Rapport 2019:11Avfall Sveriges Utvecklingssatsning ISSN 1103-4092

TERMOFIL ELLER MESOFIL RÖTNING AV MATAVFALL – Vad är bäst?

Rötning av matavfall genererar två värdefulla produkter – biogas och biogödsel. Allt fler kommuner samlar in matavfall separat från annat avfall i syfte att kunna behandla detta i en biogasanläggning.

År 2017 var det 212 kommuner, 73 procent av samtliga, som samlade in källsorterat matavfall i varierande omfattning. Många kommuner har insamling från hushåll, storkök och restauranger medan ett fåtal endast har från storkök och restauranger.

Idag är det oklart under vilka förhållanden som rötning av matavfall är mest optimalt. Jönköping Energi Biogas driver sin biogasanläggning vid mesofil temperatur (ca 37-42 °C) och Uppsala Vatten & Avfall vid termofil temperatur (ca 50-55 °C). Bägge dessa anläggningar har rådfrågat SLU om vägledning för att utvärdera den mest optimala processtemperaturen i syfte att få en stabil process med hög biogasproduktion. Källsorterat matavfall utgör huvuddelen av substratmixen i de bägge anläggningarna och det har därför varit extra intressant med en jämförelse.

Försöken och analys av data har genomförts med hjälp av resurser från Jönköping Energi Biogas, Uppsala Vatten & Avfall samt SLU. Avfall Sveriges biologiska utvecklingssatsning har finansierat sammanställning av resultaten i denna rapport.

Anna Schnürer (SLU) har varit projektledare för denna studie. Rapporten har författats av Anna själv samt Simon Isaksson (SLU), Maria Westerholm (SLU), Sara Frid (SLU), Anna Hörberg (Jönköping Energi Biogas) samt Peter Malmros (Uppsala Vatten & Avfall).

Malmö mars 2019

Per-Erik Persson Weine Wiqvist Ordförande Avfall Sveriges utvecklingssatsning Vd Avfall SverigeBiologisk återvinning

Förord

I Sverige slängs stora mängder matavfall och år 2016 uppstod 949 000 ton matavfall i konsum-tionsledet. Den största andelen matavfall (82 %) uppstår i hushållen (SMED 2017). Mängden sepa-rat insamlat matavfall ökar för varje år i takt med att fler kommuner inför system för källsortering av matavfall. För att behandla detta avfall är rötning till biogas ett bra alternativ. Genom rötning kan, till skillnad från kompostering, energin i matavfallet tas till vara i form av biogas, som sedan kan använ-das till produktion av el, värme och fordonsbränsle. Dessutom kan den näringsrika restprodukten användas som biogödsel. Rötningsprocessen kan drivas på olika sätt och det finns olika faktorer att beakta för att få en effektiv process. En parameter av betydelse i detta sammanhang är processens temperatur. Processen kan drivas vid antingen mesofil (ca 37-42 °C) eller termofil temperatur (ca 50-55 °C) och båda dessa alternativ har sina för- och nackdelar. Den lägre temperaturen medger vanligtvis en mer stabil rötningsprocess medan den högre temperaturen har potentialen att ge ett högre biogasutbyte. Den högre temperaturen kräver mer värmeenergi men fungerar då också som en intern hygieniseringsmetod. För att göra ett klokt val av drifttemperatur är det viktigt att beakta både för- och nackdelarna med mesofil respektive termofil temperatur och också ta hän-syn till det aktuella substratets sammansättning. Substrat med hög kvävehalt, som t ex olika typer av

Sammanfattning

mat– och livsmedelsavfall, innebär en högre risk för processinstabilitet vid en termofil jämfört med mesofil drifttemperatur. Nedbrytning av kväve-rika proteiner resulterar i bildning av ammonium. Ammonium står i jämvikt med ammoniak, som är toxisk för de metanbildande mikroorganismerna, och denna jämvikt förskjuts mot mer ammoniak med ökande temperatur och pH. Målet med denna studie var att undersöka processtemperaturens betydelse specifikt för rötning av matavfall. Studien gjordes i samverkan med två biogasanläggningar i Sverige; Uppsala Vatten AB och Jönköping Energi AB. Vid tillfället för studien drevs anläggningen i Uppsala vid termofil temperatur och i Jönköping användes mesofil temperatur. Båda anläggningarna var intresserade av att få insikt av effekter vid för-ändrad temperatur, d v s en sänkning av tempera-turen vid Uppsala biogasanläggning och en höjning av temperaturen vid Jönköpings biogasanläggning. Anledningen till intresset för en förändrad process-temperatur var att minska risken för instabilitet kopplad höga ammoniakhalter för Uppsala bio-gasanläggning och att utvärdera möjligheten att använda processintern hygienisering för Jönköping biogasanläggning. För att undersöka betydelsen av processtemperaturen i respektive anläggning startades biogasreaktorer i laboratorieskala som ef-terliknade driften vid fullskaleanläggningarna och som sedan utsattes för förändrad drifttemperatur.

Resultaten visar att matavfall går bra att röta både vid mesofil och termofil temperatur, även vid höga ammoniakhalter, om driften och övervakningen är optimerad. Här är sannolikt spårämnen och järn en viktig parameter för stabil drift. Vidare visar stu-dien att ett temperaturskifte under pågående drift kan ske utan större störningar i gasproduktion eller processtabilitet, oavsett om temperaturen går från termofil till mesofil eller vice versa. Temperatur-sänkningen i Uppsalaprocessen medförde vidare en sänkning av ammoniakhalten från 739-941 till 65-90 mg/L, vilket indikerar mindre risk för instabi-litet. Men trots detta erhölls en något lägre metan-produktion vid den lägre temperaturen, troligen på grund av en minskad nedbrytningshastighet. Detta ledde i förlängningen till minskad belastningstole-rans jämfört med den ursprungliga drifttempera-turen, det vill säga den termofila processen kunde belastas med substrat till en högre nivå jämfört med den mesofila processen. Anledningen till den sänkta hastigheten efter temperatursänkningen var troligen att termofila organismer ”hängde kvar” i processen och inte tvättades ut under perioden för försöket. Dessa organismer har sin maximala akti-vitet vid den termofila temperaturen och var därför inte lika aktiva när temperaturen sänktes. Drift vid mesofil temperatur under en längre period innan belastningsökningen kan eventuellt ha lett till en bättre anpassning av processens mikrobiologi och

därmed en stresståligare process. Alternativt hade en inympning av mesofila organismer i samband med temperatursänkningen möjliggjort en bättre eller snabbare anpassning. Temperaturhöjningen i Jönköpingsprocessen påverkade metanproduktio-nen positivt, trots ökande ammoniakhalt, och ned-brytningsförmåga och belastningstolerans förblev oförändrade jämfört med den ursprungliga drift-temperaturen. Här syntes också en tydlig anpass-ning i biologin med en snabb anrikning av termofila organismer. Temperatur är en stark påverkanspa-rameter och en höjning av temperatur slår snabbt ut mesofila organismer. Denna process kan alltså sägas vara mer anpassad till sin nya temperatur än Uppsalaprocessen. Värt att notera är också att de ursprungliga processerna, såväl som den ”nya” ter-mofila Jönköpingsprocessen, kunde pressas upp till en organisk belastning som motsvarade mer än det dubbla jämfört med dåvarande belastning vid dessa anläggningar. Vid denna belastning var metanpro-duktionen fördubblad jämfört med den ursprungli-ga nivån i fullskaleanläggningarna. Ökningen ledde till en halvering av uppehållstiden, som då var runt ca 14-17 dagar, men detta hade ingen synlig inver-kan på mikrobiologin.

BMP Biochemical methane potential, metanpotenti-altest genom satsvis utrötningCSTR Continuously stirred tank reactor, kontinu-erligt omrörd bioreaktorHRT Hydraulic retention time, uppehållstid, dvs den tid (i medeltal) som substratet

befinner sig i reaktornHygienisering Avdödning av mikroorganismer, främst riktad mot patogener (sjukdomsalstrande

mikrorgan-ismer)N (e.g. Nml) Standardvolym, vid 0°C och 1 atm tryckOLR Organic loading rate, belastning, den mängd organiskt material som tillförs per liter

reaktor volym och dagSubstrat Organiskt material för rötning till biogasTS Total solid, torrsubstansVFA Volatile fatty acid, flyktiga fettsyrorVS Volatile solid, organisk substansYmp Startmaterial (mix av mikroorganismer) för uppstart av ny biogasprocess

Ordlista

Innehåll

1 Inledning ................................................................................................................22 Matavfall som biogassubstrat .................................................................................43 Difttemperatur-Mesofilellertermofilprocess? .....................................................64 Biogasporcessensmikrobiologi? .............................................................................95 Utvärderade anläggningar .....................................................................................116 Processbeskrivning ............................................................................................... 13 6.1 Kungsängens gård, Uppsala ................................................................................................. 14 6.2 Torsvik och Simsholmen, Jönköping ................................................................................... 157 Försöksuppläggochmetodik ................................................................................ 16 7.1 Fas 1 – Uppstart .................................................................................................................... 17 7.2 Fas 2 – Temperaturskifte ..................................................................................................... 17 7.3 Fas 3 – Belastningsstudie .....................................................................................................18 7.4 Analysmetoder ...................................................................................................................... 198 Resultat ................................................................................................................ 21 8.1 Uppstart ................................................................................................................................22 8.2 Temperaturskifte ..................................................................................................................22 8.3 Belastningsstudie ..................................................................................................................259 Diskussion ............................................................................................................ 3110 Slutsatser ..............................................................................................................3511 Referenser ............................................................................................................ 37

Inledning

3

I Sverige år 2016 uppskattades det uppkomna mat-avfallet i konsumtionsledet uppgå till 949 000 ton. Den största andelen uppstår i hushållen (82 %), följt av restauranger (7,5 %), skolkök (5 %), livs-medelsbutiker (3 %) samt övriga storkök (2,5 %). Allt fler kommuner erbjuder separata insamlings-system för matavfall till hushåll och verksamheter och under 2016 sorterades 485 000 ton matavfall ut separat för biologisk behandling (rötning och kompostering) (SMED 2017). All växtnäring i mat-avfallet som samlas in kan inte återvinnas på ett sätt så att växtnäringen tas till vara enligt gällande etappmål1. Anledningen till detta är att viss del av matavfallet sorteras bort som rejekt i förbehand-lingen samt att all kompost och rötrest inte kan återföras på ett sätt som klassas som växtnäringså-tervinning då det kan saknas tillgång till jordbruks-mark och/eller att komposten eller rötresten (fram-för allt matavfall som rötas i avloppsreningsverk) inte håller den kvalitet som krävs för återföring.

