|
Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning nr. 14, 2001 Vurdering af muligheder og begrænsninger for recirkulering af næringsstoffer fra by til landIndholdForordFormålet med dette arbejde har været at vurdere muligheder og begrænsninger for recirkulering af næringsstoffer fra by til land. Undersøgelsen er finansieret af Miljøstyrelsen under aktionsplanen til fremme af økologisk byfornyelse og spildevands rensning. Udover denne rapport er der blevet udarbejdet en rapport med titlen "Mikrobiologisk undersøgelser af lagret urin fra separationstoiletter" forfattet af Anders Dalsgaard og Inge Tarnow. Følgende har undervejs rådgivet projektet: Mogens Kaasgaard, Miljøstyrelsen Vi skylder dem mange tak for den tid og omtanke vi har nydt godt af fra vores rådgivere. Desuden vil vi takke vore kolleger Anders Dalsgaard og Inge Tarnow, Institut for Veterinær Mikrobiologi, KVL, for væsentlige bidrag og diskussioner under projektets gennemførelse. Forfattere af afsnit og kapitler i rapporten er:
Rapporten bedes citeret som følger: Wrisberg S.; Eilersen A. M., Nielsen S.B., Clemmesen K., Henze M. og Magid J. (2001) Vurdering af muligheder og begrænsninger for recirkulering af næringsstoffer fra husholdninger fra by til land.Miljøprojekt/ Aktionsplanen for økologisk omstilling og spildevandsrensning. Miljøstyrelsen. Sammenfattende artikelNye håndteringssystemer for spildevand og organisk affald. I projektet er 14 systemer til håndtering af spildevand og organisk køkkenaffald beskrevet og vurderet. Der er udviklet en metode til udvælgelse af systemer for boligområderne i en by. Metoden er afprøvet på Hillerød by, hvor der blev valgt 4 håndteringssystemer. Ved at anvende de 4 systemer i Hillerød i stedet for det eksisterende system kan der opnås en energigevinst svarende til det årlige energiforbrug i næsten 900 hustande. De indsamlede næringsstoffer kan dække gødningsforbruget på 451 hektar landbrugsjord. Den årlige udgift til de nye systemer er blot 17 % større end udgiften til det eksisterende system. Fra spildevand til gødning For 100 år siden blev latrin fra byerne indsamlet og solgt til landbruget, hvilket de
bynære landbrugs drift var baseret på. I begyndelsen af 1900 tallet blev der etableret
kloaksystemer og installeret vandskyllende toiletter. Næringsstofferne fra byen blev ledt
ud i de indre danske farvande, hvorved kredsløbet mellem by og land blev brudt. For at
undgå uhygiejnisk forhold på strandene og forringelse af badevandet blev kloakudløbene
forlænget. I løbet af 1960erne viste det sig at udledningerne havde konsekvenser for
havmiljøet, og der blev etableret renseanlæg der ad flere omgange er blevet udbygget.
Rensning af spildevand medfører at der bliver produceret store mængder slam. Kravene til
indeholdet af miljøfremmede stoffer i slam er de senere år blevet skærpet. De skærpede
krav har medført, at en mindre del af slammet kan anvendes til jordbrugsformål. Beskrivelse af håndteringssystemerne. Ved beskrivelsen af de 14 systemløsninger i rapporten er der valgt kendte gennemprøvede teknologier. Sammensætninger af de enkelte teknologier er dog ikke i alle tilfælde afprøvet. Delløsningerne er valgt udfra en forudsætning om at projektmedarbejderne selv var villige til at leve med dem. Af de 14 systemer er 8 tilsluttet kloaksystem og renseanlæg, mens de resterende 6 fungerer uden tilslutning til konventionelt renseanlæg. Systemer med tilslutning til renseanlæg er opbygget med henblik på implementering i eksisterende byggeri. De resterende, der er mere pladskrævende, er beskrevet med henblik på nybyggeri. Hvert system er beskrevet kvantitativt med hensyn til økonomi, energiforbrug og den mængde næringsstoffer der kan recirkuleres. Derudover er 8 andre parametre beskrevet kvalitativt bl.a. driftsikkerhed, vedligeholdelse og robusthed. De 14 systemer er i en multikriterie vurdering vægtet i forhold til hinanden og vurderet i forhold til seks boligtyper. På baggrund af vægtningen og de enkelte boligtypers udendørs areal er der foretaget en anbefaling af systemer til de enkelte boligtyper. For at projektet kan anvendes generelt, er der i rapporten beskrevet en metode, til hvordan der kan vælges systemer til boligtyperne i en by. I det følgende er dette eksemplificeret med Hillerød. Valg af systemer til Hillerød Ved valg af håndteringssystemer for en given by skal der tages hensyn til de lokale forhold. For at kunne vælge håndteringssystemer skal