfasen. (se Tabell 9).Bruk av mer struktur, som for eksempel omsatt bark, hvor pH-verdien har økt til 8-9 kan ogsåvære med på å løfte pH i sluttblandingen før komposteringen igangsettes [45]. Slike tiltak er

38viktig om sommeren, men også om vinteren hvor poding med kompost og tilførsel av termofilemikroorganismer ser ut til å være viktig.Kjemiske målinger har vist at bruken av Ca(OH) 2 kalk sammen med granbark somstrukturmateriale førte til at VOC i prosessluften fra kompostblandingene ble redusert med 91 %.Dette relatert til en blandingsresept uten kalk hvor oppmalt hageavfall var strukturmateriale. NH 3konsentrasjonen økte i prosessluften hvor kalk var innblandet i prosessen, men NH 3 var langtunder administrativ norm for godt arbeidsmiljø og helse [45].Kjemiske målinger utført av Jordforsk på emisjonsluft fra kompostering av våtorganisk avfall ireaktor med og uten kalk, har vist forskjellig sammensetningen av VOC forbindelser. I emisjonfra prosess uten kalk var 37-39 % kortkjedete organiske syrer og estere, 22-32 % var aldehyder ogketoner, 3-16 % alkoholer og 19-25 % terpener. I emisjonsluften fra kompostering blandet medkalk ble kun alkoholer 76 % og 13 % aldehyder og ketoner påvist [45].Ved bruk av kalk økte kompostens pH slik at syre-base likevekten mellom ammonium (NH 4 + ) ogNH 3 ble forskjøvet og mer NH 3 ble frigjort til prosessluften (se side 20) . Det er vist at når dettilsettes opptil 20 % kalk under kompostering av matavfall utvikles det hurtig høy temperatur ogdet produseres karbondioksid fra massene. Denne undersøkelsen [45] bekrefter at det finnes storemengder levende mikroorganismer 2 og 7 dager etter start av kompostering av matavfall med 15%innblandet kalk. Kalken skal kun fungere som en pH-hever.Imidlertid vil for mye kalk bremse prosessen i startfasen i stedet for å hjelpe. Rask termofil fase ikomposteringen av våtorganisk avfall vil gi en total reduksjon av VOC. Kapasiteten ognedbrytingstiden vil også reduseres og man ender opp med en kompost for ettermodning somsannsynligvis vil avgi reduserte VOC mengder.8070Temperature °C6050403020100With lime 5%Waste without lime0 20 40 60 80 100Time (h)Figur 18. Temperaturforløpet ved kompostering av våtorganisk avfall uten og med tilsatt 5% lesket kalk. Figuren viser at med 5 % kalk oppnåes en termofil fase over 55 °C raskereenn uten kalk tilsatt.

39Tabell 9. Utviklingen av temperatur pH, O 2 , CO and VOC i laboratorieforsøk hvormatavfall blandet med struktur er undersøkt med og uten tilsetting av 5 % kalk.Waste with 5 % lime Waste withhout limeTime pH O2 CO VOC Temp pH O2 CO VOC Temphours % ppm ppm °C % ppm ppm °C1 12,0 13,3 225 32 20 5,2 14,6 16 30 2020 8,0 2,0 2700 104 40 5,2 5,7 236 250 4030 7,8 1,8 370 125 50 4,9 6,9 145 172 4640 7,1 2,6 73 145 58 4,6 6,0 219 150 4570 7,9 2,7 27 67 64 4,9 7,7 67 31 444.3 KlimagasserI dag er det stor fokus på utslipp av drivhusgasser. Arbeid som Hellebrand et. al har utført viser atemisjon av CO er influert av temperatur og oksygentilgjengelighet (se side 29). Ved lavtemperatur mener de at det er fysiske og kjemisk reaksjoner som gir CO, men når temperaturenstiger til 35-45 °C øker emisjonen av CO fra komposteringprosesser. Ved ytterligere økning itemperatur til termofilfase reduseres CO-emisjonen. Vi har også erfart det samme ilaboratorieforsøk med og uten kalktilsetting. (Tabell 9). Forhold som kan gi raskvarmkompostering vil på sikt gi lavere