Naturvårdsverkets (2018) uppföljning av etappmå-let för ökad resurshushållning i livsmedelskedjan visar att omkring 40 % av det uppkomna matavfal-let i konsumtionsledet år 2016 behandlades på ett sådant sätt att växtnäringen togs tillvara. Den ab-solut största delen av matavfallet rötas och andelen komposterat minskar för varje år eftersom rötning, till skillnad från kompostering, medger både energi och näringsåtervinning. Energin i matavfallet tas till vara i form av biogas, som kan användas till produktion av el, värme och/eller fordonsbränsle. Den näringsrika restprodukten kan sedan användas som biogödsel.

I denna rapport sammanfattas resultat som tagits fram i samverkan med två biogasanläggningar som vid tiden för studien drevs av Jönköping Energi och Uppsala Vatten och som kopplar till frågor avse-ende specifikt rötning av matavfall och processtem-peratur. Jönköping Energi drev sin anläggning vid mesofil temperatur (37 °C) och var intresserade av

1 Etappmålet ”Ökad resurshushållning i livsmedelskedjan” lyder: Etappmålet om ökad resurshushållning i livsmedelskedjan innebär att insatser ska vidtas så att resurshushållningen i livsmedelskedjan ökar genom att minst 50 procent av matavfallet från hushåll, storkök, butiker och restauranger sorteras ut och behandlas biologiskt så att växtnäring tas tillvara, där minst 40 procent behandlas, så att även energi tas tillvara senast 2020.

att utvärdera en förändring av driften till termofil temperatur (52 °C). Intresset för den högre tem-peraturen var dels en möjlighet att nå ett högre gasutbyte men också att avvända den termofila rötningen som en alternativ hygieniseringsme-tod. Den vanligaste metoden för hygienisering vid biogasanläggningar är idag upphettning till 70 °C i 1h, som också använts av båda anläggningarna i denna studie. Ett alternativ till denna behandling är att använda s.k. processintern hygienisering vid termofil temperatur, dvs. hygienisering direkt i rötkammaren (se nedan). Uppsala Vatten drev sin process vid termofil temperatur (52 °C) men var intresserade av att utvärdera om en lägre process-temperatur (37 °C) skulle förbättra processen p g av minskad hämning av ammoniak. För att belysa frågan om vilken processtemperatur som var bäst för dessa två anläggningar startades och drevs fyra olika biogasreaktorer i laboratorieskala och som efterliknade driften i fullskaleanläggningarna. Flera tidigare studier har visat denna processnedskalning fungerar mycket väl och att det är möjligt att få lik-värdiga data i laboratoriereaktorer som i fullskala (Grim et al 2015, Moestedt et al 2014). I studien undersöktes drifttemperaturens påverkan på metanproduktion, processtabilitet, belastningstole-rans, dvs. hur mycket substrat som kunde tillföras processen utan problem, och processens mikro-biologi. Den mesofila Jönköpingsprocessen (37 °C) utsattes, under pågående drift i labskala, för en temperaturhöjning till termofil process (52 °C) för att undersöka om den högre temperaturen skulle möjliggöra en snabbare nedbrytning av substratet och därigenom medge en högre organisk belastning (OLR), vilket i så fall skulle kunna öka gasproduk-tionen. Den termofila Uppsalaprocessen (52 °C) utsattes istället för en temperatursänkning till 37 °C för att undersöka hur en lägre drifttemperatur skulle påverka processtabiliteten (minskad häm-ning av ammoniak) och därmed möjligheten att öka belastningen i jämförelse med den ursprungliga temperaturen.

4

Matavfall som biogassubstrat

5

Matavfall är ett generellt ett bra material för bio-gasproduktion (rötning) på grund av sin blandade sammansättning av fett, protein och kolhydrater (sammanfattat i Schnürer och Jarvis 2017, Gudo & Singarvelu 2014). Flertalet studier, både i prak-tiken och inom forskningen, visar att matavfall fungerar väl som enda substrat i en biogasanlägg-ning och också ger en relativt hög biogasproduktion och metanhalt i gasen (Xu m fl 2018, Bargulia m fl 2018 Capson-Tojo m fl 2016, Zhang m fl 2014, Davidsson m fl 2007). Typiska värden på metanpo-tential ligger runt 400-600 ml CH4/g VS. Samman-sättningen av matavfall kan dock variera beroende på ursprung, något som kan inverka på processens stabilitet och också på utbytet (sammanfattat i Schnürer och Jarvis 2017, Bargulia m fl 2018, Xu m fl 2018). Om avfallet t ex innehåller mycket pro-tein kan det bli problem med ammoniakinhibering. Likaså kan för mycket fett eller kolhydrater orsaka problem som skumning och/eller ackumulering av flyktiga fettsyror (Schnürer och Jarvis 2017, Bargu-lia m fl 2018). En nyligen publicerad studie lyfte be-tydelsen av förhållandet mellan kolhydrat, protein

och fett för både metanutbyte och stabilitet (Li m fl 2017). Men även andra ämnen, som olika salter, fosfor mm är viktig för att säkerställa hög mikro-biell aktivitet. Flera studier visar att en del pro-blem kopplade till materialets sammansättning är möjliga att överkomma genom olika driftstrategier. Faktorer/parametrar som på olika sätt visats vara viktiga att beakta vid rötning, generellt men också specifikt för matavfall är rötningstemperaturen, up-pehållstid (HRT), belastning och halt av spårämnen (Xu m fl 2018, Wei m fl 2018, Bargulia m fl 2018). Flera studier med matavfall har visat att spåräm-nen och järn tycks vara speciellt viktiga vid höga fett- och kvävehalter och för mesofila processer (Wei m fl 2018, Moestedt et al 2016, Westerholm m fl 2015, Zhang m fl 2012, Banks m fl 2012, Climen-haga and Banks 2008, Kin m fl 2002). Spårmetal-ler är viktiga för olika mikrobiella enzymer som är aktiva nedbrytningen. Järn reagerar med sulfid, som frigörs under nedbrytningen av proteiner, och bildar järnsulfid. Detta förbättrar tillgängligheten av spårmetaller som annars binder till sulfiden (Thanh m fl 2016 ).

6

Drifttemperatur -Mesofilellertermofilprocess?

7

De allra flesta biogasanläggningar drivs antingen vid 37-42 °C eller vid 52-55 °C, det vill säga vid me-sofil respektive termofil temperatur. Bakgrunden till de olika drifttemperaturerna är att olika mikro-organismer som är aktiva i processen har olika tem-peraturoptima för tillväxt och utifrån detta delar in sig i tre huvudgrupper (Figur 1). Psykrofiler har sin optimala tillväxt kring 0-4 °C medan mesofiler växer bäst kring 30-40 °C och termofiler har sitt tillväxtoptimum vid 50-60 °C (Schnürer och Jarvis 2017). Biogasprocesser går att driva även vid tem-peraturer mellan det mesofila och termofila inter-vallet, d v s kring 42-44 °C, något som visats i flera forskningsstudier och som i dag också tillämpas på flera fullskaleprocesser i Sverige (Westerholm m fl 2015, Moestedt m fl 2014, Risberg m fl 2013). Generellt har mikroorganismer högre aktivitet och snabbare tillväxt vid högre temperaturer (Figur 1), förutsatt att de är anpassade för den aktuella temperaturen, vilket leder till högre nedbrytnings-hastighet och bättre biogasutbyte. När det gäller biogasprocesser så gäller samma generella trend och av denna anledning kan ofta, men inte alltid, termofila processer drivas vid en kortare uppe-hållstid jämfört med mesofila (Labatut et al., 2014, Moset et al., 2014, Risberg et al., 2013, Golkowska & Greger, 2013, Zábranská m fl 2000). En högre temperatur medger också en bättre avdödning av olika patogena (sjukdomsalstrande) organismer jämfört med en lägre temperatur (Bagge et al., 2005; Sahlström et al., 2003), varför termofil röt-ning kan användas som enda hygieniseringsmetod (processintern hygienisering). Detta kräver dock att substratet hålls kvar i rötkammaren en längre tid än vad som vanligtvis används vid kontinuerlig drift (EUs förordning om animaliska biprodukter (EG) no1069/2009 och (EU) no142/2011). Detta kan uppnås t ex genom att minska matningsfrek-vensen i processen. Hög temperatur minskar också viskositeten varför mindre energi typiskt behöver

användas för omrörning i rötkammaren (Brambilla et al., 2013). En nackdel med den högre temperatu-ren är dock att det krävs mer energi för uppvärm-ning och flera olika studier har också visat att den mikrobiella mångfalden minskar med högre drift-temperatur (Leven m fl 2007, Sun m fl 2015) vilket innebär att en termofil process lättare kan drabbas av olika störningar och också en sämre nedbrytning av vissa ämnen (Levén et al 2007, Schnürer och Jarvis 2017). Ett annat vanligt problem vid termofil rötning är ammoniakhämning. Ammonium bildas i samband med nedbrytning av proteiner. Ammoni-um står i jämvikt med ammoniak, som är den häm-mande komponenten och jämvikten förskjuts mot de senare med ökande temperatur och pH (Fricke m fl 2007, Rajagopal m fl 2013). Mesofila processer har därför fördelen att det kväve som frigörs under nedbrytningsprocessen i större andel utgörs av am-monium (NH4

+), som är mindre skadlig för mikro-organismerna än dess jämviktsförening ammoniak (NH3). En annan fördel med mesofila processer är också att de är mindre känsliga för långa fettsyror, som frigörs i samband med nedbrytningen av fett (Labatut m fl 2014). För att göra ett klokt val av drifttemperatur för biogasprocessen är det alltså viktigt att också ta hänsyn till det aktuella substra-tets sammansättning och sedan väga de uppräkna-de för- och nackdelarna med mesofil respektive ter-mofil temperatur mot varandra. Beroende på hur biogasanläggningen är uppbyggd kan temperaturen också ändras i efterhand. Flera studier har visat att det går att ställa om en biogas process från mesofil till termofil temperatur, både genom direkt höjning av temperaturen eller genom stegvis höjning (se diskussionsavsnittet). Omställningen kan dock leda till viss instabilitet. Inga vetenskapliga studier finns som rapporterar en sänkning av temperatur från termofil till mesofil temperatur.

8

Figur1.Mikroorganismerstillväxthastighetervidolikatemperaturer(frånSchnürerochJarvis2017).