boligmassen karakteriseres, affalds-mængden skal fastlægges og det skal kortlægges hvordan boligtyperne fordeler sig i den pågældende by. Det endelige systemvalg foretages på baggrund af boligtypernes karakteristika, og de vurderinger af håndteringssystemerne der er foretaget i rapporten. Metoden er her anvendt på Hillerød by med et indbyggertal på 26.818 personer. Hillerød blev opdelt i 9 boligområder, med hver deres sammensætning af boligtyper. Til hvert af disse områder blev valgt det håndteringssystem, der blev vurderet som det bedste i forhold til boligtypen. Der blev valgt fire håndteringssystemer til de ni boligområder. Systemerne blev optimeret i forhold til hinanden, ved at køkkenaffald der skulle have været centralt eller lokalt komposteret i de oprindelige systemer i stedet blev bioforgasset. I Hillerød er system 1 (se figur 1) valgt til boligområder der udelukkende består af boligtypen tæt bykerne. Dette system blev valgt, da der i tæt bykerne ikke er tilstrækkelig med plads til at implementere systemer med f.eks. opsamling af urin eller fækalier i tanke. Dertil kom at det ville være problematisk at få adgang med en tankbil til urin transport. System 2 blev valgt til boligområder sammensat af boligtyperne villaer, rækkehuse, lejligheder og tæt bykerne. I disse boligområder var der tilstrækkeligt med plads til tanke og til lokal anvendelse af køkkenaffald. Det blev dog valgt at anvende køkkenaffaldet i biogasanlægget, da biogaspotentialet i køkkenaffald er stort. Der blev ikke valgt opsamling af fækalier i tanke på grund af de forholdsvis mange etageejendomme i boligområdet. Opsamling af fækalier i tanke antages her at foregå ved brug af vakuumtoiletter, som på grund af støj vil være en gene i etageejendomme. System 3 er valgt til boligområder med boligtyperne rækkehuse og villaer. Opsamling af fækalier i tanke antages her ligeledes at foregå ved brug af vakuumtoiletter. Disse kan anvendes her, da der er tale om enfamiliehuse. System 4 er i Hillerød valgt til kolonihaver, da disse ikke er kloakeret. Kolonihaverne er den eneste boligtype hvor alle næringsstofferne kan anvendes på egen grund, da der her er et tilstrækkeligt stort areal. Generelt kan det konkluderes at jo tættere på bymidten man kommer des færre systemer er anvendelige, da der er mindre plads til opsamlingsteknologierne. Figur 1 Se her! Lidt dyrere men mere bæredygtigt håndteringssystem. For at kunne anskueliggøre konsekvenserne af systemvalget er de fire systemer, der er valgt til Hillerød by, blevet sammenlignet med et reference system. Som reference er valgt et system hvor det organiske køkkenaffald komposteres centralt og spildevandet ledes til et konventionelt renseanlæg. Referencesystemet repræsenterer et håndteringssystem der anvendes i flere byer i dag. De valgte systemer er sammenlignet med referencesystemet med hensyn til økonomi, energiforbrug og recirkuleringspotentiale pr. person /år. Af tabel 1 fremgår det, at der er en energigevinst ved de 4 valgte systemer, mens der er et energiforbrug i referencesystemet. System 4, der er valgt til kolonihaver, og system 1, der er valgt til tætbykerne, er lidt billigere end referencesystemet, mens system 2 og 3 er dyrere. Alle de fire valgte systemer er, med hensyn til recirkuleringspotentiale, mere effektive når man ser på kvælstof. Med hensyn til fosfor og kalium er der ikke de store forskelle. Tabel 1
I tabel 2 er referencesystemet sammenlignet med de 4 valgte systemer for Hillerød. Energiforbruget for referencesystemet svarer til et årligt elforbrug for 53 danske boliger. I de valgte systemer svarer den samlede energi gevinst, til det årlige elforbrug for 896 danske boliger. De årlige udgifter for de 4 valgte systemer vil dog blive 17% højere end for reference systemet. I referencesystemet kan der opsamles næringsstoffer, der kan dække gødningsforbruget på 152 hektar landbrugsjord, forudsat at slammet er rent nok. I de valgte systemer opsamles næringsstofferne som afgasset masse fra biogasanlæg, separat opsamlet urin og slam fra renseanlæg. De indsamlede næringsstoffer kan dække gødningsforbruget på 451 hektar landbrugsjord hvilket er 12 % af Hillerød kommunes landbrugsareal. Tabel 2