CO-emisjon fra prosessen. Når komposteringsranker erkonstruert på avfall med lav pH, og der selvoppvarmingen går sent, vil emisjonen av CO over tidkunne øke. Skiftene regimer mellom aerobe og anaerobe faser i kompostering vil også medføreutslipp av CH 4 . Jo større ranker og jo dårligere lufteegenskapene er desto større vil emisjonenvære [50, 14]. Store ranker kan slippe ut CH 4 -konsentrasjoner på nivå med deponier [51] (se side30).Utslipp av lystgass (N 2 O) har vist seg å utgjøre ca 2 % av nitrogentapet fra kompostering [52].Likevel er det vanskelig å si hvor og når under prosessen utslippet er størst, og hvordan man kanforebygge slike utslipp. Lystgass produseres både når ammonium oksideres av nitrifiserendebakterer (Nitrosomonas og Nitrobacter) som trives under psykrofile og mesofile forhold [53],men de trives ikke ved for lave oksygennivåer [54]. Lystgass produseres også ved ufullstendigdenitrifikasjon av NO 3 . Sistnevnte lever både ved lav og høy temperatur [55], men vanninnholdeti porevoumet er avgjørende. Ved lavere vanninnhold dominerer lystgass-produksjonen franitrifikasjon, mens vanninnhold opp til 60 % domineres av denitrifikasjon. For mye vann vil gidenitrifikasjon som er fullstendig til N 2 gass [56]. Dette viser at det ikke er lett å styre selvekomposteringen etterfulgt av god ettermodning uten at det emiterer klimagasser.Et viktig mål vil være å få rask varmegang til termofil fase med lufttilgang i moderate mengder.Disse forhold vi senke produksjonen av CO, CH 4 og N 2 O. Lavere lufttilgang når grisegjødselkomposteres har vist lavere utslipp av N 2 O [57].Re-injisering av prosessvann eller sigevann vil også gi øket N 2 O emisjon da det tilfører nitrat oglett omsettelig organisk karbon til kompostmassen [56]. Re-injisering av prosessvann bør kun skjenår det er fare for uttørking og når man har høy komposteringstemperatur. Imidlertid harresirkulering av prosessvann vist at det er mulig å oppkonsentrere viktige plantenæringsstoffer i

40komposten [29]. Et annet alternativ, for å løse lystgassproblemet, er å etablere en egenprosesslinje for sigevannet, slik at dette kan brukes som en egen batch – for eksempel somvåtgjødsel.Å velge riktige ettermodningsregimer er kanskje det vanskeligste for å unngå emisjon avdrivhusgasser. Komposteringen bør ha gått så lenge som mulig, slik at lett omsettelig karbon ognitrat er redusert. For kort oppholdstid i den aktive fasen kan medføre luktproblemer når storelagerhauger av uferdig kompost ligger til ettermodning. Ettermodningsfasen vil på den måtenfungere som en videreføring av komposteringen. Dette skyldes ofte problemer med kapasiteten.4.4 Biologisk filtermateriale, skjerming eller tildekkingVed å dekke ranken med et fuktig filtermateriale bestående av tremateriale med høyt C/N-forhold,vil mye av luktemisjonen som driver av ved åpen rankekompostering fanges opp [58]. Et sliktfilter vil absorbere særlig polare forbindelser. I filtermaterialet vil også luktsterke forbindelser blibrutt ned over tid. Tidligere erfaring med storrankerkompostering tilsier minst 5 cm filtermaterialeetter hver utlegging av ny avfallmiks med et 25 cm avslutningslag på toppen. Materialer som kanbenyttes er sikterest av grovstrukturen fra ettermodnet kompost, eventuelt usiktet kompost somikke bare absorberer men tilfører viktige mikroorganismer til ranken. Ofte benyttes hage- ogparkavfall, kvist og trematerialer som leveres