9

Biogasprocessensmikrobiologi

10

I en biogasprocess bryts stora organiska moleky-ler (proteiner, socker och fetter) successivt ner till metan och koldioxid (biogas). För att processen ska fungera krävs närvaro av flera olika grupper av mikroorganismer och dessa olika grupper måste också samverka med varandra för en effektiv ned-brytning. De mikrobiologiska nedbrytningstegen brukar delas in i fyra olika steg; hydrolys, fer-mentation, anaerob oxidation och metanbildning (Schnürer och Jarvis 2017). I det första steget bryts proteiner ner till aminosyror, kolhydrater till enkla socker och fetter till långa fettsyror och glycerol. I nästa steg, fermentation, omvandlas dessa nedbryt-ningsprodukter till olika flyktiga fettsyror (acetat, propionat, butyrat mm), alkoholer, vätgas och koldioxid. I detta steg frigörs också ammonium/ammoniak och svavelväte från nedbrytningen av aminosyror. Under nästa steg (anaerob oxidation) omvandlas alkoholer samt organiska syror, som är längre än acetat, till acetat och vätgas/koldioxid. För att detta steg ska kunna ske krävs samverkan med metanogenerna i nästa steg. Metanbildningen

i detta steg utförs i huvudsak två olika grupper, hydrogenotrofer samt acetotrofer, som använder vätgas/koldioxid respektive acetat som huvud-sakliga substrat. Det finns också andra grupper av metanbildare som kan bilda metan från vissa mindre alkoholer eller metylaminer, dessa finns dock ofta i lägre halter än de som använder vätgas eller acetat. Med hjälp av DNA-teknik vet man idag ganska mycket om vilka typer av bakterier och metanbildare som finns i biogasprocesser men sambandet mellan biogasprocessens funktion och sammansättning på det mikrobiella samhället är fortfarande inte helt utrett (Schnürer 2016). Helt klart är i alla fall att olika biogasprocesser ser lite olika ut i detta avseende och att sammansättningen på det mikrobiologiska samhället påverkas både av substrat och valda driftparameterar, som uppe-hållstid, belastning, temperatur mm. Två faktorer om anses påverka extra mycket är temperatur och ammoniakhalt (De Vrieze m fl 2015, Sundberg m fl 2013, Müller m fl 2016).

11

Utvärderade anläggningar

12

I denna studie ingår två storskaliga anläggningar, biogasanläggningarna i Simsholmen (Jönköping Energi), och på Kungsängens gård (Uppsala Vat-ten). Studien genomfördes 2013 och vid denna tid-punkt var dessa anläggningar mycket lika i många avseenden. Båda behandlade diverse organiskt av-fall i samrötning, i huvudsak matavfall från hushåll men också avfall från slakterier och livsmedelsin-dustrin. Fördelningen mellan de olika kategorierna substrat var ca 80-85 % matavfall och ca 15-20 %

slaktavfall och annat livsmedelsavfall. Förbehand-lingen samt hygieniseringen av avfallet skedde också på liknande sätt i de båda anläggningarna, det vill säga genom malning, utspädning och upp-hettning till 70 °C i 1 timme. Den största skillnaden mellan anläggningarna var att rötningsprocessen i Simsholmen drevs vid 37 °C (mesofil) medan anläggningen i Uppsala använde 52 °C (termofil). Nedan sammanfattas några av driftparametrarna hos de två anläggningarna (Tabell 1).

Tabell1.DriftparametrarhosdefullskaligasamrötningsanläggningarnaiUppsalaochJönköping.Parameter Uppsala JönköpingDrifttemperatur (°C) 52* 37**OLR (g VS/l dag) 3,5* 2,6**HRT (dagar) 36* 34*** Siffrorna är medelvärden från perioden november 2012 – februari 2013** Siffrorna är medelvärden från perioden januari – april 2013

13

Processbeskrivning

14

6.1

6.1 KUNGSÄNGENS GÅRD, UPPSALAUppsala biogasanläggning behandlade vid tillfället för studien organiskt avfall från hushåll, slakte-rier och annat livsmedelsavfall. Hushållsavfallet tippades i en av två mottagningsfickor, transpor-terades via en påsrivare samt en trumsikt innan det blandades med resterande avfall från den andra mottagningsfickan (opaketerat slakt- och livsmedelsavfall). Materialet som sorterades ut av trumsikten (rejektet) innehöll bland annat sönder-rivna plastpåsar och fel-sorterat material. Rejektet pressades samman och skickades sedan iväg för förbränning eller kompostering. Vätskan som pressats från rejektet återfördes till en spolavlopp-stank och användes sedan som spädvätska senare i processen. Blandningen från de två mottagnings-fickorna späddes därefter ut med vatten för att få den pumpbar och transporterades sedan till en sedimentationstank där tunga oönskade partiklar tilläts sedimentera och sedan avlägsnas. Materialet från sedimentationstanken pumpades sedan till de två bufferttankarna där ytterligare sedimentering skedde. Materialet i dessa tankar finfördelades genom malning i en så kallad dispergator varefter det passerade ett silgaller. Därifrån pumpades ma-terialet till en bufferttank så att en jämn inmatning kunde ske till det efterföljande hygieniseringsste-

get. Hygieniseringen skedde sedan i tre tankar som kördes växelvis med upphettning av en tank i taget. När hygieniseringen i en tank var klar påbörjades den i nästa för att få ett jämnt flöde in i rötkam-rarna. Innan materialet pumpades in i hygienise-ringstankarna skede en värmeväxling mot både det utgående materialet från hygieniseringen (ca 70 °C) och det utgående materialet från rötkamrarna (ca 52 °C). Detta gjordes för att ta till vara på överskot-tet av värmeenergi. Genom detta förfarande värm-des inkommande material till hygieniseringen från ca 25 °C till ca 45 °C (Andersson, 2011). I hygienise-ringstankarna värmdes materialet ytterligare med vattenånga (Andersson, 2011) till 70 °C där tem-peraturen hölls konstant i minst en timme för att avdöda/inaktivera patogener (sjukdomsalstrande bakterier), vilket är ett krav från EU-kommissionen (ABP-förordningen (EU) nr 142, 2011). I hygie-niseringstankarna tillsattes också järnklorid och spårämnen (Kemira BDP-865), motsvarande ca 2.5 l/m3 substrat. Efter hygieniseringen pumpades ma-terialet kontinuerligt in i rötkamrarna (två stycken à 2500 m3) för rötning. Den producerade rötresten transporterades till lantbrukare för att användas som biogödsel. Biogasen som producerades (ca 65 % metan och ca 35 % koldioxid) uppgraderades genom en vattenskrubber och användes sedan som fordonsgas, i huvudsak till stadsbussar.

15

6.2

6.2 TORSVIK OCH SIMSHOLMEN, JÖNKÖPINGJönköping energi hade vid tillfället för studien en geografiskt separerad process där förbehandling och hygienisering av substratet skedde i Torsvik varefter det transporteras till Simsholmen för röt-ning. Fast avfall tippades i en av två mottagnings-fickor där flera skärande skruvpumpar bearbetade och förflyttade materialet till en separeringsbas-säng. Förpackade livsmedel (flytande/halvflytande) tippades i den andra mottagningsfickan och pas-serade sedan en hydraulisk press innan det också pumpades till separeringsbassängen, dit oförpackat flytande avfall också tömdes. I separeringsbassäng-en sedimenterade tunga oönskade föremål medan lätta flöt till ytan. Mellanfraktionen i denna bassäng fördes sedan vidare till en kvarn där materialet fin-fördelas och homogeniseras. Därefter mellanlagra-des substratet i en bufferttank innan det renades ytterligare via ett trappstegsgaller och en silpress till ca 3 mm partikelstorlek. I en andra efterföljande bufferttank skedde hygieniseringen där vattenånga värmde substratet till 70°C under 1 timme för att avdöda patogener (sjukdomsalstrande mikroorga-nismer) och andra mikroorganismer. Här dose-rades också en järnkloridlösning med spårämnen

(Kemira BDP-866), motsvarande 1.5 l/m3 substrat. I bufferttank 3 och 4 (300 m3 vardera) lagrades det färdiga substratet i väntan på transport med värmeisolerande lastbilar till Simsholmen. I Sims-holmen pumpades det varma substratet via värme-växlare, där temperaturen sänktes från ca 70 °C till 37 °C, in till de två parallella rötkamrarna. Biogasen som bildades samlades i en 200 m3 gasklocka, som fungerade som ett buffertlager samt bidrog till att ett konstant flöde över uppgraderingsanläggningen. Likt Uppsalaanläggningen använde Simsholmen en vattenskrubber för att avlägsna koldioxiden. Den renade gasen komprimerades till sist och fraktades till en publik tankstation.

16

Försöksuppläggochmetodik

17

För att utvärdera och besvara frågeställningarna av intresse i denna studie utfördes försök i småskaliga biogasreaktorer (8L, DOLLY, Belach Bioteknik AB, Stockholm, Sverige). Totalt startades fyra olika reaktorer för att representera de 2 utvärderade biogasanläggningarna, Uppsala och Jönköping, dvs två reaktorer för varje anläggning. Försöket delades upp i tre faser, en uppstartsfas, ett temperaturskifte och en belastningsstudie (se beskrivning nedan).

7.1 FAS 1 – UPPSTARTUnder uppstartsfasen fylldes två reaktorer med 5L färsk ymp, dvs. rötkammarinnehåll som inhämtats från vardera storskalig anläggning. Totalt startades 4 reaktorer, två för varje anläggning. Reaktorerna namngavs J1/J2 (Jönköping) och U1/U2 (Uppsala, Figur 2). Substraten hämtades också från respek-tive anläggning vid samma tillfälle som ympen. För U1 och U2 hämtades emellertid substrat vid ytterligare ett tillfälle. Detta innebär att sam-mansättningen på substratet som användes under försökets gång skiljde sig åt något. Även om de ingående materialen till biogasanläggningen i stort var detsamma, behandlas ändå dessa olika batcher som olika substrat i denna rapport. I samband med starten bestämdes torrsubstansen (TS, total solids) och halten organiskt material (VS, volatile solids) för både substrat och ymp, enligt standardiserade metoder (beskrivna nedan). Efter tillförseln av ymp och en dags stabilisering av processen vid respek-tive temperatur påbörjades normal belastning, det vill säga samma belastning som för de storskaliga processerna. Omrörningen sattes till 90 rpm och drifttemperaturen enligt ursprunglig process, J1 och J2 vid 37 °C och U1 och U2 vid 52 °C. Reak-torerna belastades semikontinuerligt, dvs 1 gång

per dag, 6 dagar i veckan. För att hålla en medel-belastning på 3 g VS/l*dag tillfördes därför varje reaktor en belastning på 3.5 g VS/l*dag, 6 dagar i veckan. Detta gav en uppehållstid på 33 dagar för U1 och U2 samt 35 dagar för J1 och J2. Den valda belastningen låg mitt emellan belastningen på fullskaleanläggningarna (Tabell 1). För att säker-ställa att processerna visade likvärdiga resultat som ursprungsanläggningen utvärderades processpres-tandan under 2-4 veckor innan vidare förändringar av processerna genomfördes.