Det nuværende spildevandshåndteringssystem har sin udformning på baggrund af en række historiske årsager som beskrevet i indledningen. Kloaksystemet og senere renseanlæggene er blevet udbygget efterhånden som der opstod problemer med udledningen og der blev udviklet ny teknik. De investeringer der er foretaget skal afskrives men ved renovering og nybyggeri er det vigtigt at undersøge alternative muligheder. På længere sigt vil de nye håndteringssystemer være mere bæredygtige end den nuværende teknologi, da de i højere grad lever op til de målsom samfundet bør stille til spildevandhåndteringen. Ved at anvende den i rapporten beskrevne metode, er det muligt at vælge håndteringssystemer der øger recirkulering af organisk affald. Da metoden tager hensyn til hvilke boligtyper der er i de pågældende byer eller bydele, vil der ikke blive valgt ét enkelt håndteringssystem, men en række af systemer som kan fungere både sideløbende og sammen. Næringstofpotentiale og kvalitet af human urin I forbindelse med projektet blev der indsamlet urin, der er blevet undersøgt for en række mikrobiologiske parametre, næringsstoffer samt miljøfremmed stoffer. Urinen blev indsamlet fra 4 forskellige boligtyper, hvor der var installeret urinsorterende toiletter. Undersøgelsen viste at anvendelse af kildesorteret urin som gødning i landbruget kan ske på samme betingelser som for spildevandsslam. Figur 2 Summarising paperNew handling systems for domestic wastewater and organic waste. Abstract In this project 14 handling systems for domestic wastewater and organic kitchen waste has been described and evaluated. A method for choosing systems for different housing areas in a city has been developed. The method has been used for Hillerød city, where four handling systems where chosen. There are several advantages by using the four systems instead of the already existing sewer system. The energy surplus is the same as the energy consumption for 900 households, the nutrient collected with in the system is enough to fertilise 451 hectare of agricultural field. Even though the yearly costs are only 17 percent higher than in the existing system. Closing the loop. In the beginning of the last century, night soil from the cities where sold to the
farmers. The agriculture in the peri urban areas where often based on this kind of
fertiliser. The entry of the water closet and the sewers broke the circulation of nutrient
from the cities to the agricultural field. To prevent unhygienic conditions on the bathing
beach the waste water pipe was therefore extended. In the 1960`s it emerged that the
discharges was harmful for the marine environment and wastewater treatment plants were
build. However the wastewater treatment resulted in a huge sludge production. The
increased requirements for lower contents of environmental hazard compounds in sludge have
caused that less sludge can be used as fertiliser. Description of the handling systems. There were chosen well-known technologies in the description of the 14 systems in the report. Allthough the composition of the different technologies were not tested for all the systems. The technologies were chosen from a prerequisite that the participators in the project were willing to live with the systems. Eight of the 14 systems are connected to the sewers while the rest of the systems are working with out connection to the sewer. The systems that are connected to the sewer system are constructed in preparation for implementing in existing cities. The remaining six systems which are more space demanding are described in preparation for establishing of new buildings. The systems are quantitatively descriebed concerning economy, energy consumption and the amount of nutrients, which are collected and can be recycled. Eight other parameters are described qualitativly among others reliability, maintenance and sturdiness. In a multi-criteria analyses the 14 systems are evaluated in proportion to each other and to six housing types. For the six housing types there has been made recommendations of systems in the light of outdoor area and the evaluation. The project describes a method to choose systems for townships in a city, which makes the results useful for other cities than the case city in this report. Below the method is used on the case city Hillerød. Selected systems for Hillerød When choosing a system for a city there is a necessarity to consider the local conditions. Before choosing the systems the housing types must be characterised, the amount of waste estimated and the housing type situation must be mapped. The evaluation of the systems and the housing types in the city will define the kind of systems