anlegget, i tillegg til bark og trevirke, som kvernespå anlegget.For mye bruk av strukturmateriale som grønt hageavfall kan gi økt utslipp av drivhusgassen N 2 O[25].4.5 Rensing av luftstrømmer fra større komposteringsreaktorerFra større anlegg renses avluft eller prosessluft i flere rensetrinn. Ofte er scrubber etterfulgt avbiofilter ansett som en tilstrekkelig løsning. Dersom den luktforurensede luften inneholder høyerekonsentrasjoner av ammoniakk, bør denne renses ut før luften tilføres biofilteret, dette gjelderbåde åpne og lukkede løsninger. Vanligvis vil leverandører av biofilterløsninger i sinespesifikasjoner, gi informasjon om hvor store doser av ammoniakk som deres filter tåler. Det ervanlig at luften renses for ammoniakk i et "scrubber-system" før den tilføres biofilteret. Lettomsettelige og ofte sterktluktende komponenter som aldehyder, organiske syrer og hydrogensulfidkan fjernes med en effektivitet på 99% eller mer. Nedenfor er listet opp en del generelle krav forbiologisk behandling av lukt [59, 17, 60]:1. Gassoverføring. Luktkomponentene må overføres til væskefase eller en fuktig overflatefor at mikroorganismene skal kunne ta opp og omsette gassfasen. Viktige faktorer i dennesammenheng er kontaktareal og kontakttid, komponentenes vannløslighet, pH ogtemperatur.2. Oksygentilgjengelighet og oksygentilførsel. Tilførselen av oksygen må oftest være langthøyere en det teoretisk beregnet mengde. Dette skyldes at alle systemer ikke er heltoptimale og på grunn av nisjer/områder som har lavere oksygenkonsentrasjon enn andre.Luktkomponentene er mer eller mindre reduserte forbindelser, og i biofiltere benyttesoksygen som oksidasjonsmiddel. En tommelfingerregel sier at det skal være om lag 100xmer oksygen enn teoretisk beregnet basert på konsentrasjon av VOC [60].3. Fuktighet. I væskebaserte systemer vil det være et overskudd av fuktighet, men i fastfasesystemerer det svært viktig å sikre at filteret ikke tørker ut. Det er ofte overskudd av luft irensesystemene. Luften er ofte varm. Dersom den ikke er mettet med vanndamp vil denraskt kunne trekke fuktigheten ut av filtermassen. Mikroorganismene i biofilteret eravhengige av gunstige fuktbetingelser for å kunne virke optimalt. En fastfase som kan

41virke som et fuktreservoar, og som kan både ta opp og avgi fuktighet vil være sværtgunstig.4. Temperatur. Vanligvis opereres biofiltere ved 25 - 35°C. De kan akklimatiseres til andreoptimumsområder. Generelt kan man si at den biologiske omsetningshastigheten doblesved en temperaturøkning på 10°C. Når temperaturen økes over 35 - 40°C vil mangebiologiske prosesser bli hemmet og en spesiell termofil flora må tilpasses.5. pH . De fleste biologiske systemene fungerer best rundt nøytral pH (pH 6 - 8). Belastningpå biologiske behandlingssystemer med store mengder ammoniakk eller sulfid (somomsettes til svovelsyre) vil kunne ha stor innflytelse på pH. Likeledes vil for dårligtilførsel av oksygen og påfølgende anaerobe prosesser kunne resultere i dannelse av blantannet fettsyrer.6. Karbon og nitrogen. Mikroorganismer må ha en tilførsel av karbon og nitrogen for å kunnetrives. Forholdet mellom karbon og nitrogen må være i en viss balanse. Ofte vil etpakningsmateriale selv være en karbon og nitrogenkilde som sakte omsettes irensesystemet. I slike tilfelle bør man skifte pakningsmateriale med visse mellomrom for åsikre dets struktur og tilførsel av karbon og