7.2 FAS 2 – TEMPERATURSKIFTEEfter uppstartsperioden ändrades drifttemperatu-ren gradvis med ca 2 °C/vecka i försöksreaktorerna (J2 och U2) medan referensreaktorerna (J1 och U1) drevs vid oförändrad temperatur, d v s 37 och 52 °C. Temperaturen för J2 ökades från 37 °C till 52 °C medan en motsvarande temperatursänkning gjordes i U2, från 52 °C till 37 °C. Ingen förändring av belastning eller uppehållstid gjordes för någon av reaktorerna i denna fas av experimentet. Efter det att de båda måltemperaturerna uppnåtts fick reaktorerna fortsatt gå vid samma belastning i två uppehållstider innan fas 3 inleddes, detta för att säkerställa stabil drift vid måltemperaturerna. Satsvisa utrötningsförsök (metod se nedan) sattes upp efter temperaturskiftet för att undersöka effek-tiviteten på processerna vid de olika tillfällena, dvs om och metanpotentialen för de aktuella substraten var olika i BMP analyser startade med ymp från processerna tagna före och efter det att processtem-peraturen förändrats.

7.17.2

18

Figur2.Förenkladschematiskbildöverförsöksuppställningen.Totalt ingick fyra CSTR (5L) i försöket, två för varje modellanläggning, Jönköping (J) och Uppsala (U). J1 och U1 utgjorde referensreaktorer med oförändrade processparametrar under fas 1 och 2 medan J2 samt U2 utgjorde försöksreaktorer där temperaturskiftet genomfördes.

7g VS/l*dag (Figur 3). På samma sätt som tidigare utfördes matningen under 6 av veckans 7 dagar var-för den dagliga belastningen ökades från 3,5-8,2 g VS/l*dag (6 dagar i veckan). Eftersom OLR ökades genom att tillsätta en större mängd substrat (alter-nativet skulle vara att avvattna substratet) medförde detta också en kortare HRT (14-17 dagar).

7.3 FAS 3 – BELASTNINGSSTUDIEFör att undersöka hur belastningståliga de nya processerna var jämfört med referensprocesserna, som drevs vid den ursprungliga temperaturen, genomfördes under denna fas en succesiv ökning av OLR för alla 4 reaktorer. Ökningen skedde från en medelbelastning på 3 g VS/l*dag till 7 g VS/l*dag, med ett uppehåll på minst 1 HRT efter 4, 5, 6 och

7.3

Figur3.Belastningsökningfrån3–7gVS/l*dag.Ökningen skedde gradvis med en stabiliseringsperiod (konstant belastning) motsvarande 1HRT i samband med att belastningen ökat med 1 gVS/l*dag sedan föregående stabiliseringsperiod.

19

7.4 ANALYSMETODERUnder försökets gång analyserades dagligen total biogasproduktion samt koldioxidhalt. Analys av koldioxid skedde med dagliga stickprov (5 ml) tag-na precis innan daglig matning. Analysen gjordes med Einhorns sacharometer (Schnürer och Jarvis 2017). Vid en störning går ofta koldioxidhalten upp relativt snabbt, jämfört med t ex halten av flyktiga fettsyror som ofta har en viss fördröjning i relation till själva störningsmomntet. Analys av koldiox-idhalt är därför ett bra verktyg för övervakning (Schnürer m fl 2016, Schnürer och Jarvis 2017). pH, VFA (flyktiga fettsyror) och metanhalt analy-serades en gång varje vecka. Analys av totalkväve

samt ammonium-kväve utfördes en gång under fas 2 och en gång under fas 3. Då uppehållstiden sänktes i takt med att belastningen ökades för-väntades ingen större förändring av dessa värden, såvida nedbrytningsgrad och gasproduktion var relativt konstanta. TS och VS på utgående material (rötrest) analyserades också vid ett flertal tillfäl-len för att beräkna utrötningsgrad (VS-reduktion, se Ekv. 3) och effekt på denna i samband med att belastningen ökades. Analys av TS- och VS-halt skedde genom torkning och förbränning i ugn, i enlighet med metod beskriven i Schnürer m fl 2016. Beräkningar utfördes sedan med ekvationerna enligt nedan (Ekv. 1, Ekv. 2).

7.4

Analysen utfördes alltid med tre parallella prover. Innehållet av flyktiga fettsyror (acetat, propionat, butyrat, i-butyrat, valerat, i-valerat) bestämdes med HPLC enligt protokoll i Westerholm m fl (2012). Totalkväve samt ammonium-kväve ana-lyserades på Uppsala Vattens vattenlaboratorium med Kjelldahl-metoden (SS-EN 13342:2000). Total gasproduktion loggades varje dag med hjälp av en integrerad volymetrisk gasmätare på reaktorerna. Denna kalibrerades varannan månad (eller vid be-hov) genom att gasen samlades upp i en påse vilken sedan volymbestämdes via en extern gasmätare (Drum-type Gas Meter TG05/5, Ritter, Germany). Metanhalten bestämdes genom att ta gasprover (2ml) från reaktorerna som sedan analyserades med gaskromatografi (GC), enligt metod beskriven i Westerholm et al. (2012).

Både innan och efter temperaturskiftet startades satsvisa utrötningsförsök för att jämföra mikroflo-rans aktivitet och kapacitet vid de olika drifttem-peraturerna. Dessa försök utfördes enligt protokoll i Westerholm m fl (2012). I korthet användes glasflaskor (309 ml) som fylldes med ymp motsva-rande 6 g VS/l, substrat motsvarande 3 g VS/l och kranvatten för att nå slutvolymen 196 ml. Innan ympen användes för försöken avgasades den vid respektive temperatur under ca 4 dagar. För att räkna bort bakgrundsproduktionen av biogas, från ympen själv, bereddes också flaskor med endast ymp (6 g VS/l) och kranvatten upp till 196 ml.

20

Samtliga flaskor förslöts med butylgummiproppar och aluminiumkapsyler och inkuberades sedan vid respektive drifttemperatur på skakbord (130 rpm). Gasutvecklingen följdes genom att mäta gastrycket i flaskorna och metanhalten bestämdes genom att analysera gasprover från flaskorna med en gaskro-matograf (Westerholm m fl 2012).

För att utvärdera vilken effekt temperaturföränd-ringen och ökningen av belastning hade på mik-roorganismerna i processen utfördes en analys av bakterier och arkéer, inklusive metanbildare, genom s.k. pyrosekvensering. Pyrosekvensering är en metod som visar i vilken ordning nukleotiderna finns i en viss DNA-sträng. Denna information kan sedan användas för att bestämma släktskap med kända organismer. Det finns olika typer av sekvenseringstekniker och i denna studie användes s.k. illuminasekvensering. Prover togs från olika tidpunkter före, under och efter temperaturför-ändringen; varje prov delades i tre delar och DNA extraherades från varje delprov enlig en metod

beskriven i Westerholm m fl 2018. Varje prov an-vändes sedan för PCR (polymerase chain reaction) för att producera miljontals DNA sekvenser från en specifik gen, i detta fall 16S rRNA genen hos bakte-rier och arkéer. Detta är en gen som är lämplig att analysera för att identifiera en mikroorganism. Ge-nom att sedan analysera alla prover med pyrosek-vensering erhölls information om sammansättning-en av varje DNA-sträng som producerats i PCR:en. Sammansättningen av nukleotider jämfördes sedan med information från sekvensdatabaser och en sor-tering gjordes för att länka de olika sekvenserna till olika grupper av mikroorganismer. Utöver denna analys utfördes också s k kvantitativ PCR (qPCR) för att på ett mått på mängden av olika metanogena grupperna (Westerholm m fl 2018, Yu m fl 2005). I denna analys amplifieras 16S rDNA genen från en specifikt grupp av metanogen och med hjälp av en standardkurva kan halten bestämmas.

21

Resultat

22

8.1

8.1 UPPSTARTAnalysen av TS/VS av substratet visade liknande värden för substraten från de olika anläggningarna med en något högre halt för den första satsen av substrat som användes till Uppsala reaktorerna (Tabell 2).

Uppstarten av processerna fungerade bra och redan från dag 3 visade samtliga labbskale-reaktorer en jämn gasproduktion och ett stabilt koldioxidin-nehåll i gasen, vilket visade att ymparna klarat uppstarten och förflyttningen från de kommersiella anläggningarna på ett bra sätt. Gasproduktionen under uppstartsfasen motsvarade de storskaliga an-läggningarna relativt väl. Den specifika metanpro-duktionen för J1 och J2 låg mellan 432-450 Nml CH4/g VS. Medelvärdet på den specifika metan-produktionen i den storskaliga anläggningen var, under perioden januari – april 2013, 488-518 N ml CH4/g VS. För U1 och U2 varierade den specifika metanproduktionen mellan 550-570 Nml CH4/g VS respektive 490-540 Nml CH4/g VS, vilket också låg på samma nivå som den storskaliga anläggningen, som registrerade en medelproduktion på 490-540 N ml CH4/g VS. pH låg stabilt kring 7,5-7,7 för J1, J2 och kring 7,9-8,3 för U1, U2. Totalkvävehal-ten i J1 och J2 var 4,4 och 4,2 g/l, respektive. För Uppsalareaktorerna var motsvarande värden 4,2 och 4,0 g/l. De mindre skillnader som observerades

Tabell2.TS-ochVS-halterpåympochsubstrat.Värdenaavserprocentuellandelavvåtvikt.Värdeninomparenteserangerstandardavvikelsenavtriplikataprover.

Kommersiella anläggningarJ1/J2 U1 U2 Jönköping Uppsala

TS substrat % (v/v) 10,6 (1.6) 12,6 (1.3) 11,1 (0,2) 9,9* 13,1**VS substrat % (v/v) 9,7 (1.6) 11,4 (1.3) 10,0 (0,2) 8,9* 12,0**TS ymp % (v/v) 3,1 (0.6) 2,8 (0.01) 3,2* 3,8**VS ymp % (v/v) 2,2 (0,6) 1,8 (0,02) 2,4* 2,6*** Siffrorna är medelvärden från perioden november 2012 – februari 2013** Siffrorna är medelvärden från perioden januari-april 2013

mellan lab- och fullskala berodde troligtvis på skill-nad i sammansättning på substratet i fullskala, med variation över tid, jämfört med i labbet, där samma substrat användes under hela försöksperioden. En annan förklaring till mindre skillnader kan ha att göra med skillnader i matningsfrekvens mellan de olika processerna.