there will be chosen. The method used on Hillerød City where the number of inhabitants is 26.818 persons. Before choosing the system Hillerød was divided in to nine housing areas, with different kind of housing. For each area there were chosen a handling system, which were considered the best regarding the housing type. Four handling systems were chosen for the nine areas. In Hillerød system one (se figure 1) is chosen for housing in the centre of the town. The system was chosen because there where not space enough for implementing systems with separate urine or faeces collection. It would also be difficult to collect urine with a truck in the narrow streets. System number 2 was chosen for housing areas with self-contained houses, row houses, apartments, and for house in the rim of the centre. In these areas there were enough space for collecting tanks and for local use of organic kitchen waste. Even though the kitchen waste was used for a biogas plant because there is a big potential of energy in the waste. It was decided not to collect faeces because of the many apartment houses in the area. In our scenaria collecting of faeces implies use of vacuum toilets, and the noise from these toilets would be annoying in apartment houses. System number 3 are chosen for housing areas with row houses and self-contained houses. Collecting of faeces is possible here because it is houses with only one family. System number 4 are chosen for allotments, because they are not provided with sewers. The allotments are the only kind of housing where it is possible to use all the waste products locally because the ground here is big enough. A general conclusion is that the closer to the town centre the fever systems can be used because there are more limited space for the collecting technologies. Figure 1 Look here! Consequence of the system change The 4 chosen systems for Hillerød are compared with a reference system. As reference system are chosen a system where the organic kitchen waste are composted in a central place while the waste water are cleaned in a conventional waste water treatment plant. The reference system represents a system, which are used in many cities today. The chosen systems are compared with the reference system according to economy, energy consumption and the amount of nutrients collected. Comparing the energy consumption in the four chosen systems with the reference system (table 1) shows that there is an energy gain by choosing the four systems and an energy consumption by choosing the reference system. System number 4, chosen for allotments and system number 1 chosen for the town centre are a bit cheaper than the reference system, while system 2 and 3 are a little more expensive. All the chosen systems are more effective regarding recycling of nitrogen. In recycling potassium and phosphor there is no big difference. Table 1
Table 2
As described in the introduction the existing wastewater treatment system is formed by a row of historical incidences The sewer system and later on the wastewater treatment plants has been extended gradually as the problems occurred. The investments that have been done in the existing system must be depreciated but when renovating and building new houses it is important to investigate alternative options. In the long run the new handling systems are more sustainable than the existing technology because they meet the demand that the societies are putting forward. Using the method described in the project report it is possible to chose systems that will increase the recycling of organic waste. There will not only be chosen one system, because the method consider the housing type, but a number of handling systems that can work in parallel or together. Other results In relation to the project there were collected urine that was investigated for microbiological parameters, nutrients and environmental hazard compounds. The urine was collected from urine source separating toilets from 4 different housing types. The examination showed that use of human urine at least could be used under the same conditions as sludge from wastewater. 