Rensekilden

5. Diskussion

5.1 Vurdering og diskussion af målemetoder, resultater og af anlæggets effekt
5.2 Vurdering  af elforbrug sammenlignet med andre lav- og højteknologiske anlæg

5.1 Vurdering og diskussion af målemetoder, resultater og af anlæggets effekt

Resultaternes anvendelighed

Ved at udtage prøver til analyse som stikprøver eller døgnproportionale stikprøver kan man evt. have ramt mange atypiske målinger og have undgået mange typiske målinger. Derfor kan det udfra de forskellige analyser og forsøg være svært at konkludere et signifikant resultat. Men da opholdstiden i anlægget er lang, er det forsvarligt udfra de forskellige resultater at postulere nogle tendenser, der kommer til udtryk ved en tolkning af resultaterne.

I 1991-93 og 1999 er de analyserede prøver udtaget som stikprøver. Dette må antages at være forsvarligt, da spildevandets opholdstid i Rensekilden er forholdsvis lang. Samtidig fungerer bundfældningstanken som en slags buffer, hvor spildevandet opholder sig i knap to døgn, hvorved der vil ske en opblanding af spildevandet. Derved formodes det, at øjebliksbelastninger undgår at blive registreret i måleresultaterne. Af figur C, bilag 3 fremgår, at indløbskoncentrationen af de forskellige parametre er forholdsvis konstant, hvad der indikerer at stikprøveudtagning er forsvarligt.

Ved statistisk at vurdere resultaterne ved tilstandskontrollen (bilag 2) kontrolleres, at udlederkravet for en given parameter overholdes i mindst 80% af tiden (DIFs anvisning 1981). Bruges transportkontrol til at vurdere resultaterne, er det gennemsnitsmængden pr. døgn, der kan accepteres i udløbsvandet (DIFs anvisning 1981). Ved stor standardafvigelse vil det normalt være reelt at bedømme resultaterne efter at have fjernet det største og mindste måleresultat og derved gøre afvigelsen mindre. Det følgende er diskuteret udfra de resultater, der foreligger og med en formodning om, at de viser en sand tendens for Rensekildens effektivitet.

Hvis planternes vækstperiode antages at ligge fra og med april til og med oktobermåned ses af måledatoerne, at der er udført lige mange målinger i planternes vækstperiode som udenfor nemlig 26 i hver periode. I månederne fra og med april til og med oktobermåned ligger vandtemperaturen i udløbsvandet på nær den 29.10.94, hvor vandtemperaturen er 7.3ºC, over 8ºC (figur A.7og B.9, bilag 3). Af temperaturmålingerne udført i den første tid af anlæggets drift ses, at indløbstemperaturen på nær i to tilfælde (06.92 og 09.92) er højere end temperaturen i udløbsvandet (figur A.7, bilag 3). Altså vil renseprocesserne i vækstperioden have foregået ved vandtemperaturer over 8ºC. Det betyder, at halvdelen af analyserne er udført, når anlægget må formodes at have den største mikrobielle aktivitet, og når alger og planter udnytter flest næringsstoffer til vækst.

Rensekildens belastning

Rensekildens brugere er miljøbevidste og sparer meget på vandet. En del af reduktionen i vandforbruget skyldes, at størstedelen af beboerne ikke vasker tøj i boligen; men i et fællesvaskeri, der ikke leder spildevand til Rensekilden. Samtidig har nogle beboere valgt at benytte komposttoiletter og urinseparerende toiletter. Derved reduceres boligens vandforbrug, og samtidig reduceres spildevandets indhold af organisk stof og næringsstoffer (tabel 5.1 og tabel 5.2). Rensekildens pumpe har en pumpehyppighed, der indikerer, at hver person tilleder 70 l spildevand pr. døgn til Rensekilden.

Tabel 5.1 Husspildevandets fordeling

Tabel 5.1 Tabel over husspildevandets fordeling hos gennemsnitspersonen.

(Byggforskningen, 1967 citeret i Winther et al. 1998; *efter Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 1 1999)

Målinger fra 1999 viser, at det spildevand, der tilledes Rensekilden, indeholder en mindre mængde stoffer end landets gennemsnitlige spildevand efter bundfældningstanken (tabel 5.3). Tilledningen af organisk stof og fosfor udgør ca.1/3 af normalmængden. Rensekildens kvælstoftilledning er ca. 40% af gennemsnitlig spildevand. En del af den reducerede tilledning af stoffer i tilløbsvandet til Rensekilden skyldes, at beboerne udviser en fornuftig husholdning i henhold til bilag 6. Den nedsatte mængde af organisk stof målt som BOD-5 i tilløbsvandet til Rensekilden kan forklares ved, at beboerne udviser en fornuftige husholdning (bilag 6), som reducerer udledningen af organisk stof (BOD-5), samt at en del af beboerne (knap 13%) har komposttoiletter (tabel 5.2). Godt 44% af det organiske stof i husholdningen udledes via toilettet (tabel 5.1). Den nedsatte mængde af fosfor i spildevandet kan forklares ved, at den tøjvask, der foregår, stort set er ved brug af fosfatfrit vaskepulver, samt som nævnt fællesvaskeri uden tilløb til Rensekilden. Af tabel 5.1 fremgår det, at 34% af husspildevandets fosforindhold stammer fra vaskerum. Normalt bidrager toilettet med 75% af fosforindholdet (Miljøstyrelsen 1999) og 90% af kvælstofindholdet i husspildevand (tabel 5.1), dette medvirker også til at forklare det reducerede indhold af disse stoffer i Rensekildens tilløbsvand. Alligevel er spildevandet til Rensekilden ikke meget "tyndere" end gennemsnitsdanskerens spildevand, da spildevandstilledningen er ca. 50% af gennemsnitsdanskeren, som udleder ca. 150 liter spildevand pr. person pr. døgn (Miljøstyrelsen 1999).