nitrogen.7. Mikroorganismene må ha tilstrekkelig tilførsel av de vanligste næringssaltene, så somkalium, magnesium, fosfor og mikronæringsstoffer, på samme måte som planter.Også andre tekniske løsninger enn biofilter kan velges. For eksempel scrubber, ozonering ogkullfilter. Bruk av UV-lys vil kunne kreve høyt vedlikehold på grunn av groing på UV-kildene.4.6 Rensing av sigevannRensing av sigevann baseres på biologiske, kjemiske og mekaniske prosesser, samt naturbaserteanlegg. I tillegg kan ”fortynning” i mange sammenhenger vurderes som en del av prosessen.Sigevann fra kompostering vil være forskjellig fra sigevann fra deponier, da det har ulikkonsentrasjon av både organisk stoff og næringsstoffer (se tabell 3).Sigevann behandles på en rekke måter. De vanligste er biologisk behandling i en lufteprosess,eller kjemisk felling i et kommunalt renseanlegg for avløpsvann. Det finnes eksempler påbiologisk rensing i reaktorer (særlig SBR, feks. i UK), og rent mekaniske anlegg med kjemiskfelling, ammoniakkstripping og aktivt kullfilter (Sverige). Andre teknikker er for eksempelmembranfiltrering eller omvendt osmose, særlig utbredt i Tyskland.4.6.1 Behandling ved naturlig infiltrasjonTilsvarende som for avløpsvann, men større fare for gjentetting (ved ferskt avfall). Fjerning avtungmetaller og organiske miljøgifter (med noen unntak) fungerer bra. Fungerer dårlig fororganisk stoff og nitrogen4.6.2 Rensing av sigevann ved irrigasjonInkluderer vanning av Salix, Asp, andre våtmarksplanter og myr. Nytting kun i vekstsesongen,behov for oppsamling i løpet av vinteren. Erfaringsdata tilsier:5-10 mm pr. dag, men kloridkonsentrasjonen bør være mindre enn 1000 mg/l. Vekstene måhøstes.

424.6.3 Teknisk behandlingTeknisk behandling består av:• Oksidering• Membraner• Filter• UtfellingVåtoksidasjonLufting med oksygen (ren gass eller luft)Høyt trykk og temperatur (opptil 200 atm og 320 °C)Særlig egnet for sigevann med KOF >20 000 mg/lAnnen oksidasjonHydrogenperoksid (problemstoffer: eddiksyre, karbonat og bikarbonat, som det er rikelig av isigevann). Energibehov: 120 til 250 kWh/kg KOFOzon (samme problemstoffer som ovenfor) Forbruk: 2.3 til 3 kg O 3 pr. kg KOFMembranrensingUltrafiltrering og omvendt osmoseTrykket må være høyere enn osmosetrykketUltrafiltrering separerer kolloider & partikler ved 1 - 10 barOmvendt osmose fjerner partikler 1-10 nm ved 60 - 300 barViktig med forbehandling: fjerning av større partikler og acidifiseringKjemisk rensingTilsetting av fellingskjemikalier med påfølgende sedimenteringVanlig i rensning av kommunalt avløp, og kan benyttes for sigevannVanlige fellingskjemikalier er jern- eller aluminium-salter, eller organiske overflateaktive stofferEksempel fra Sverige: felling i kombinasjon med ammonium-stripping og aktiv kull, kostnad ca.25 kr/m 3 .

43REFERANSER1. K. K. Heldal, ”Bioaerosol exposure and airway inflamation in waste handlers”, Ph.D thesis,Universitetet i Oslo, (2003)2 B.H. Nielsen, ”Mikroorganismer i bioaffald. Arbeijdsmiljømessige aspekter ved håndtering av"grønt" husholdningsaffald og kompost”, Ph.D thesis, Dansk Arbejdsmiljøinstitutt iKøbenhavn (1998).3 NRF-prosjekt, ” Arbeidsmiljø og helse ved arbeid på komposteringsanlegg”, NRF-prosjekt nr.707154 O. Bergersen, B. Berg, “Etablere teknikk for indirekte måling av lukt i behandlingsanlegg fororganisk avfall ved on-line måling i kompostmassen”. Orio-rapport, ISBN 82-14-01237-6,(2001)5 R. Lornage, L. Fine, R. Chiraiac, T. Lagier, “Investigation on municipal solid waste gasescomposition and the olfactory nuisance generated”, Presented at the Environmental OdourManagement, Køln 17. 