1. IndledningDet er grundlæggende enkelt og rimeligt, at fremtidens byer skal have så meget styr på stofskiftet at næringsstofferne og det organiske stof kan recirkuleres uden at udgøre en risiko for omgivelserne. Byerne skal på lang sigt leve med deres omgivelser uden at skade dem. Tankegangen indenfor byplanlægning, byøkologi og forvaltning skal udviddes til også at omfatte forståelse og ansvar for byernes stofskifte, og et samarbejde med de bynære jordbrug der kan hjælpe med til at aftage bygødninger. Nutidens by skaffer sig af med meget affald i kloakken hvor mange kemiske stoffer blandes sammen. Før i tiden blev spildevandet pumpet direkte ud i de nærliggende søer, fjorde og havet. En del af næringsstofferne og de organiske stoffer fjernes fra spildevandet inden det udledes. I de kommende år står Danmark over for at skulle renovere kloakker, som repræsenterer en nyværdi på mere end 100 mia. kr. Der bruges i øvrigt milliardbeløb årligt på at rense spildevandet for næringsstoffer som herved går til spilde. Hvis man vil bruge spildevandsslammet som gødning, kan det være et problem at det indeholder en række uønskede stoffer og mikroorganismer. Samtidig mangler mange af de vigtige næringsstoffer. Slammet er derfor kun til dels egnet til at blive bragt tilbage til den dyrkede jord. I ’fremtidens by’ er det formodentlig muligt at indrette håndteringen af affald sådan at en uhensigtsmæssig sammenblanding af affaldsstrømme undgås. Herved kan behovet for at fjerne næringsstoffer fra spildevandet falde bort. Myndighederne har de seneste år kunnet konstatere at tilbageførslen af affaldsstoffer til jordbruget p.g.a. landmænds modvilje mod spildevandsslam er blevet vanskeligere trods en betydelig indsats for at fremme den. Dette har medført at lokale myndigheder må betale landmænd for at aftage slam fra rensningsanlæg. I år 2000 blev der indført skærpede krav til indholdet af udvalgte miljøfremmede stoffer i spildevandsslam, hvilket forventes at føre til en halvering af de slammængder der kan bruges jordbrugsmæssigt (Wejding 1998). Byens stofkredsløb bliver derfor i praksis spaltet væk fra landjordens kredsløb, hvilket på længere sigt vil hindre en økologisk forsvarlig samfundsudvikling. Det er i dette lys at nærværende projekt er blevet til. Ved sin gennemførelse vil projektet være en del af en større strategi, der skal styrke den danske ressource og vidensbase vedrørende håndtering af byaffald, under samtidig hensyntagen til såvel folkesundhed som recirkuleringen af næringsstoffer og organisk stof. I rapporten er der beskrevet 14 systemer til recirkulering af næringsstoffer fra by til land. Nogle af systemerne anvendes i dag til håndtering af spildevand og køkkenaffald, mens andre endnu ikke anvendes i Danmark. Ved valget af systemerne er der ikke taget hensyn til om de behandlede affaldsprodukter opfylder den gældende lovgivning, da det er et teoretisk projekt der vurderer potentialerne for genanvendelse. Da lovgivningen i dag er indrettet med henblik på konventionel spildevandshåndtering og ikke specifikt på alternativ spildevandshåndtering, bør det - i takt med udviklingen af de alternative løsninger - vurderes om den eksisterende lovgivning er hensigtsmæssig.. Her tænkes især på regler for anvendelse af separat opsamlet urin og komposterede fækalier. Ved etablering af nye teknologier henvises til lovgivningen for anvendelsen og bortskaffelse af behandlede affaldsprodukter. Ved etablering af nye teknologier bør følgende lovgivning konsulteres: Bekendtgørelse om ikke erhvervsmæssigt dyrehold, uhygiejniske forhold m.m., Miljøministeriet s bekendtgørelse nr. 366 af 10 maj 1992. Bekendtgørelse nr. 501 af 21. juni 1999 om spildevandstilladelser m.v. efter miljøbeskyttelseslovens kapitel 3 og 4, særligt krav til opsamling m.m. De 14 systemer der er beskrevet er sammenstykket af kendte komponenter, der vurderes at kunne leve op til minimums krav m.h.t. sundhed, komfort, økonomi, driftsikkerhed m.m. Komponenterne er valgt ud fra en ingeniørmæssig vurdering af at de ville kunne fungere og accepteres i samfundet i dag. Der er både valgt løsninger med lokal og central håndtering af affaldsprodukter. 2. Næringsstofpotentiale