Tabel 5.2 Økosamfundets beboelsesgrad og Rensekildens belastning.

Tabel 5.2 I starten af 1990'erne blev de første boliger bygget i Økosamfundet Dyssekilde. Tabellen viser antal beboere, boliger og Rensekildens belastning fra 1991 til 1999.

Belastning i personækvivalenter

Rensekilden har i anlæggets driftsperiode oplevet en stigning i belastningen, da indbyggertallet i Økosamfundet Dyssekilde er øget fra 26 beboere i 1991 til 78 beboere i 1997. Vandmængden, der gennemløber anlægget, er dermed steget fra ca. 2 til 6 m³ pr. døgn i perioden (tabel 5.2). Af tabel 5.3 ses den gennemsnitlige koncentration af indløbsvandet til Rensekilden. Omregnes denne til personækvivalenter (PE) fås for organisk stof (BOD-5) en spildevandstilledning svarende til 19 PE, for total-N svarende til 30PE og for total-P en spildevandstilledning svarende til 23 PE. Det betyder, at trods et personantal på 78 personer tilledes kun en belastning svarende til ca. 24 PE. Dette skyldes Økosamfundet Dyssekildes beboeres "fornuftige husholdning", miljøbevidste adfærd, brug af sorterende toiletter og afsidesliggende vaskeri.

Tabel 5.3 Mængden af indholdsstoffer i Rensekildensindløbsvand.

Tabel 5.3 Mængden af indholdstoffer i Rensekildens spildevand ved indløb mod normal spildevands indhold af forurenende stoffer.

* Fra Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 1 1999. **Jørgensen et al. 1992 vist i tabel 5.5. ***Fra resultatafsnit 4.4, figur 4.1.1 og 4.1.3.

Dimensionering

Rensekilden blev i første omgang dimensioneret til 60 PE. Det var fra begyndelsen planlagt til at blive udbygget til 250 PE; men er aldrig blevet det. Det senere etablerede store pileanlæg fungerer som en alternativ rute. Ved en effektiv udnyttelse af anlægget burde der være kapacitet til en fortsat stigning i belastningen.

Organisk stof

Anlægget har en god effektivitet med hensyn til at rense for organisk stof. Renseeffektiviteten er blevet forbedret over årene (Tabel 5.4). Der ses dog en tendens til øget udledning af organisk stof i 1997-98 (figur B.1, bilag 3). Det ser ud til, at rensningen for organisk stof i 1999 er forbedret efter, at den nye driftsform blev indført den 27.06.99 (Figur C.1, bilag 3).

Tabel 5.4 Renseeffektivitet

Tabel 5.4 Rensekildens renseeffektivitet (%) i de tre første driftsår (1991- 93) og efter otte års drift (1999).

Uopløst stof

Fjernelsen af suspenderet stof er ikke målt i de første tre år af anlæggets drift. Der ses en tendens til en øget udledning fra 1997 (figur B.2). Ved regnskyl kan der ske overfladeafstrømning af suspenderet stof. Men det er ikke muligt at bedømme om stor nedbørsmængde er årsagen til den øgede udledning. De to af de maksimale målte udløbskoncentrationer (08.96 og 11.97) ligger efter tømning af bundfældningstanken; medens målingerne af høj udløbskoncen-tration i maj og august 1998 ligger lige før tømning af bundfældningstanken (tabel 4.4). En stor fjernelse af suspenderet stof skulle ske mekanisk allerede i bundfældningstanken (tabel 5.5). En fuld bundfældningstank kan udlede større mængder uopløst stof, samtidig kan tømning af bundfældningstanken give anledning til øget udledning af suspenderet stof; men dette skulle ikke være tilfældet med den benyttede tømningsmetode, hvor tanken tømmes fuldstændigt. Det er ikke muligt umiddelbart at konkludere årsagen til de store udledninger af suspenderet stof i de seneste år, bortset fra at Rensekildens dimensionering må være nået med den benyttede driftsform. Den nye driftsform indført i juni 1999 har formodentlig ændret dette; men indholdet af suspenderet stof i udløbsvandet er ikke bedømt i 1999.

Tabel 5.5 Tabellen viser, hvor stor en del af spildevandets forskellige parametre, der normalt fjernes i bundfældningstanke.