8.2 TEMPERATURSKIFTEFörändringen i drifttemperatur gick till en början bra för båda försöksreaktorerna (J2 och U2). När temperaturen närmade sig 40-42 °C sågs dock i båda reaktorerna en tydlig nedgång i specifik me-tanproduktion (Figur 4a-b) samtidigt som andelen koldioxid i den bildade gasen ökade och en acku-mulering av fettsyror observerades (Figur 4c-d). Fettsyrorna motsvarades huvudsakligen av acetat men även en mindre andel propionat ackumulera-des (Figur 7). Som en säkerhetsåtgärd halverades belastningen för U2 under en kort period (dag 80 till 84) för att ge mer tid för nedbrytning av fettsy-rorna. Av samma anledning avstannades tempe-

23

ratursänkningen i J2 under perioden, dag 40 till dag 50. Dessa åtgärder ledde i båda fallen till att de uppåtstigande trenderna i koldioxidhalt och VFA vände. Efter denna stabilisering kunde sedan tem-peraturförändringen fortsätta som planerat. När måltemperaturerna nåtts drevs processerna vidare i 2 HRT, det vill säga cirka 70 dagar, för att säker-ställa stabil drift vid de nya temperaturerna.

Temperaturökningen i försöksreaktor J2 (52 °C) resulterade i en något högre specifik metanpro-duktion, 551 ± 28 Nml CH4/g VS, jämfört med referensreaktorn J1 (37 °C), 493 ± 40 Nml CH4/g VS. Försöksreaktor U2 genomgick en liknande, fast omvänd prestandaförändring. Den specifika

metanproduktionen sjönk från 562 ± 10 Nml CH4/g VS vid 52 °C till 511 ± 14 Nml CH4/g VS vid 37°C. För J reaktorerna var VFA-koncentrationen vid båda drifttemperaturerna under detektionsnivån (<0,1 g/l). Nivåerna var också låga (<0,1 g/l) för U1. Däremot sågs en viss ackumulering av VFA (0,7-1,0 g/l) efter temperatursänkningen till 37 °C i U2. Utrötningsgraden beräknades dels innan och dels efter temperaturskiftet och för J2 påverkades denna inte, utan låg stabilt på ca 85 %. U2 däremot, hade en tydligt lägre utrötningsgrad efter skiftet från termofil till mesofil temperatur, dvs. 74 % jäm-fört med 81 %. Detta resultat föreslår en något lägre nedbrytningseffektivitet i den mesofila Uppsalapro-cessen jämfört med den termofila.

Figur4.Övregrafer:specifikmetanproduktion(svartkvadrat)iförsöksreaktorernaU2(a)ochJ2(b)underändringavdrifttemperaturen(ljusgrålinje).Nedre grafter: koldioxidinnehåll (svart romb) i producerad biogas samt VFA-koncentrationen (grå kryss) i U2 (c) respektive J2 (d). Streckad vertikal linje i samtliga figurer representerar tidpunkten och temperaturen då processinstabilitet inträffade.

24

De satsvisa utrötningsförsöken som utfördes med material från den termofila och den mesofila pro-cessen från de båda reaktorsystemen efter utfört temperaturskifte uppvisade också olika resultat. För reaktorerna J1 och J2 erhölls ungefär samma metanpotential, 415 ± 30 Nml CH4/g VS, och samma metanbildningshastighet för båda drifttem-peraturerna och här tog det 6 dagar att nå 90 % av den maximala metanpotentialen (Figur 5). I försö-ken startade med ymp från U1 och U2 sågs emeller-tid en signifikant lägre specifik metanpotential vid den lägre drifttemperaturen, 601 ± 15 Nml CH4/g VS vid 52°C mot 496 ± 41 Nml CH4/g VS vid 37°C (Figur 5). Även hastigheten av metanbildningen var lägre vid mesofil temperatur (90 % av den maxi-mala metanpotentialen uppnåddes efter 25 dagar) jämfört med den som erhölls vid termofil tempe-ratur (90 % av den maximala metanpotentialen

uppnåddes efter 10 dagar). Slutlig specifik metan-potential för Uppsalaprocesserna nåddes efter 46 dagar för den mesofila processen och efter 25 dagar för den termofila processen. Värt att notera är att den specifika metanproduktionen från de kontinu-erliga Jönköpingsprocesserna översteg metanpo-tentialen i BMP-testerna. Den troliga förklaringen till detta är att BMP-testerna inte var helt optime-rade avseende förhållandet mellan ymp och sub-strat (Carlsson & Schnürer, 2011). Det är välkänt att förhållandet mellan ymp och substrat kan ha en stor påverkan på den slutgiltiga potentialen i BMP tester och det är möjligt att mängden ymp var för låg detta försök för att nå full potential (Schnürer m fl 2016). Testerna emellertid tydligt effekten av temperaturen, med en stor skillnad i metanpotenti-al och metanbildningshastighet för Uppsala medan ingen effekt av temperaturen erhölls för Jönköping.

Figur5.AckumuleradspecifikmetanproduktionfrånhygieniseratmatavfallisatsvisautrötningsförsökstartademedympfrånJ1ochJ2(t.v.)samtU1ochU2(t.h.).Mesofil process representeras av grå linje och termofil process av svart linje. Bakgrundsproduktion av metan är borttagen. Varje datapunkt utgör medelvärden av triplikata försök.

25

Analys av kväveinnehållet i reaktorerna visade en oförändrad totalkvävehalt före och efter omställ-ningen mellan termofil och mesofil temperatur. Totalkvävehalten var i den mesofila och termofila Jönköpingsreaktorn 4,4 respektive 4,2 g/l. För Uppsalareaktorerna var motsvarande värden 4,2 g/l och 4,0 g/l i den termofila respektive den meso-fila processen. Däremot skedde en tydlig förändring i ammoniumkvävehalten i Uppsalareaktorerna i samband med temperaturförändringarna. Den

termofila processen uppmättes till 2,4 g/l medan den mesofila processen uppgick till 1,3 g/l. Ammo-niumkvävehalten i Jönköpingsreaktorerna förblev oförändrad efter temperaturskiftet med en kon-stant nivå motsvarande 1,7 g/l. Hur stor andel av ammoniumkvävehalten som utgörs av ammoniak beror av både temperatur och pH enligt nedanstå-ende jämviktsförhållande (Ekv. 4), modifierad från (Angelidaki & Ahring, 1993).

[NH3] är den fria ammoniakkoncentrationen, [NH4+-N] är total halt av ammoniumkväve, dvs både

ammonium och ammoniak, pKa är dissociationskonstanten för ammonium, som beräknas genom Ekv. 5, där T[K] är den aktuella temperaturen i Kelvin.

Under temperatursänkningen i U2 registrerades en sänkning i pH från 8,2 ± 0,1 vid 52°C till 7,7 ± 0,1 vid 37°C. Detta resulterade i en sänkning av koncentrationen fritt ammoniak från 739-941 mg/l till 65-90 mg/l i samband med temperaturföränd-ringen från 52 till 37°C (intervallet anger värden beräknade för lägsta och högsta pH vid den aktuella temperaturen). Försöksreaktor J2 genomgick en temperaturökning och detta ledde till en pH-ök-ning från 7,8 ± 0,2 vid 37 °C till 8,1 ± 0,1 vid 52 °C. Förändringen i fritt ammoniak blev då 72-111 mg/l vid 37 °C till 279-614 mg/l vid 52 °C.

8.3 BELASTNINGSSTUDIEEfter 140 och 170 dagars drift (för J respektive U) inleddes fas 3 då belastningen gradvis ökades från 3 till 6-7 g VS/l*dag i alla fyra reaktorerna, under totalt 112 respektive 111 dagar. Gemensamt för samtliga reaktorer var att för varje ökning i belast-ning sjönk den specifika metanproduktionen något, för att sedan helt eller delvis återhämtas under den efterföljande stabiliseringsperioden. Reaktor U1, J1 och J2 nådde alla målbelastningen på 7 g VS/l*dag. Då belastningen steg till 6gVS/l*dag kollapsade emellertid den mesofila processen i U2 (Figur 6) och den specifika metanproduktionen sjönk till i princip noll. Koldioxidhalten i gasen översteg 65 % och pH sjönk under 5.4 i samband med kollapsen.

26

Motsvarande termofil process, U1, visade inga tecken på stress vid denna belastning men något ökande VFA nivåer sågs när belastningen gick upp till 7 VS VS/l*dag (Figur 7). För J reaktorerna var VFA nivåerna hela tiden låga (Figur 7). Process-prestandan för de olika processerna under belast-ningsökningen redovisas i tabell 3 och 4.

Under belastningsökningen ökade den volymetris-ka metanproduktionen i både den mesofila och den termofila Jönköpingsprocessen (J1 och J2) och i den termofila Uppsalaprocessen (U1) (Tabell 3-4).

Vid en OLR motsvarande 7 g VS/l*dag hade den volymetriska metanproduktionen i dessa tre mer än fördubblats jämfört med normalbelastningen (3 g VS/l*dag). För U2, ökade den volymetriska produktionen inledningsvis, för att sedan succesivt sjunka tills processen kollapsade (Tabell 4). Under försökets alla experimentella faser låg metanhalten stabilt inom de två reaktorsystemen. För J1 och J2 var variationen 59 ± 5 % och för U1 och U2 var va-riationen 65 ± 4 % med undantag för U2 i samband med processkollaps då metanhalten hastigt sjönk.

Figur7.FördelningavVFAövertidireaktorernaU1,U2,J1ochJ2.

Figur6.Specifikmetanproduktionunderbelastningsökningfrån3till7gVS/l*dagimesofilprocess(svartakvadrater)samttermofilprocess(mörkgråcirklar).Belastningen visas som ljusgrå heldragen linje. Till vänster visas försöket med Uppsalas biogasanläggning (U1 och U2) och till höger visas försöket med Jönköpings anläggning (J1 och J2). Varje datapunkt är ett medelvärde från de 7 föregående dagarna.