19. Nov, VDI-Berichte 1850, VDI GmbH, (2004)6 K. Fischer, ”Environmental impact of composting plants”, in The science of composting. Part I,Chapman & Hall, ISBN 0 7514 0383 0, (1995)7 B. D. Eitzer, “Volatile organic chemical emissions at waste composting facilities, Air and wasteassociation, 87 th annual meeting and exhibition, Cincinnati, Ohio, (1994)8 T. Karl, R. Fall, A. Jordan, W. Lindinger, ” On-line analysis of reactive VOCs from urban lawnmowing”, Env. Sci. Tech., 35 (2001) 29269 T. P. Coultate, ”FOOD The chemistry of its components”, 3ed, RCS Paperbacks, Cambridge,(1996)10 J. Nicolas, A. C. Romain, M. Kuske, “The electronic nose: a tool for controlling the industrialodour emission”, Presented at the Environmental Odour Management, Køln 17. til 19. Nov,VDI-Berichte 1850, VDI GmbH, (2004)11 B. Beck-Friis, S. H. Jønsson, Y. Eklind, H. Kirchmann, “Composting of source-separatedhousehold organics at different oxygen levels: Gaining an understanding of the emissiondynamics”, Compost Sci & utilization, 11 (2003) 4112 E. Epstein, A. Boyette, W. Nerissa, ”Odors and volatile organic compound emissions fromcomposting facilities”, Odors and VOC emissions 2000, Conference Proceedings, Cincinnati,Ohio, 16-19. April (2000)13 M. Arnold, J. Räsänen, T. Rissanen, ”Minimizing odour formation in composting of biowaste”,Presented at the Environmental Odour Management, Køln 17. 19. Nov, VDI-Berichte 1850,VDI GmbH, (2004)14 B. E. Berg, K. E. Ødegård, A. L. Kvernheim, E. Norgaard, ” Etablering av korrelasjonermellom TVOC og lukt i komposteringsanlegg - måleteknikker og formidling omlukthåndtering i nasjonal og Nordisk/Europeisk sammenheng”, SINTEF rapport STF80A04109 under utarbeidelse (2005)15 A. Conovai, F. Valentini, E. Manetti, M. Zagaroli, ”Odor control in composting plants: Resultsfrom full scale-experiences”, J. Environ. Sci. and Health, A39 (2004) 92716 J. C. Kissel, C. L. Henry, R. B. Harrison, “Potetial emissions of volatile and odorous organiccompounds from municipal solid waste composting facilities”, Biomass and Bioenergy, 3(1992) 18117 T. Briseid og E. Norgaard, “Lukt og luktproblemer fra biologiske behandlingsanlegg forvåtorganisk avfall og slam”, SINTEF Rapport, STF66A 99043, ISBN 82-14-01082-9 (1999)18 B. S. Fraser, A. K. Lau, ”The effects of process control strategies on composting rate and odoremission”, Compost Sci. & Technol., 8 (2000) 27419 P. Kaluzny, S. Chazal, V. Jacob, F. Tripoli, P. Baussand, P. Foster, “Characterization ofvolatile organic compound emissions during the composting of household wastes” FreseniusEnv. Bulletin, 10 (2001) 520

4420 M. K. Peterson, D. L. Johnson, R. C. Pleus, “Characterization of emissions from two yardwastecomposting facilities”, Odors and VOC emissions 2000, Conference Proceedings,Cincinnati, Ohio, 16-19. April (2000) 121 H. J. Hellebrand, W-D, Kalk, ”Emission of carbonmonoxide during composting of dung andgreen waste”, Nutrient Cycling in Agroecosystems, 60 (2001) 7922 B. Hellmann, L. Zelles, A. Palojervi, Q. Bai. ”Emission of climate-relevant trace gases andsuccession of microbial communities during open-windrow composting”, Appl. Env.Microbiol., 63 (1997) 101123 H. J. Hellebrand, W-D. Kalk, “Emission of methane, nitrous