(Jørgensen et al. 1992)

Ilt

Hvis mængden af ilt i det rensede spildevand sammenlignes med mængden af organisk stof ses en god korrelation, idet en lav iltkoncentration medfører en øget udledning af organisk stof (figur A.2, A.1, B.3 og B.1, bilag 3).

Vandet iltes via vandtrappen

Iltmætningsprocenten er klart forbedret fra målingerne i 1993 til målingerne i 1994 (figur A.3 og B.4, bilag 3). I begyndelsen af anlæggets drift var vandtrappen blot en sort plastikdug lagt på jorden. I september 1993 blev vandtrappen med Virbela strømskåle (Flowforms) etableret, og der ses i målingerne fra 1994 en øgning i udløbsvandets iltkoncentration (figur B.4, bilag 3). Strømskålene er udformet, så de tillader vandet at strømme i en 8-tals bevægelse, og derved løber vandet over et stort overfladeareal. Det betyder, at det areal vandet gennemløb i den første vandtrappe var mindre end efter etableringen af de fem Virbela strømskåle, og kontakttiden med atmosfærens ilt er derfor øget efter 09.93.

Betydning af vandtrappens placering

Den øgede iltning af vandet har dog næppe betydning for rensningen af spildevandet, da vandtrappen er placeret på et sent stadie i renseprocessen. Til gengæld kan man nærmest sige tværtimod, da iltningen af spildevandet foregår lige inden det overdækkede bassin, hvor man forventer, at denitrifikationen skal finde sted under iltfrie forhold. Der er dog set en øget kvælstoffjernelse evt. ved denitrifikation i anden måleperiode (1994-99) i forhold til i første måleperiode (1991-93), så de iltfrie forhold i det overdækkede bassin må formodes at være tilstede i et vist omfang. Dog kan den øgede iltning af vandet i vandtrappen have betydning for, at amtets krav mht. et iltindhold over 60% i udledningsvandet overholdes (tabel B, bilag 2). Hvis det var fysisk muligt ville det være en fordel at flytte vandtrappen til efter pileanlæggene for at bibeholde en høj iltning af udløbsvandet; men det tillader topografien ikke, hvis det naturlige fald skal opretholdes.

Kvælstofomsætning

Af figur 4.3 fremgår, at fjernelsen af kvælstof varierer over året og er størst i sommerhalvåret. Rensekildens renseeffekt er altså årstidsbetinget, hvad der indikerer, at kvælstoffjernelsen skyldes nitri- og denitrifikation, som er temperaturafhængige processer. I begyndelsen af anlæggets driftsperiode er der en meget effektiv nitrifikation, og i over halvdelen af målingerne overholdes det senere givne udlederkrav for ammonium-ammoniak-N (figur A.4-5, bilag 3). Desværre er der ikke målt på ammoniak-N igen før i august 1996, hvor udlederkravet overskrides. Der ses dog en effektiv nitrifikation i sommermånederne (figur B.6, bilag 3). I sommerperioden er temperaturen højst sandsynlig medvirkende til, at nitri- og denitrifikationen forløber. Der ses en øget omsætning af kvælstof ved vandtemperaturer over 10ºC (figur A.4-5, figur B.5-7, figur A.7 og figur B.9, bilag 3) . Dette må siges, at være som forventet, da nitrifikationsprocessen er nedsat udenfor temperatur-intervallet 10-40ºC, og processen er lavere ved jo lavere en temperatur (Henze et al.1992).

Konkurrence mellem mikroorganismer

Årsagen til den øgede udledning af ammoniak-N kan skyldes, at de nitrificerende bakterier ved stor koncentration af organisk stof skal konkurrere om ilten med de bakterier, der nedbryder det organiske stof (Hiley 1995). Pilotforsøg har vist, at nitrifikationen forøgedes med koncentrationsfaldet af organisk stof, og at en umættet zone øgede nitrifikationen med 25-30% (White 1995). Rensekildens trin med vertikalt gennemstrømmede bassiner med stødvis belastning (umættede perioder) må siges at have netop denne funktion, da de to trin gør det muligt at fjerne en stor del organisk stof i 10 m² bassinerne (figur 2.2 nr.6), hvorefter de nitrificerende bakterier får mindre konkurrence i 7 m² bassinerne (figur 2.2 nr.7), hvad der skulle give gode muligheder for nitrifikation. Rensekildens belastning er øget med 27 personer fra 1993 til 1996, og grundet den øgede spildevandsmængde formår de nitrificerende bakterier måske ikke at nitrificere al den tilledte og frigjorte ammoniak-N i konkurrence med de mikroorganismer, der nedbryder organisk stof.