27

Tabell3.ProcessprestandahosJ1ochJ2underökandesubstratbelastning.Siffrorna är medelvärden under respektive belastningsperiod, standardavvikelsen visas i parentes.Belastning (gVS/l*dag) 3 4 5 6 7Reaktor J1

37°CJ2

52°CJ1

37°CJ2

52°CJ1

37°CJ2

52°CJ1

37°CJ2

52°CJ1

37°CJ2

52°CSpecifik CH4(Nml/g VS)

482 (44)

536 (28)

478 (49)

474 (36)

495 (38)

438 (43)

440 (39)

485 (108)

604 (45)

637 (66)

Volymetrisk CH4 prod. (Nml/l reaktorvolym)

1484 (85)

1187 (249)

1526 (122)

1558 (224)

1499 (68)

1657 (99)

1842 (234)

1815 (193)

2808 (167)

2909 (564)

Utrötningsgrad (Vikt-%)

85 85 91 96 90 94 86 97 76 85

Tabell4.ProcessprestandahosU1ochU2underökandesubstratbelastning.Siffrorna är medelvärden från respektive belastningsperiod, standardavvikelsen visas i parentes.Belastning (gVS/l*dag) 3 4 5 6 7Reaktor U1

52°CU2

37°CU1

52°CU2

37°CU1

52°CU2

37°CU1

52°CU2

37°CU1

52°CU2

37°CSpecifik CH4 (Nml/g VS)

535 (95)

511 (14)

603 (51)

461 (27)

609 (12)

353 (28)

605 (4)

265*(48)

564 (74)

-

Volymetrisk CH4 prod. (Nml/l reaktorvolym)

1262 (52)

1519 (43)

2006 (167)

1824 (108)

2536 (48)

1750 (140)

3017 (19)

1585* (285)

3411 (347)

-

Utrötningsgrad(Vikt-%)

EA 91 96 EA 95 EA 94 83 EA -

*Process kollapsad under belastningen 6 gVS/l*dagEA – Ej Analyserat

MikrobiologiskanalysÖver 21 000 sekvenser detekterades med god kvali-tet i varje reaktorprov. Alla dessa sekvenser analy-serades och delades in i olika grupper baserad på genetisk släktskap (procentuell likhet i 16S rRNA genens basparskombination). Oftast anses gener med 97 % likhet tillhöra samma bakterie (sk. sek-vens varianter) och i denna studie fanns totalt 400-1200 olika sekvens varianter per reaktorprov. Sek-vensdata och antalet sekvens varianter användes i statistiska beräkningar för att ta fram så kallade indexparametrar, vilka ger ett mått på mikrobiell mångfalden (Chao1) och fördelningen mellan olika grupper (Shannon). Sammantaget representerar

mångfalden av olika mikroorganismer och deras fördelning ett mått på diversitet. I referensreakto-rerna visade analysen en högre mikrobiell mångfald vid mesofil (J1) än vid termofil temperatur (U1). I samband med att temperaturen ökade i J2 mins-kade den mikrobiella mångfalden i processen. I U2 ökade mångfalden något med minskad temperatur men varierade kraftigt under återstående period av reaktorkörningen. Shannon värdet som indikerar fördelningen mellan olika mikrobiella grupper var stabilt i alla reaktorer förutom i J2 där den sjönk kraftigt i samband med temperaturökningen. Un-der och efter belastningsökningen sågs ingen större skillnad mellan proverna

28

Sekvensanalysen visade att det mikrobiella samhäl-let totalt representerades av 27 olika bakteriella fyla och inom dessa identifierades totalt ca 250 olika bakteriella ordningar. Fyla och order represente-rar olika taxonomiska nivåer, att jämföras med till exempel djur, där ryggradsdjur är fyla och rovdjur, som tillhör fyla ryggradsdjur, är en ordning. Mikro-organismer kan delas in på ett likande sätt. Reaktor J1, som drevs vid 37 grader (ursprunglig tempe-ratur för denna process) hade en hög andel av fyla Bacteroidetes, Cloacimonetes och Firmicutes (Figur). Den dominerande andelen av bakterierna inom dessa fyla tillhörde ordningarna Bacteroida-les och Bacteroiddia Incertae Sedis i Bacteroidetes medan i Firmicutes dominerade arter inom ord-ningen Clostridiales. Bakterier som ingick i fylum Cloacimonetes i denna studie är ännu inte klassifi-cerade på ordningsnivå. Inledningsvis fanns även bakterier inom fyla Chloroflexi Verrucomicrobia och Actinobacteria i betydande nivåer men dessa grupper minskade i relevans under processens gång i samband med att temperaturen ökads (Figur 8). I (U1), som drevs vid 52oC (ursprunglig tempera-tur för denna process) dominerade fyla Firmicutes och Thermotogae. En jämförelse på ordningsnivå mellan dessa båda processer visade att strukturen, det vill säga vilka olika bakterier som fanns inom fylum Firmicutes, skiljde sig tydligt vid de olika temperaturerna. Den mesofila processen uppvisade

en väldigt hög representation av en ordning, dvs Clostridiales, medan vid den högre temperaturen fanns fler ordningar, så som Clostridiales, Thermo-anaerobacteriales, och MBA03. Alla sekvenser som detekterades i fylum Thermotogae tillhörde ord-ningen Petrotogales.

En ändring mellan 37 °C och 52 °C och vice versa resulterade i liknande mikrobiell sammansättning som reaktorerna som startat vid den respektive måltemperaturen. Det vill säga i reaktorn med ökande temperatur (J2) minskade andelen Bacte-roidetes och Cloacimonetes medan Thermotogae ökade och när temperaturen minskade (U2) skedde den motsatta förändringen. Nivån Thermotogae var dock betydligt högre i processen i vilken tempera-turen hade ökats från 37°C till 52°C (J2) jämfört med reaktorn som körts på 52°C under hela studien (U1). Den relativa nivån av Thermotogae ökade dessutom med ökad belastning i J2 reaktorn. Även i reaktorn som utsatts för minskad temperatur (U2) fanns skillnader jämfört med reaktorn som drivits vid 37°C hela tiden (J1). Dessa skillnader var inte så tydliga på fyla nivå men på ordningsnivå kunde man se en relativt hög närvaro av Thermoanaero-bacterales och relativt lägre andel av Clostridiales i U2 (52 37) jämfört men J1 (37) . Denna lägre andel Clostridiales i U2 var framförallt tydlig vid ökad OLR och i anslutning till processens kollaps.

29

Figur8.RelativnärvaroavolikabakterierpåfylanivåireaktorernaJ1(37°C),J2(37 52°C),U1(52°C)ochU2(52 37°C).Temperatur och belastning vid de olika provtagningstillfällena ges på x-axeln. De parametrar som förändras under tid är i fet stil. Relativt till hela samhället är metanogenerna få till antal och i denna figur ingår de i den grå sektionen ”Fyla med låg närvaro”.

De mikroorganismer som utför det sista och me-tanbildande steget i processen, dvs metanogenerna skiljer sig så pass från bakterierna att de räknas till ett annat domän, dvs Arkéer. Även metanogenerna detekterades i sekvenseringen. Dock kan antalet och mångfalden inom denna grupp underskattas eftersom arkéer ofta finns i lägre antal än bakterier-na. I denna studie representerade de >0,2% av hela samhället. Därför utfördes en kompletterande ana-lys av dessa mikroorganismer genom sk kvantitativ

PCR. De dominerade metanogenerna i alla prover tillhörde ordningen Methanomicrobiales men även ordningen Methanobacteriales och Methanosar-cina, som tillhör familjen Methanosarcinaceae var detekterbara. Nivåerna var relativt lika och stabila under reaktorkörningen med undantag att i J2 ökade Methanosarcina i samband med ökad tempe-ratur. Vidare var nivåerna av ordningen Methano-bacteriales något högre i J reaktorerna jämfört med U reaktorerna. Inga större förändringar kunde ses i samband med att belastningen ändrades.

30

Figur 9. Närvaro av de dominerade metanogenerna tillhörande ordningarna Methanobacteriales,MethanomicrobialesochfamiljenMethanosarcinaceaeireaktorernaJ1(37°C),J2(37 52°C),U1(52°C)ochU2(52 37°C).Stolpar utan fyllning är prov tagna under temperaturökning medan grönfyllda stolpar representerar prov tagna under ökad belastning. Antalet genkopior är ett mått på antalet olika metanogener inom respektive grupp

31

Diskussion

32

Fullskaleanläggningarna i Uppsala och Jönköping drevs vid tidpunkten för studien under mycket lika förhållande, både avseende substratsammansätt-ning och driftparametrar. Det som skilde proces-serna var att Uppsala biogasanläggning rötade substratet vid 52°C och Jönköping vid 37°C. Dessa båda anläggningar visar tydligt att det är möjligt att röta ett substrat med i huvudsak matavfall vid både mesofil och termofil temperatur, vilket är i enlighet med andra anläggningar i Sverige och också ett antal forskningsstudier (Yu m fl 2018, Bragulia m fl 2018, Capson-Tojon m fl 2016, Zhang m fl 2014, Kim fl 2002). Trots detta finns också många exempel på problem som kan uppkomma vid rötning av matavfall (Yu fl 2018, Bragulia m fl 2018). Vilka problem som uppstår är starkt kopplat till substratets sammansättning avseende protein, fett och kolhydrater. Sammansättningen inverkar också på vilket metanutbyte som erhålls (Bragulia m fl 2018, Yu m fl 2018, Zhang m fl 2014)). I denna studie låg metanutbytet från båda fullskaleproces-serna runt 500-600 Nml/g VS, i linje med andra studier på rötning av matavfall. Totalkvävehalten var också lika i båda processerna men p g a en något högre halt av ammonium-kväve och den högre temperaturen i Uppsala var ammoniakhal-ten i denna process betydligt högre och på nivåer som i många forskningsstudier visats kunna vara hämmande (Schnürer och Jarvis 2016, Westerholm m fl al 2016, Rajagopal m fl 2013).Typiska nivåer för hämning ligger runt 0,4 g/L ammoniak men med anpassning kan processen klara högre halter (Westerholm m fl 2016). Anpassning till höga am-moniakhalter var tydligt då Uppsalaprocessen inte uppvisade några instabilitetssymptom. En förkla-ring till stabiliteten kan vara doseringen av spåräm-nen och järn till reaktorerna, som i många studier visats ha god effekt på processer som drivs vid höga kvävehalter och också specifikt med matavfall som substrat (Bragulia m fl 2018, Choong m fl 2016, Moestedt m fl 2016 Schnürer och Jarvis 2016, Wei m fl 2014).