oxide, ammonia from dungwindrows”, Nutrient Cycling in Agroecosystems, 60 (2001) 8324 Y. He, Y. Inaori, M. Mizuochi, H. Kong, N. Iwami, T. Sun, “Nitrous oxide emissions fromarated composting of organic waste”, Environ. Sci. Technol., 35 (2001) 234725 H. J. Hellebrand, ”Emission of nitrous oxide and other trace gases during composting of grassand green waste”, J. Agric. Engng Res., 69 (1998) 36526 J. Clemens, C. Cuhls, “Greenhouse gas emissjons from mechanical and biological wastetreatment of municipal waste”, Environmental Technology, 24 (2003) 74527 M. T. Madigan, J. M. Martinko, J. Parker, ”Biology of microorganisms”, 10ed., Prentice Hall,London (2003)28 Jordforsk, Analyseresultater fra HRA, Rapport nr. 5-00712, (2000)29 J. F. Hansen, ”Reaktorkompostering av kildesortert våtorganisk avfall (matavfall) innblandetmed forskjellige typer strukturmateriale”, Delprosjekt 1, Prosjektnummer (2001)30 T. Mæhlum, T. Hartnik, K. Haarstad, T. Källqvist, ”Fra produkt til avfall – miljøproblemer veddeponering”, Utkast, TA-nummer-1945/2003, (2003)31 C. Junestedt, M. Ek, P. Solyom, A. Palm, C. Øman, O. Cerne, ”Karakterisering av utslipp.Jämførelse av olika utsläpp till vatten”, IVL-rapport, B 1544, november (2003)32 T. Müller, R. Thissen. S. Braun, W. Dott, G. Fischer, ”(M) VOC and composting facilites Part2: (M) VOC dispersal in the environment”, ”, Environ. Sci & Pollut. Res., 11 (2004) 15233 O. C. Hansen, T. Eggert, E. Pedersen, ”Survey, emission and evaluation of volatile chemicalcompounds in printed matter”, Rapport Danske Miljøstyrelsen, Appendix 3 (2002)34 O. Bergersen, Interne resultater, Jordforsk35 D. Grosjean, E. Grosjean, L. F. R. Moreira, ” Speciated ambient carbonyls in Rio de Janeiro,Brazil”, Env. Sci. Technol., 36 (2002) 1389.36 J. H. Seinfeld, S. N. Pandis, “Atmspheric chemistry and physics. From air pollution to climatechange”, John Wiley & Sons, Inc.,37 T. Müller, R. Thissen. S. Braun, W. Dott, G. Fischer, ”(M) VOC and composting FacilitiesPart 1: (M) VOC emission from municipal bioweaste and plant refuse”, Environ. Sci &Pollut. Res., 11 (2004) 9138 A. Torvanger, J. Fuglestvedt, B. Holtsmark, L. O. Næss, ”Klimaforskning ogklimaforhandlinger – status og utsikter fremover”, Cicero Rapport 1997:5, (1997)39 B. E. Berg, egne erfaringstall40 J. E. Frøyland-Jenssen, ”Modell for sluttbehandlingsavgift for deponier basert på totalemiljøutslipp og påvirkninger”, Prosjekt for NRF, Norconsult rapport, 31/8 (2004)41 T. H. Henriksen, R. Cossu, R. Stegmann (Ed), ”Landfilling of waste: BIOGAS”, E&FN Spon,London (1996)42 Y. Eklind, B. Beck-Friis, S. Bengtsson, J. Ejlertsson, H. Kirchmann, B. Mathisen, E.Nordkvist, . Sonesson, B. H. Svensson, L. Torstensson, “Chemical characterization of sourceseparatedorganic household wastes”, Swedish J. agric. Res., 27 (1997) 16743 B. E. Berg, telefonsamtale med Per Svardal i Statens forurensningstilsyn, 22. desember (2004)44 K. E. Ødegård, lukket teknisk rapport – luktmålinger i Larvik, SINTEF-prosjekt 66423944(2002)