Ændret driftsform

Den ændrede drift af Rensekilden fra 06.99, hvor de vertikalt gennemstrøm-mede bassiners belastning ændredes fra to døgns belastning med den halve spildevandsmængden efterfulgt af fire hviledøgn til en vedvarende belastning af alle bassiner med en sjettedel af spildevandsmængden, har nedsat konkurrencen mellem mikroorganismerne. Dette øger nitrifikationen. Samtidig er der organisk stof og iltfrie forhold tilstede, der muliggør denitrifikation allerede i de øverste bassiner (figur 2.2 nr.6-7, figur C.2, bilag 3)

Surhedsgradens påvirkning af kvælstofomsætningen

En anden faktor, der har indflydelse på nitrifikationsprocessen er pH-værdien. Den optimale nitrifikation forløber ved pH mellem 8 og 9 (Henze et al.1992). pH-værdien kan være lavere i substratet end i vandfasen; men udfra måleresultaternes udløbsværdier for pH er det svært at konkludere surhedsgradens indflydelse på nitrifikationen. Selve nitrifikationsprocessen er dog med til at nedsætte pH-værdien.

Kvælstoffjernelse

Kvælstoffjernelsen (denitrifikation og planteoptag) forløber ringe i anlæggets første driftsperiode og frem til 04.93 (figur A.5, bilag 3). Herefter er der et års pause i målingerne; men også fra 04.94 og fremefter ser der ud til at ske en effektiv kvælstoffjernelse i sommerperioden (figur B.7 og B.5, bilag 3). I de første år af anlæggets drift var planterne i anlægget ikke ordentlig etableret, en del af anlæggets nitratfjernelse efter 04.93 kan altså skyldes planteoptag såvel som denitrifikation. I 1995 blev denitrifikationsbassinet, dvs., det horisontalt gennemstrømmede anlæg overdækket (figur 2.2 nr.11). Dette skulle øge temperaturen og dermed denitrifikationsprocesserne. Overdækningens virkning kan dog ikke ses af måleresultaterne. Resultaterne for total-N-udledningen i perioden 1994-99 viser en øget kvælstoffjernelse i anlægget (tabel B-C, bilag 2, tabel 5.4). Dette er sammenfaldende med øget organisk stoftilførsel, som kan medføre mulighed for øget denitrifikation. Af figur 4.1.3 fremgår, at den gennemsnitlige kvælstoffjernelse er bedre, når spildevandet løber via det store pileanlæg end via vandtrappen og det lille pileanlæg. Det kan skyldes, at spildevandet i vandtrappen afkøles, og de temperaturafhængige nitri- og denitrifikationsprocesser hæmmes. Samtidig iltes vandet via vandtrappen. Der kan også være mere organisk stof tilstede i det store pileanlæg, grundet ned- og henfaldne blade fra pilebevoksningen i det 300 m² store bassin i forhold til ruten via vandtrappen på ca. 80 m².

Fosforfjernelse

Der må forventes en lille fosforfjernelse ved planteoptag (ca.1%). Rensekilden vil ikke have mange fosfor-akkumulerende organismer, da der altid er enten ilt eller nitrat tilstede, og fosforfjernelse sker derfor ikke via disse. Den største fosforfjernelse sker ved binding til jordpartikler; men kun indtil alle jordpartikler i anlægget er mættede. Dette ser ud til at ske allerede i den første forsøgsperiode (figur A.6, tabel 5.4)(Boisen 1995). I anden måleperiode er udledningen af fosfor nogenlunde konstant, med en svag stigning stort set svarende til stigningen i personækvivalentbelastningen af Rensekilden (figur B.8 og 4.2, tabel 5.2). Af 1999-resultaterne fremgår det, at der er en bedre fosforfjernelse via det store pileanlæg end via vandtrappen og det lille pileanlæg. Indtil 1999 har det store pileanlæg ikke været benyttet i samme grad som den alternative rute. Fra 1999 er begge ruter ens belastet. Bassinmaterialet i det overdækkede bassin, filterrenden og det lille pileanlæg (figur 2.2 nr.11-13) består af henholdsvis 2-4 mm, 2-5 mm og 0.8 mm grus, der højst sandsynligt ikke er disponeret for binding af fosfor. Det store pilebassin er fyldt med lerholdigt jordmedium, der højst sandsynligt endnu ikke er fosformættet.

Tabel 5.6 Indholdet i menneskets urin- og fækalieudskillelse

Tabel 5.6 Tabellen viser udvalgte parametre af menneskets udskilsstoffer. Mængden varierer fra individ til individ alt efter fødeindtag.

(Strid 1990, Sundberg 1995, Winther et al. 1978 ).

Urinfjernelsesforsøget

Der ses en mindre udledning af fosfor i maj og august 1995, altså lige efter urinfjernelsesforsøget (figur B.8). Her er den udledte total-kvælstofmængde også lav (figur B.5). Måske har en del af de anonyme deltagere valgt at fortsætte urinseparationsforsøget i sommerperioden. Toilettet og specielt urinen bidrager med størstedelen af husholdningsspildevandets indhold af fosfor og kvælstof (tabel 5.1 og 5.6). Det store indhold af NPK (kvælstof, fosfor og kalium) i urin gør urinen til et effektivt NPK-gødningsmiddel. Dette har beboerne måske ønsket at benytte, nu de havde fået vanen med at "tisse ved siden af".