Försöken i labskala visade också att det är möjligt att ändra drifttemperatur, både från termofil till mesofil och från mesofil till termofil, utan avbrott i gasproduktionen och i stort sett med bibehållen stabilitet. Temperaturomställningen hade en tydlig effekt på halten fritt ammoniak i reaktorn. En lägre drifttemperatur ledde till lägre ammoniaknivåer. För Uppsalaprocessen sjönk ammoniakhalten med 90-91% vid skiftet från 52°C till 37°C, dock ökade Jönköpingsprocessen inte lika mycket, 74-82%, när temperaturen ändrades från 37 till 52°C. Detta be-rodde på att J reaktorerna hade en något lägre halt av ammoniumkväve jämfört med U reaktorerna. Trots att ingen inhibering på grund av ammoniak kunde ses i dessa försök är förändringen i ammo-niakhalt med temperatur en viktig parameter att ta hänsyn till då det kan innebära skillnaden mellan en väl fungerande och en ammoniakhämmad pro-cess. När det gäller ändring av temperatur i biogas-processer så finns flera tidigare forskningsstudier kring detta tema (Tian m fl 2015, Pap m fl 2015, Risberg m fl 2013, Bousková m fl 2005). De flesta av dessa har undersökt ändring från mesofil till termofil temperatur och inga studier har publicerat resultat från försök kring där drifttemperaturen sänkts. Tidigare studier föreslår olika strategier för en temperaturökning där både en direkt och stegvis ökning har visats fungera (Busková m fl 2005, Tian m fl 2015, Risberg m fl 2013). Stegvis ökning före-slås ge en mer stabil övergång med mindre risk för instabilitet och minskad gasproduktion på vägen mot termofil temperatur (Tian m fl 2015). Med stegvis övergång förbättras också möjligheten att upptäcka tendenser till instabilitet och för att sätta in åtgärder för att minska risken för processkol-laps. I denna studie sågs en ”svacka” men ökande VFA halter då temperaturen passerade 40 – 42°C, och denna observerades både vid minskning och ökning av temperaturen. Vid en försiktig drift, det vill säga genom att minska belastningen i samband med denna period och dessutom sakta ned tempe-raturökningstakten kunde dock denna temperatur

33

passeras utan alltför stora problem och processen återgick till normal prestanda med låga VFA nivåer. Anledningen till instabiliteten vid denna tempe-ratur är troligtvis att ett skifte i den mikrobiella populationen sker just här, från organismer som har sin optimala tillväxt vid en mesofil temperatur till de som växer bättre vid högre temperaturer, och tvärtom. Detta stämde bra överens med resultaten från DNA sekvenseringen. Just vid denna tempe-ratur skedde ett tydligt skifte av mikroorganismer som dominerande i processerna. Processstörningar runt 40-44°C i samband med temperaturökningar har observerats tidigare (Pap m fl 2015, Moestedt m fl 2017) men tycks ändå inte ske för alla proces-ser. I samband med en temperaturökning i proces-ser som drevs med gödsel och halm sågs till exem-pel ingen skillnad mellan 37, 44 och 52°C (Risberg m fl 2013, Sun m fl 2015). Dessutom finns det flera studier som också visar att drift vid 42°C istället för 37°C kan ge ett högre metanutbyte (Westerholm m fl 2015, Moestedt m fl 2014). Det finns också flera fullskaleanläggningar i Sverige som drivs vid ca 42°C, bl a en anläggning som i har matavfall som dominerande substrat (personlig kommunikation J. Moestedt, Tekniska verken AB). Det är alltså möjligt att anpassa processen till denna ”mellan” temperatur. En sannolik förklaring till detta är att det finns organismer som kan klara av och har god aktivitet vid temperatur runt 42°C men att de be-höver tid för att växa till. Oftast sker en förändring av temperaturen för fort för att dessa organismer ska hinna växa till, vilket då istället gynnar tillväxt av organismer som gillar termofil temperatur. Om dessa organismer ges tid att växa till under en länger period kan processen anpassa sig och vara stabil vid 42°C.

Processernas prestanda efter temperaturföränd-ringen indikerade stabila processer, dock med en viss sänkning av det specifika metan utbytet i U2 (52 37°C ). Dessutom skedde en tydlig försäm-ring i nedbryningskapacitet eftersom reaktorn U2 uppvisade en lägre utrötningsgrad efter tempera-tursänkningen. Även de satsvisa försöken visade sänkt nedbrytningskapacitet i och med att metan-bildningskurvan i det satsvisa metanpotentialtestet hade en tydligt lägre hastighet vid 37°C jämfört med 52°C. Vid den lägre belastningen innebar denna ”försämring” inget större problem då mikro-organismerna hade tillräcklig med tid för att hinna omsätta materialet. Emellertid var denna försäm-ring i nedbrytning den troliga anledningen till att processen havererade vid den högre belastningen. Vid den högre belastningen blev uppehållstiden troligen för kort för mikroorganismerna och de kla-rade inte längre av att bryta ned tillsatt material på tillgänglig tid. Den mikrobiella studien indikerade att detta berodde på att syranedbrytande mikroor-ganismer från den termofila perioden fortfarande fanns kvar i reaktorn och att mesofila mikroor-ganismer ännu inte tagit över. Dessa termofila mikroorganismer hade troligen relativ låg aktivitet eftersom processen nu drevs vid temperaturer som inte var optimal för dem. Anledningen till den relativt höga andelen av termofila bakterier kan ha varit att reaktorn drevs för kort tid vid den mesofila temperaturen innan belastningsökningen började, alternativt att de mesofila organismerna av någon anledning inte kunde växa till i tillräckligt stor utsträckning. När inmatningshastigheten överskred omsättningshastigheten i U2 reaktorn blev resul-tatet en ackumulering av VFA. Detta ledde i sin tur till en kraftig pH sänkning och till slut att hela pro-cessen kollapsade. Även U1, som gick vid termofil

34

temperatur hela tiden uppvisade viss VFA ökning när belastningen översteg 5g VS/l*dag, vilket indikerar att även denna process var något överbe-lastad. Processen nådde ändå målbelastningen på 7g VS/l*dag utan större förändring av metanutbyte och nedbrytningsgrad, vilket indikerar endast en mindre instabilitet. De dominerande syrorna som ansamlades i U reaktorerna var acetat och propio-nat, med en högre andel propionat i U2 jämför med U1 (Figur 7). Ansamling av propionat indikerar en kraftigare störning än om enbart acetat ansamlas (Schnürer och Jarvis 2016). Nedbrytningen av pro-pionat kräver låga halter acetat varför omsättning av denna syra oftast först sker då acetatkoncentra-tionen sjunkit.

En alternativ förklaring till processinstabiliteten vid ökad OLR i U2 kan vara länkad till samhället av specifikt metanbildarna, som kanske inte heller fick tillräckligt lång tid till att anpassa sig till den lägre temperaturen. M. bourgensis är till exempel en vätgasutnyttjande metanogen som finns visat sig vara mycket vanlig i mesofila processer och i processer med höga ammoniakhalter (Westerholm et al 2016). Detta är en metanogen som omvandlar vätgas till metan mycket effektivt (Neubeck m fl 2016), något som underlättar omsättningen av de flyktiga fettsyrorna. Genom att kvantifiera denna metanogen med qPCR visade det sig att den hade börjat växa och var detekterbar i U2 först under pe-rioden då belastningen började öka. Troligen hade

den emellertid inte hunnit etablera sig ordentligt för att kunna klara av den stress en belastningsök-ning innebar. Ineffektiv omsättning av vätgas kan innebära stora problem i en process. Hög vätgas-nivå saktar ned många olika nedbrytningssteg, inte enbart omsättningen av VFA, som är beroende av ett lågt vätgastryck för att kunna genomföras (Schnürer 2016).

J reaktorerna visade ingen eller låga nivåer av VFA under hela studien, till och med vid den högsta belastningen, vilket indikerar att omställningen från mesofil till termofil temperatur gick bättre än det omvända. Detta gick också spåra i den mikro-biologiska analysen som visade en snabb omställ-ning från ett typisk mesofilt till ett typisk termofilt samhälle. En ökning av temperaturen innebär san-nolikt ett högre selektivt tryck än det omvända då mesofila organismer kan dö då temperaturen ökar, jämför med termofila organismer som ”bara” blir långsammare när temperaturen sjunker. Dessutom visade den kvantitativa analysen av metanogener att gruppen Methanosarcina ökade till antal i sam-band med temperaturökningen i J2. Methanosar-cina anses vara en robust metanogen som tål stress och kan bryta ned ättiksyra effektivt vilket har en positiv effekt på hela processen (de Vrieze m fl 2012). Att denna grupp metanogener ökade i antal i J2 kan ha bidragit till att denna process tålde den ökade belastningen trots att processen genomgått en temperaturförändring.

35

Slutsats

36

Sammanfattningsvis, denna studie visar att det går bra att ställa om temperaturen från mesofil till termofil temperatur och vice versa under rötning av matavfall. Att beakta under en sådan omställning är den svacka som kan uppkomma runt 40-44°C, i samband med att ett skifte sker i den mikrobiella populationen. Studien föreslår också att en om-ställning från termofil till mesofil temperatur är svårare och troligtvis kräver en längre anpassnings-period innan processen blir robust och stresstålig. Detta då organismer som växer bäst vid termofil temperatur tycks kunna ”hänga” kvar i den lägre temperaturen, vilket drar ner aktiviteten i syste-met. Möjligtvis skulle denna omställning gå bättre om en inympning av mesofila organismer gjordes i samband med temperaturförändringen. Vid en omställning från mesofil till termofil temperatur sker skiftet i det mikrobiella samhället snabbare då organismerna som trivs bäst vid den mesofila temperaturen är känsliga för en högre temperatur och snabbt tvättas ut ur processen och ersätts av organismer som gillar den termofila temperaturen.

Oberoende av temperatur kunde belastningen för Jönköpingsprocesserna fördubblas och uppehålls-tiden halveras, jämfört med nuvarande drift, utan att riskera processinstabilitet. Likaså kunde den termofila Uppsalaprocessen fördubbla belastningen och halvera uppehållstiden, jämfört med nuva-rande förhållanden, med fortsatt god stabilitet. Den mesofila Uppsalaprocessen klarade inte av samma belastningsökning utan fick en processtörning som ledde till en helt avstannad gasproduktion vid

en OLR på 6 g VS/l*dag. Den mikrobiella studien visade att processkollapsen troligen orsakats av att syranedbrytande bakterier och/eller vätgasutnytt-jande metanogener inte fått tillräckligt lång tid till att anpassa sig till den lägre temperaturen innan belastningen ökades. Den lägre robustheten hos den mesofila processen som ställt om från termofil kunde inte tydligt förutsägas genom att enbart titta på processprestandan. Både J2 och U2 uppvisade tillfällig ackumulation av fettsyror under tempe-raturomställningen men verkade vara stabila vid tidpunkten för belastningsökningen. Resultatet i denna studie visar emellertid på möjligheten att förutsäga processtörningar i samband men pro-cessförändringar genom att länka mikrobiella stu-dier med processens prestanda. Genom att studera nyckelorganismer som t.ex. syra och vätgasutnytt-jande mikroorganismer kan man innan en belast-ningsökning eller andra förändringar i drift avgöra om processen har möjlighet att klara av perioder med ökad stress och hur snabbt dessa förändringar kan genomföras.

Resultaten från denna studie finns tillgängliga i en vetenskaplig publikation, fritt tillgänglig för ned-laddning. Westerholm M, Isaksson. S, Karlsson-Lindsjö O, Schnürer A (2018). Microbial commu-nity adaptability to altered temperature conditions determines the potential for process optimisation in biogas processes. Applied Energy 226: 838-848 (https://doi.org/10.1016/j.apenergy.2018-06-045)

37

Referenser

38

Angelidaki, I., & Ahring, B. K. (1993). Thermophilic anaerobic digestion of livestock waste: the effect of ammonia. Applied Microbiology and Biotechnology, 38(4), 560-564.

Bagge, E., Sahlström, L., & Albihn, A. (2005). The effect of hygienic treatment on the microbial flora of biowaste at biogas plants. Water Res. 39(20), 4879-4886.