45 H. Lystad, ”Using lime to reduce odor from biowaste composting”, Biocycle vol. 42 no. 9,38-42 (2002)46 R Aasen, H. Lystad, ”Bruk av strukturmateriale i kompostering av våtorganisk avfall”,Jordforsk rapport nr 26/02 ISBN: 82-7467-428-6 (2002).47 H. J. Kutzner, “Microbilogy of composting”48 S.P. Mathur, “Composting processes in: Bioconversion of Waste Materials to IndustrialProducts”, (A.A. Martin, ed) pp.147-186. London, New York: Elsevier Applied Science(1991).49 E. Norgaard, R. Sørheim, “Kompostering av matavfall – vel begynt er halvt fullendt”,Kretsløpet nr 5.s 28-30, (2004)50 B. Beck-Friis, M. Pell, U. Sonesson, H.Jønsson, H. Kirchmann, “Formation and Emission ofN 2 O and CH 4 from compost heaps of organic household waste”, Environmental Monitoringand Assessment. 62. (1999) 317.51 G. Børjesson, B.H. Svensson, “Seasonal and diurnal methane emissions from a landfill andtheir regulation by methane oxidation”, Waste Manage Res, 15 (1997) 33.52 B. Beck-Friis, S. Smårs, H. Jønsson, H. Kirchmann, “Gaseous Emissions of carbon dioxide,Ammonia and Nitrous Oxide from organic household waste in a compost reactor underdifferent temperature regimes” J.Agric. Engng. Res., 78 (2001) 423.53 M. K. Firestone, E. A. Davidson, “Microbiological basis of NO and N2O production anconsumption in soil. In : Exchange of Trace Gases between Terrestial Ecosystems and theAtmosphere”, pp 7-21 (1989).54 D. D. Focht, W. Verstraete, “Biochemistry of nitrification and denitrification”, Adv. Microb.Ecol. 1. (1977) 135.55 R. Knowles, ”Denitrification” Microbiological Reviews, 46 (1982) 43.56 A.S. Bøen, ”Reaktorkompostering av barkinnblandet husholdningsavfall”, Thesis ved Instituttfor bioteknologifag, Norges Landbrukshøgskole Ås, (1998)57 C. H. Burton, R.W. Sneath, J.W Farrent, “Emissions of nitrogen oxide gases during aerobtreatment of animal slurries”, Short communications Bioresource Technol., 45 (1993) 233.58 A. Hauge, ”Storankekompostering ved IRIS anlegg i Bodø”, Jordforsk rapport nr 104/00ISBN: 82-7467-380-8, (1999).59 P. L. Schafer, W. H. Prokop, “Odor control in wastewater treatment plants”, WaterEnvironment Federation (WEF) Manual of Practice No. 22 and American Society of CivilEngineers (ASCE) Manuals and Reports on Engineering Practice No. 82.USA 1995, ISBN 1-881369-95-1 og 0-7844-0085-760 H. L. Bohn, R. K. Bohn, ”Soil beds weed out air-pollutants”. Chem. Eng., 95 (1988) 73.45

Rapporter från RVF 20052005:01 Vägledning för klassificering av förbränningsrester enligt Avfallsförordningen2005:02 Avfall blir värme och el. En rapport om avfallsförbränning2005:03 IT-verktyg för kundservice, entreprenörsuppföljning och fakturering2005:04 Effektivitet av fordonsdesinfektion för transport av biogödsel2005:05 Trender och variationer i hushållsavfallets sammansättningPlockanalys av hushållens säck- och kärlavfall i sju svenska kommuner2005:06 Utvärdering av storskaliga system för kompostering och rötning av källsorterat bioavfallEn rapport från BUS-projektet2005:07 Metoder att mäta och reducera emissioner frånsystem med rötning och uppgradering av biogasEn rapport från BUS-projektet2005:08 Innsamling av bioavfall fra flerfamiliehus– løsninger og virkemidler for store fellesløsningerEn rapport från BUS-projektet2005:09 Tips och råd med kvalitetsarbetet vid insamling av källsorterat bioavfallEn rapport från BUS-projektet2005:10 Användning av biogödselEn rapport från BUS-projektet2005:11 Smittspridning via kompost och biogödsel från behandling av organiskt avfall– litteratursammanställning och riskhanteringEn rapport från BUS-projektet2005:12 Organiske forurensninger i kompost og biorestEn rapport från BUS-projektet2005:13 Emisjoner fra komposteringEn rapport från BUS-projektetRVF – Svenska RenhållningsverksföreningenProstgatan 2211 25 MalmöTel. 040-35 66 00Fax. 040-35 66 26www.rvf.se