Fosforfældningsforsøg

Forsøgene med fosforfældning i efteråret 1996 (Bilag 4) viser, at tilsætningen af calciumhydroxid og jernklorid nedsætter fosforkoncentrationen og øger kvælstofkoncentrationen. Ved tilsætning af jernklorid alene nedsættes fosforkoncentrationen ikke. Tilsætning af calciumhydroxid nedsætter fosformængden. Et fosforfilter af kalk, sphagnum, jern og ler binder effektivt fosfor og nedsætter kvælstofmængden i et døgn. Det må siges, at den helt store effekt ikke er påviselig i forhold til den tilsatte mængde på 4 kg calciumhydroxid til 5 m³ vand. Målingerne foretaget af Steins Laboratorium i august, oktober og november 1996 viser dog et fald i den udledte mængde fosfor fra Rensekilden; men der er stadigvæk lang vej ned til udlederkravet på 1.5 mg total-P/l (figur B.8).

Leca som fosforbindingsmiddel

Forsøg i Norge har vist, at et rensetrin med et Leca-fyldt bassin effektivt binder fosfor. Efter tre år fjernedes stadig 85% fosfor i Leca-filteret (Mæhlum et al. 1995). Leca (0-4 mm) har en P-adsorberende kapacitet, der ligger over 4 kg/m³ (Jenssen et al.1991), dette gælder dog ikke for alle typer Leca. Det var måske værd at tilføje et sidste trin med en Leca-fyldt tønde ved Rense-kilden. Hvis adgangen til tønden gøres nem kan Leca-materialet hurtigt udskiftes, og det fosforberigede Leca evt. benyttes til potteplantedyrkning eller lignende afhængig af biotilgængeligheden af fosfor. I hvert fald burde det ikke skade, og Leca anvendes ofte i forbindelse med potteplantedyrkning, da det har en stor vandholdningskapacitet. Hans Brix har tidligere foreslået noget tilsvarende (Personlig kommunikation fra Brix til Økosamfundet Dyssekilde).

Tømning af bundfældningstank

Der ses ikke en éntydig påvirkning af renseanlæggets effektivitet i forhold til tømninger af bundfældningstankene. De fleste målinger på anlæggets udløbsvand sker et godt stykke tid før og efter tømning (tabel 4.4). I 1996 er der den 28.08 analyseret på anlægget dagen efter tømning af tanken den 27.08, og der ses øget udledning af suspenderet stof. Man burde forvente den modsatte effekt, da en stor del af det uopløste stof fjernes mekanisk, og der efter tømning af tanken burde være plads i denne. Slamsugeren tømmer bundfældningstankene fuldstændigt. Dømt udfra bundfældningstankenes volumen burde det tage ca. to dage fra tømning af tanken, til der igen er tilført så meget spildevand, at dette løber fra tanken og videre ud i Rensekilden. Normalt går der ca. tre uger fra tømning af bundfældningstanke til de igen er stabiliseret. Den lange opholdstid af spildevandet i Rensekilden nedsætter bundfældningstankenenes påvirkning af renseeffektiviteten. Den øgede udledning af uopløst stof den 28.08.96 må skyldes afstrømning via overfladen.

Påvirkning fra nedbør

Med hensyn til nedbørsmængdens påvirkning af resultaterne er det svært at se en tendens. Kun i årene 1996 og 1997 ligger nedbørsmængden under årsgennemsnittet på 581 mm (Oplyst af Danmarks Meteorologiske Institut, Frich et al. 1997). Den årlige gennemsnitsnedbør på 581 mm svarer til, at der falder 581 liter nedbør pr. m² på Rensekilden. Rensekildens bebyggede areal er ca. 465 m², eller ca. 340 m², hvis det overdækkede bassin ikke medtages. Det betyder, at nedbørsmængden på anlægget udgør 200 m³/år. Tagrørsbevoksninger fordamper ca. 1500 liter vand/m²/år (Løgstrup 1996), pilebevoksninger fordamper ca. 1200 liter vand/m²/år (Gregersen, 1997), græsbevoksninger ca. 340 liter vand/m²/år (Laughton et al. 1990 citeret af Boisen 1995). Hvis det antages, at Rensekildens beplantning fordeler sig med 110 m² tagrør, 331.5 m² pil og 18 m² græs fordampes 569 m³/år. Dette betyder, at nedbørs-mængdens effekt på anlæggets renseeffekt kan negliseres. Men der kan selvfølgelig i perioder med megen nedbør og koldt vejr ske en fortynding af det udledte spildevand. I planternes vækstperiode vil Rensekildens beplantning medføre, at der sker en koncentrering af det tilledte spildevand. Dette kan øge mikroorganismernes omsætningsrate, da det øger koncentrationen af næringsstoffer.