Banks, C.J., Zhang, Y., Jiang, Y., & Heaven, S. (2012).Trace element requirements for stable food waste digestion at elevated ammonia concentrations. Biores. Technol. 104: 127-135

Boušková, A., Dohányos, M., Schmidt, J. E., & Angelidaki, I. (2005). Strategies for changing temperature from mesophilic to thermophilic conditions in anaerobic CSTR reactors treating sewage sludge. Water Res. 39(8), 1481-1488.

Bragulia, C.M., Gallipoli, A., Gianico, A,. & Pagliaccia, P. (2018). Anaerobic bioconversion of food waste into energy. Biores. Technol. 248: 37-56.

Brambilla, M., Romano, E., Cutini, M., Pari, L., & Bisaglia C. (2013) Rheological properties of manure/biomass mixtures and pumping strategies to improve ingestate formulation: a review. Am. Soc. Agric. Biologic. Eng. 56:1905-20.

Carlsson, M., & Schnürer, A. (2011). Handbok Metanpotential SGC (Vol. 237, pp. 40).

Capson-Tojo, G., Rouez, M., Creest, M., Steyer, J-P., Delgenés, J-P., & Escudié R. (2016). Food waste valorization via anaerobic processes: a review. Review Env. Sci. Biotechol. 15: 499-547.

Climenhaga, M.A., & Banks, C.J. (2008). Anaerobic digestion of catering waste: effects of micronutrients and retention time. Water Sci. Technol. 57:698-692.

Danielsson, Å., Gruvberger, C., Christensen, T.H., Hansen, T.L., & Jansen, J.L. (2007). Methane yield in source-sorted organic fraction of municipal waste. Waste Management . 27:406-414.

De Vrieze, J., Hennebel, T., Boon, N., & Verstraete, W. (2012). Methanosarcina: The rediscovered methanogen for heavy duty biomethanation. Biores. Technol .112:1-9.

De Vrieze, J., Saunders, A.M., He, Y., Fang, J., Nielsen, P.H., Verstraete W & Boon, N. (2015). Ammonia and temperature determine potential clustering in the anaerobic digestion microbiome. Water Res. 75:312-23.

Fricke, K., Santen, H., Wallmann, R., Hüttner, A., & Dichtl, N. (2007). Operating problems in anaerobic digestion plants resulting from nitrogen in MSW. Waste Management, 27(1), 30-43.

Grim, J., Malmros, P., Schnürer, A., & Nordberg, Å. (2015). Comparison of pasteurization and integrated thermophilic sanitation at a full-scale biogas plant–Heat demand and biogas production. Energy. 79, 419-427.

Golkowska, K., & Greger, M. (2013). Anaerobic digestion of maize and cellulose under thermophilic and mesophilic conditions - A comparative study. Biomass & Bioenergy. 6:545-554.

Gudo, A. J. A. & Singarvelu, M. (2014). Global biomethanation potential from food waste - a review. Agricul. Eng. Internat. CIGR Journal.16: (4): 178-193.

Kim, M., Ahn, Y.-H., & Speece, R. (2002). Comparative process stability and efficiency of anaerobic digestion; mesophilic vs. thermophilic. Water Res., 36(17), 4369-4385.

Labatut, R.A., Angenent, L.T., & Scott, N.R. (2014) Conventional mesophilic vs. thermophilic anaerobic digestion: A trade-off between performance and stability? Water Res 53:249-58.

Levén, L., Eriksson, A. R., & Schnürer, A. (2007). Effect of process temperature on bacterial and archaeal communities in two methanogenic bioreactors treating organic household waste. FEMS microbiology ecology, 59(3), 683-693.

39

Li, D., Chen, L., Liu, X.F., Mei, Z.L., Ren, H.W., Cao, Q., & Yan, Z.Y. (2017). Instability mechanisms and early warning indicators for mesophilic anaerobic digestion of vegetable waste. Biores.Technol. 245: 90-97.

Malmros, P. (2011). Biogaspotential hos rejektfraktionen från biogasanläggningen Kungsängens gård.

Moestedt, J., Nordell, E., & Schnürer, A. (2014). Comparison of operating strategies for increased biogas production from thin stillage. J Biotechnol, 175, 22-30. doi: 10.1016/j.jbiotec.2014.01.030

Moestedt, J., Nordell, E., Shakeri Yekta, S., Lundgren, J., Martí, M., Sundberg, C., Ejlertsson, J., Svensson, B.H., & Björn, A. (2016). Effects of trace element addition on process stability during anaerobic co-digestion of OFMSW and slaughter house waste. Waste management 47: 11-20.

Moestedt, J., Rönnberg, J., & Nordell, E. (2017).The effect of different temperatures during anaerobic digestion of sludge and overall performance on a WWTP in Sweden. Wat. Sci Technol. 76:3213-3219.

Moset, V., Poulsen, M., Wahid, R., Hojberg, O., & Moller, H.B. (2015) Mesophilic versus thermophilic anaerobic digestion of cattle manure: methane productivity and microbial ecology. Microb Biotechnol 8:787-800.

Müller, B., Sun, L., Westerholm, M., & Schnürer A. (2016). Bacterial community composition and fhs profiles of low- and high-ammonia biogas digesters reveal novel syntrophic acetate-oxidising bacteria. Biotechnol Biofuell. 9:1-18.

Naturvårdsverket (2018). Miljömålen. Årlig uppföljning av Sveriges nationella miljömål 2018 – Med fokus på statliga insatser. Rapport 6804.

Neubeck, A., Sjöberg, S., Price A., Callac, N., & Schnürer A (2016). Effect of nickel levels on hydrogen partial pressure and methane production in methanogens. PLOS One. 11: e0168357.

Pap, B., Györkei, Á., Boboescu, I.Z., Nagy, I.K., Bíró, T., & Kondorosi, É., et al. (2015) Temperature-dependent transformation of biogas-producing microbial communities points to the increased importance of hydrogentrophic methanogenesis under thermophilic operation. Bioresour Technol. 177:375-80

Risberg, K., Sun, L., Levén, L., Horn, S.J., & Schnürer A. (2013). Biogas production from wheat straw and manure - impact of pretreatment and process operating parameters. Biores Technol. 49:232-7.

Sahlström, L. (2003). A review of survival of pathogenic bacteria in organic waste used in biogas plants. Bioresource technology, 87(2), 161-166.

Schnürer., A. & Jarvis, Å. (2017). Handbok i biogasprocessens mikrobiologi, Avfall Sverige ISBN 978-91-639-3406-3.

Schnürer, A., Bonn, I, Moesteth, J. (2016) Protocol for start-up and operation of CSTR biogas processes. Hydrocarbon and Lipid Microbiology protocols, Springer Protocol Handbooks (Spinger Berlin). Doi 10.1007/8623_2016_214.

Schnürer, A. (2016). Biogas Production: Microbiology and Technology. Adv.Biochem.Eng Biotechnol. Doi:10.1007/10_2016_5.

Sun, L., Pope, P.B., Eijsink, V.G.H., & Schnürer A. (2015). Characterization of microbial community structure during continuous anaerobic digestion of straw and cow manure. Microbial Biotechnol. 8:815-27.

SMED (2017). Rapport 2017:11, Uppföljning av etappmålet för ökad resurshushållning i livsmedelskedjan – data för år 2016.

Sundberg, C., Al-Soud, W.A., Larsson, M., Alm, E.J., Yekta, S.S., Svensson BH, Sörensen , S.J., Karlsson, A. (2013). 454 pyrosequencing analyses of bacterial and archaeal richness in 21 full-scale biogas digesters. FEMS Microbiol Ecol. 85:612-26.

40

Rajagopal, R., Massé, D.I. & Sing, G.A. (2013). A critical review on inhibition of anaerobic digestion process by acess of ammonia. Biores Technol 143:632-641.

Tian, Z., Zhang, Y., Li, Y.F., Chi, Y., & Yang, M. (2015). Rapid establishment of thermophilic anaerobic microbial community during the one-step startup of thermophilic anaerobic digestion from a mesophilic digester. Water Res. 69:9-19.

Thanh, P.M., Ketheseesan, B.,Yan, Z. & Stukey, D. (2016) Trace metal speciation and bioavailability in anaerobic digestion: A review. Biotechnology Advances 34:122-136.

Wei, Q., Zhang, W., Guo ,J., Wu, S., Tan, S., Wang, F., & Dong, R. (2014). Performance and kinetic evaluation of a semi-continuous fed anaerobic digester treating food waste: Effects of trace elements on the digester recovery and stability. Chemosphere 117: 477-485.

Westerholm, M., Hansson, M., & Schnürer, A. (2012). Improved biogas production from whole stillage by co-digestion with cattle manure. Bioresource technology, 114, 314-319.

Westerholm, M., Müller, B., Isaksson, S., & Schnürer A.(2015). Trace element and temperature effects on microbial communities and links to biogas digester performance at high ammonia levels. Biotechnol Biofuel. 8:1-19.

Westerholm, M., Moestedt, J., & Schnürer A. (2016). Biogas production through syntrophic acetate oxidation and deliberate operating strategies for improved digester performance. Appl Energ. 179:124-35.

Westerholm, M., Isaksson, S., Karlsson-Lindsjö, O., & Schnürer, A. (2018). Microbial community adaptability to altered temperature conditions determines the potential for process optimisation in biogas processes. Applied Energy 226: 838-848

Xu, F., Li ,Y., Ge, X., Yang, L., & Li Y. (2018). Anerobic digestion of food waste – challenges and opportunities. Biores Technol. 247: 1047-1058

Zábranská, J., Stepová, J., Wachtl, R., Jenícek, P., & Dohányos, M. (2000). The activity of anaerobic biomass in thermophilic and mesophilic digesters at different loading rates. Water. Sci. Technol. 2000;42:49–56.

Zhang, L., & Jahng, D. (2012). Long-term anaerobic digestion of food waste stabilized by trace element. Waste Manage. 32(8):1509-1515.

Yu, Y., Lee, C., Kim, J., & Hwang, S. (2005). Group specific primers and probes sets to detect methanogenic communities uning quantitative real time polymerase chain reaction. Biotechnol. Bioeng. 89:670-679.

Avfall Sverige Utveckling 2019:11ISSN 1103-4092©Avfall Sverige AB

AdressTelefon

E-postHemsida

Baltzarsgatan 25, 211 36 Malmö040-35 66 00info@avfallsverige.sewww.avfallsverige.se

Avfall Sverige är kommunernas branschorganisation inom avfallshantering. Det är Avfall Sveriges medlemmar som ser till att

avfall tas om hand och återvinns i landets alla kommuner. Vi gör det på samhällets uppdrag: miljösäkert, hållbart och långsiktigt.

Vår vision är “Det finns inget avfall”. Vi verkar för att förebygga att avfall uppstår, att mer återanvänds och att det avfall som uppstår

återvinns och tas om hand på bästa sätt. Kommunen och deras bolag är ambassadör, katalysator och garant för denna omställning.