I 1998-99 er der faldet en del mere nedbør end normalt, kun i få måneder (maj og november i 1998; april, juli, oktober og november i 1999) ligger nedbørsmængden under den gennemsnitlige månedlige nedbørsmængde målt over en trediveårig periode (tabel 4.5, og oplyst af Danmarks Meteorologiske Institut). Men også i de første år af Rensekildens drift er der faldet mere nedbør end normalt (Oplyst af Danmarks Meteorologiske Institut). Rensningen i de tørre år 1996-97 har været forholdsvis god (figur B, bilag 3). Dette kan evt. forklares ved, at en øget koncentration af næringsstoffer kan øge mikroorganismers omsætning. I juli og august 1997 var der en ca. to måneders periode med hedebølge og daglige lufttemperaturer på ca. 30ºC, også øget temperatur øger mikroorganismernes stofomsætning.

Floraens betydning for renseeffekten

Floraens betydning for spildevandsbehandling er hovedsagelig de fysiske påvirkninger fra planterne. De stabiliserer bassinoverfladen og forhindrer erosion, de har en filtrerende effekt og forhindrer tilstopning, de medfører et stort overfladeareal for den tilknyttede mikrobielle vækst, og de isolerer mod temperaturudsving. Derudover optager de næringssalt og afgiver en smule ilt til rodzonen. Også dyrelivet påvirkes i en positiv retning, da planterne skaber et passende habitat for insekter, fugle og anden småfauna (Brix 1994). Undersøgelse af danske rodzoneanlæg har vist, at vegetationstypen ikke har betydning for anlæggets renseeffekt og udløbskoncentrationer; men dog har bevoksning betydning for sedimentationsforholdene i anlægget (Schierup et al. 1990). Det vil sige, at Rensekildens oprindelige planlagte naturlige flora kunne have optaget ligeså mange næringsstoffer som de senere plantede tagrør. Tagrørenes fordel er, at fordampningen er god, de kan tåle det næringsrige spildevand og rødderne stikker forholdsvist dybt og medvirker derved til gennemtrængning af sedimentet. Tagrør kan medføre en fordampning på 1.5-1.8 m³/m²/år (Løgstrup 1996). En græsbevoksning 0.34 m³/m²/år (Laughton et al. 1990 citeret af Boisen 1995). Derfor vil tagrørsbeplantningen højst sandsynlig give en større fordampning fra Rensekilden medførende en mere koncentreret spildevandsudledning.

Planternes formodede optag i pileanlægget

Pil har normal vækst ved pH mellem 5.5 og 7. Næringsstofbehovet varierer med jordtypen og biomasseproduktion og ligger for kvælstof på mellem 90-150 kg/ha/år, for fosfor på 15-30 kg/ha/år og for kalium på 45-80 kg/ha/år (Al Seadi og Kiel 1997). I Forskningscentret for Skov & Landskabs Videnblad nr. 7.8-1 (Videnblad 1992) angives, at høj pileproduktion kræver 100 kg kvælstof, 30 kg fosfor og 80 kg kalium pr. ha pr år. Det betyder, at Rensekildens store pileanlæg på 300 m² kræver 3.0 kg kvælstof/år, 0.9 kg fosfor/år og 2.4 kg kalium/år. Dette svarer til, at piletræerne i pileanlægget optager kvælstof fra 0.6 PE og fosfor fra 1 PE.

Fauna i Rensekilden

Det er ikke overraskende at finde Tubifex i Rensekilden, da denne børsteorm er forureningsdominerende. At den findes i sandfangsbrønden indikerer, at spildevandet stadig er forurenet på dette stadie, hvor der er enten det store pileanlæg eller det overdækkede bassin, filterrenden og det lille pileanlæg tilbage (figur 4.1). Det ville have været forventeligt også at se Chironomus larver i Rensekilden; men fraværet eller det lille antal indikerer, at der ikke er åbne tilgængelige vandoverflader. Dette stemmer med, at det eneste sted, dette skulle kunne forekomme, er i det overdækkede bassin.

Hygiejne

Den coliforme gruppe af bakterier er brugbare som indikatorer for patogener, da de er almindeligt forekommende i tarmkanalen hos mennesker. Når de udskilles til vandmiljøet, dør de coliforme organismer med tiden; men ikke ved en hurtigere dødsrate end de fleste patogene organismer. Patogener og coliforme organismer har en tilsvarende adfærd ved rensningsprocesser. Ved fund af coliforme bakterier i udløbsvandet indikeres en fortsat fækal forurening, hvor patogener kan være tilstede. Der udledes en del termotolerante coliforme bakterier fra Rensekilden, og renseeffektiviteten svinger fra 81-100% (tabel 4.2). Dog viser langt de fleste målinger en reduktion på mellem 99.90-100%. Fire analyser på spildevandet fra lille pileanlæg viser en lavere renseeffekt; nemlig den 12.01.99, den 29.03.99, den 07.06.99 og den 02.12.99 der har en renseeffektivitet på henholdsvis 80.59%, 99.29%, 99.79% og 99.00%. I udløb store pileanlæg er der kun den 04.05.99 fundet en renseeffekt under 99.90%, denne dag fandtes en reduktion på 97,96%.

Ikke bevis på sygdom

Generelt lever fjernelsen af bakterier i Rensekilden op til øvrige rensningsmetoders bakteriereduktion, der ved rensning udover mekanisk-biologisk rensning har en renseeffekt på 99-99.9 % (Winther et al. 1998). Der er ikke bevisligt opstået sygdomstilfælde grundet Rensekilden. Mikroorganismer kan dog via aerosoler spredes i luften i en radius af £ 3 km. De bedste overlevelsesmuligheder er i fugtigt, overskyet vejr og om natten, da indtørring og UV-stråling medfører hurtig hendøen, ligesom øget temperatur giver en øget dødelighed (VKI 1981 citeret i Nørremark 1990). Ligeledes er der fundet luftbårne vira i aerosoler fra renseanlæg (Pfirrmann og Bossche 1994).

De tilfælde, hvor renseeffekten er under 99% kan skyldes overfladeafstrøm-ning. Jo længere opholdstid og dermed kontakt med bassinmedium, des større dødelighed. Også udskillelse af rodeksudanter fra Rensekildens beplantning vil medføre en øget dødelighed af patogener med tiden (Kopp 1983). Den nedsatte renseeffekt for indikatorer kan også skyldes, at fugle har klattet i anlægget og dermed tilsat coliforme bakterier via fugleklatterne.

Rensekildens recipient påvirkning.

Rensekildens udledte vand indeholder forholdsvist meget fosfor og kvælstof. I fjordmundingen kan både fosfor og kvælstoftilledningen have betydning for opblomstring af alger, hvorimod det længere ude i havet vil være kvælstoftilledningen, der har betydning for opblomstring af alger. Dette skyldes, at forholdet mellem kvælstof og fosfor falder fra vandløb -> fjord -> hav, da kvælstof afledes til atmosfæren og vandets kvælstofkoncentration derved falder.

Udløbsvandet fra Rensekilden løb indtil midten af 1999 via Kikhavnrenden, der er en kanal, der også modtager drænvand fra de marker, der ligger op til kanalen, samt spildevand fra et sommerhusområde på knap 1000 huse og evt. fra enkeltejendomme, der ikke er tilsluttet offentlig kloak. Den beregnede belastning fra Rensekilden udgør for total-fosfor ca. 5% og for total-kvælstof ca. 1% af totalbelastningen af Nødebo Huse vandløb. Derfor formodes Rensekildens udledninger ikke alene at medføre de helt store påvirkninger af recipienten. Alligevel har Økosamfundet Dyssekilde valgt at nedsive det rensede spildevand, da de derved undgår udgifter til akkrediterede laboratorium-analyser. Halsnæs halvøen, som Økosamfundet Dyssekilde ligger på har en lav grundvandsstand, så ved at nedsive spildevand i stedet for at udlede det til recipient, kan grundvandsstanden øges. Grundvandsbidraget er dog begrænset, da der løber ca. 2000 m³ vand pr. år til Rensekilden.

Nedsivning af nitrat

Til gengæld er der risiko for nedsivning af nitrat til grundvandet. Der udledes en del ammonium-kvælstof og nitrat-kvælstof fra Rensekilden. Men kun lidt organisk stof. Der er mulighed for, at denitrifikation vil være ringe i nedsivningsanlægget, og dermed nedsives nitrat.

Renseeffektivitet

Renseeffektiviteten gennem anlægget i 1999 er for BOD-5 på 97%, total-kvælstof på godt 60% og total-fosfor på 23 eller 79% afhængig af ruten gennem anlægget (tabel 5.4). Der er benyttet ca. 7-16 m²/PE (165-390 m²/24 PE afhængig af ruten via Rensekilden). En undersøgelse af 12 danske "grønne" renseanlæg ("constructed Wetlands") viste, at for at opnå en 50% reduktion af total-N og total-P skal der bruges >10m²/PE (Brix og Schierup 1989). Reduktionen af patogener i Rensekilden sker med en faktor 10-10⁷, oftest ~ 78 % af målingerne er den >10³ som det også ses i rodzoneanlæg (Jacobsen og Nielsen 1990).

5.2 Vurdering af elforbrug sammenlignet med andre lav- og højteknologiske anlæg

Hundested Centralrense-anlæg kontra Rensekilden

Rensekildens elforbrug ligger gennemsnitligt på 0.16 kWh/m³ eller 4.04 kWh/PE/år (tabel 5.7) med en udledning for total-P over udlederkravet; men med en udledning for organisk stof under udlederkravet og for total-N lige omkring udlederkavet (lempet krav på 21mgN/l). Hundested Centralrenseanlæg, som beboerne i Økosamfundet Dyssekilde skulle lede spildevand til, hvis de ikke havde Rensekilden, bruger ca. 0.78 kWh/m³ eller 45.57 kWh/PE/år. Anlægget opfylder formodentlig kravene i vandmiljøplanen med en udledning for organisk stof under 15 mg BOD-5/l, total-N på under 8 mg total-N/l og total-P under 1.5 mg total-P/l.

Elforbrug lavere i Rensekilden

De konventionelle eller højteknologiske renseanlæg modtager overfladevand, hvad der betyder, at en betydeligt større mængde vand skal pumpes gennem de konventionelle renseanlæg i forhold til de lavteknologiske, hvor overfladevand sjældent ledes til renseanlæg. Dette betyder også, at de højteknologiske anlæg udleder mere fortyndet spildevand end Rensekilden. Derudover fungerer de konventionelle anlæg med mange elforbrugende hjælpemidler. Hvorimod de lavteknologiske anlæg benytter så lidt teknik som overhovedet muligt. Det er derfor forventeligt, at Rensekilden har et lavt elforbrug; der dog er højt i forhold til andre lavteknologiske anlægstyper, såsom rodzoneanlæg og det polske anlæg i Sobiechy, der intet elforbrug har (tabel 5.7). De konventionelle anlæg har også et elforbrug på kloakledningsnettet, da spildevandet pumpes over lange strækninger ind til renseanlægget fra oplandet. Dette elforbrug undgår Rensekilden, da boligerne er placeret, så spildevandet løber naturligt ned i bundfældningstanken. For Hundested Centralrenseanlægs 33 pumpestationer er elforbruget 4.25 kWh/PE eller 0.09 kWh/m³. Hvis Rensekildens pumpedrift sammenlignes med ledningsnettets pumpedrift, ses at Rensekildens pumpe bruger dobbelt så meget el pr. m³ end ledningsnettets pumper. Rensekildens pumpe skal kunne pumpe de 6 m³ spildevand/døgn gennem en 135 m lang ledning med en diameter på 110mm og løfte vandet ca. 10 meter op. Dette betyder, at elforbruget ikke kan sænkes. Desmi-pumper i Odense oplyser, at en pumpe, der skal kunne klare dette, bruger 0.2 kWh/m³ (Personlig kommunikation).

Tabel 5.7 Renseeffektivitet og elforbrug

Tabel 5.7 Renseeffektiviteten (%) og elforbruget for forskellige typer renseanlæg. Alle de højteknologiske anlæg opfylder generelt udlederkravene. Rensekilden opfylder udlederkravet for organisk stof og kvælstof (total-N).

• kWh pr. PE er for Rensekilden kWh pr. person, for øvrige anlæg kWh pr. personækvivalent (PE).

1. Renseeffektivitet er 1999-tal, elforbruget er et gennemsnitstal for årene 1993-98.
2. Gennemsnitsværdierne (*n=30,**n=10) for elforbruget på de højteknologiske renseanlæg er baseret på tal fra 1994-1998, og er fundet i tilfældig udvalgte kommuners grønne regnskaber eller pr. telefonkontakt. ***Elforbruget på kloakledningsnettet er ikke medtaget. Gennemsnitsværdierne for renseeffektivitet er oplyst af Danmarks Statistik for 1996.
3. Værdierne for Hundested Centralrenseanlæg er 1999-tal. Værdierne for Hundested Centralrenseanlægs 33 pumpestationer gælder for 1998.
4. (Kowalik og Obarska-Pempkowiak 1998).
5. (Brix 1998).

Renseeffektivitetens afhængighed af elforbrug

Sammenlignes renseeffektiviteten for organisk stof, kvælstof og fosfor med elforbruget ses, at øget elforbrug ikke nødvendigvis øger renseeffektiviteten (tabel 5.7). Størstedelen af fosforen fældes kemisk i de højteknologiske anlæg. At Rensekilden trods den forholdsvis gode renseeffektivitet ikke altid lever op til udlederkravene, skyldes en nedsat renseeffekt om vinteren, og at anlæggets bassinmateriale ikke tilbageholder fosfor. En driftsoptimering af Rensekilden kan måske forbedre effektiviteten. Renseanlægget i Sobiechy i det nordøstlige Polen består af en to-kammer bundfældningstank, efterfulgt af et horisontalt gennemstrømmet bassin på 448 m² og to parallelle vertikalt gennemstrøm-mede bassiner på 44 m² tilplantet med tagrør Phragmites australis. Anlægget er belastet med 48 PE, og ved naturligt fald løber der gennemsnitligt 7.6 m³ vand gennem anlægget pr. døgn. Efter 10 måneders drift var renseeffektiviteten 94% for BOD-5, 66% for total-N og 74% for total-P (Ciupa 1995). Det ses af tabel 5.7, at renseeffektiviteten for fosfor er faldet betragteligt i løbet af de første 4 års drift. Renseeffektiviteten for organisk stof og kvælstof tilsvarer Rensekildens renseeffekt. Rensningen i Sobiechy-anlægget foregår uden brug af elektricitet, og for Rensekilden gælder, at energiforbruget ikke har direkte betydning for renseeffekten, hvis topografien omkring Økosamfundet Dyssekilde tillod en placering af Rensekilden i forhold til bebyggelsen, så spildevandet naturligt kunne løbe fra boligerne til bundfældningstanken og videre til Rensekilden som i tilfældet i Sobiechy, ville energiforbruget falde bort, samtidig med at renseeffektiviteten kunne opretholdes.