På mange måder fungerer samfundets håndtering af spildevand og fast affald overordentligt godt. De fleste danskere tænker slet ikke over hvordan systemerne fungerer og de kan slet ikke forestille sig at det kan være anderledes. Men der er miljømæssige ulemper ved de eksisterende systemer. En ulempe er, at næringsstoffer som kvælstof og kalium, tabes fra de endelige affaldsprodukter ved den nuværende håndtering. En anden ulempe er tilstedeværelsen af stoffer i spildevandsslammet som man ikke ønsker at bringe ud på marken. Hvis samfundet i fremtiden skal håndtere organiske affaldsstoffer på en måde, således at disse ikke længere har status af affald men ressourcer, er der behov for at undersøge hvilket potentiale der er for indsamling af næringsstofferne og hvordan det kan gøres. Rapporten fokuserer på næringsstoffer i spildevand, fra toiletter og køkkener, og på fast organisk husholdningsaffald dvs. organisk køkkenaffald. I det følgende vil potentialet pr. person, potentialet i boligtyperne, potentialet regionalt og potentialet på landsplan blive opgjort. 2.1 Potentialet pr. personI det følgende gennemgås de standardmængder af affaldsprodukter der produceres i husholdningerne pr. person. Disse udgør en del af datagrundlaget for beregningerne af de lokale, regionale og nationale næringsstof potentialer. De affaldsformer der medtages er fast organisk køkkenaffald og husholdningers spildevand. Spildevandet omfatter toiletspildevand også kaldet sort spildevand, urindelen heraf kaldes gult spildevand, derudover er der det grå spildevand fra køkken, bad og vask. Spildevand fra bad og vask kaldes desuden lysegråt spildevand. I tabel 2.1.1 er angivet den daglige mængde af næringsstoffer produceret pr. person. De næringsstoffer der er medtaget i tabellen, er de tre makronæringsstoffer kvælstof, fosfor og kalium der anvendes i jordbruget, samt mængden af organisk stof målt som COD og BOD. Desuden er vægten i tørstof og vådvægt angivet. I tabellen er affaldsmængderne opdelt efter produktionskilden i husholdningen. Af tabellen ses det at næringsstofferne N, P og K hovedsageligt findes i urin og fækalier, mens det organiske stof findes i køkkenaffaldet og i fækalier. Sammenligner man BOD og COD værdierne for køkkenaffaldet ses det at, størsteparten af det organiske stof i det vandbårne køkkenaffald er letomsætteligt, mens størsteparten af det organiske stof i det faste affald omsættes langsommere. De affaldsprodukter der vil være de mest interessante ud fra et recirkuleringssynspunkt er urin, fækalier og fast organisk køkkenaffald. Det grå spildevand er af marginal interesse. Tabel 2.1.1
(baseret på data fra : Dahi (1990); Henze (1998); Miljøstyrelsen (1993); Miljøstyrelsen (1994); Miljøstyrelsen (1997); Naturvårdsverket (1995)). Figur 2.1.1 I figur 2.1.1 er vist bidraget af N, P, K og BOD fra urin, fækalier og fast og vandbåren køkkenaffald i procent af det totale bidrag fra en husholdning. Her fremgår det tydeligt at hovedandelen af N,P og K findes i urinen, mens det organiske stof findes i køkkenaffaldet og fækalier. Fra et recirkulering synspunkt er man således interesseret i urin som en kilde til N, P og K, og køkkenaffald og fækalier som kilde til organisk stof. Når disse affaldsprodukter skal håndteres med henblik på senere genanvendelse, er man desuden interesseret i hvor stort et volumen der skal transporteres og behandles. Hvor fortyndede bliver stofferne af vandværksvand, og er der mulighed for at mindske fortyndingen ? Figur 2.1.2 Vandforbruget i en husholdning ligger på omkring 150 liter i døgnet pr. person. Af figur 2.1.2 ses at forbruget fordeler sig med en tredjedel på bad og vask, en tredjedel for køkken, mens den sidste tredjedel af vandforbruget anvendes til toiletskyl. Det vandbårne affald fortyndes op i meget store mængder vandværksvand, således at det samlede volumen, der skal håndteres, er betydeligt større end volumenet af affaldsprodukt alene.Fast affald fra køkkenet kan enten håndteres lokalt eller transporteres bort fra kilden med lastbil. I tabel 2.1.2 er vægte og volumener af de enkelte affaldsprodukter angivet, sammen med det volumen af vandværksvand der anvendes til håndtering af disse produkter. Der er et tydeligt behov for at reducere vandmængden til transport af toiletaffald. Af hensyn til miljøet og vandresourcen vil det være oplagt at reducere vandforbruget til skyl for urin, og måske også for fækalier. Et reduceret vandforbrug vil desuden forbedre økonomien og fjerne fysiske begrænsninger for recirkulering af N, P og K fra by til land. Tabel 2.1.2
Data er genereret på baggrund af følgende kilder: Christensen og Jacobsen (1998); Christensen og Tønning (1998); Dahi (1990); Dahlhammar (1997); Eilersen et al. (1998); Henze (1997); Miljøstyrelsen (1993); Miljøstyrelsen (1994); Miljøstyrelsen (1997); Naturvårdsverket (1995); Sandström (1999); Sonessen og Jönsson (1996); Sørensen (1999). 2.2 Potentialet i forskellige boligtyperPå det lokale niveau afhænger potentialet for recirkulering af næringsstoffer bl.a. af antallet af beboere og boligområdets fysiske indretning, derfor arbejdes der i det følgende med forskellige typer af boliger. De valgte boligtyper er:
Ovennævnte boligtyper er valgt med henblik på at de hver især har særlige betingelser for valg af teknologi, at de tilsammen er repræsentative for den danske boligmasse og at der er tilgængelige oplysninger om de valgte boligtyper. Parametre til vurdering af recirkuleringspotentialerFor at fastlægge den gødningsmængde der potentielt kan indsamles pr. bolig i de pågældende boligtyper, og muligheden for implementering af alternative teknologier må en række forhold belyses: Forhold som har betydning for mængden af næringsstoffer der er til stede:
Forhold som har betydning for etablering af indsamlingssystem, opbevaring og evt. behandling:
Forhold som har betydning for mulighederne for lokal genanvendelse·
Dertil kommer en række holdningsmæssige og økonomiske forhold, der har betydning for om recirkulering af næringsstoffer vurderes at være en god ide for samfundet generelt. Disse forhold behandles ikke i dette kapitel. I stedet henvises til resultaterne fra dialogværkstedet, som er refereret i kapitel 8. I den følgende beskrivelse af boligtyperne er karakteriseringen begrænset til den gennemsnitlige:
Disse parametre anses som de væsentligste inden for rammerne for dette projekt. Definitioner AM = martrikkelareal ABebyg = bebygget areal AUbebyg = ubebyggede areal ABefæs = befæstet areal AUbefæs = ubefæstet areal APlante = plantedækket areal (ubefæstet) AUplante = ikke plantedækket areal (ubefæstet) AUbefæs = APlante + AUplante AM = ABebyg + AUbebyg = ABebyg + ABefæs + AUbefæs Øvrige definitioner: P = plantedækket areal i procent af matrikkel areal Uddybning af de valgte parametre Karakteriseringen af de 6 boligtyper bygger på forenkling af en typologi med 11 bebyggelsestyper udviklet af Gitte Marling og Mary Ann Knudstrup til beskrivelse af bymiljøindikatorer (Marling og Knudstrup, 1998). Desuden er anvendt supplerende litteratur ((Jönsson et al. 1998), (Persson et al. 1999), (Eiris et al. 1999), (Bygningsreglementet, 1995), (Andersen, 2000) og (Linde, 2000). Antal beboere i husstanden. Antallet af beboere i en bebyggelse har betydning for produktionen af næringsstoffer til recirkulering. Da antallet af beboere er forskellig og varierer over tid anvendes et gennemsnitstal, n. Det gennemsnitlige antal beboere skønnes på baggrund af (Marling og Knudstrup, 1998). Da Marling og Knudstrups typologi ikke rummer oplysninger for kolonihavebebyggelser, anvendes en undersøgelse af 42 kolonihaver i Ballerup Kommune, der er udført af Eiris et al. (1999). Hvor meget bygødning der produceres i en bolig afhænger af beboernes toiletvaner samt hvornår og hvor længe beboerne opholder sig i boligen. Marling og Knudstrup (1998) skønner procentdelen af voksne beboere der er hjemme i dagtimerne. Tallene skønnes på baggrund af husstandstype (børn/voksne), aldersfordeling og beskæftigelsesforhold. Andelen af voksne der er hjemme i dagtimerne varierer fra 34%-63%. Disse tal kan ikke bruges direkte til at bestemme hvor lang tid beboerne opholder sig i deres bolig, da tallene kun inkluderer de voksnes opholdstid i hjemmet og ikke børns opholdstid. Håkan Jönsson et al. (1998) har registreret opholdstiden i boligen i deres målinger på to urinseparerende toiletsystemer i to svenske økobyer. Her var beboerne i gennemsnit hjemme hhv. 14 og 16 timer pr. dag eller 58-67% af døgnet. Resultaterne fra undersøgelsen kan ikke siges at være generelt gældende, idet der er tale om såkaldte økologiske bebyggelser, hvor der er en relativ høj andel af børn og hjemmegående voksne. I denne rapport skønnes det at beboerne i gennemsnit opholder sig i hjemmet 337 dage om året, og at de i disse dage i gennemsnit er hjemme i 13 timer pr. døgn. Dette anses at gælde uanset hvilken type helårsbolig der er tale om. Er der derimod tale om kolonihaver, antages det at beboerne opholder sig 16 timer i døgnet i boligen i de ca. 90 dage kolonihaven anvendes. Anvendelsen af boligen som sommerbolig eller som helårsbolig har væsentlig betydning for opsamlingspotentialet. Af de bytyper som er relevante for dette projekt er det kun kolonihaverne som ikke har helårsstatus. I denne rapport antager vi, at de anvendes 90 dage/år i 16 timer/døgn. Antal etager, E.Antallet af etager i en boligbebyggelse har betydning for design af opsamlingssystemet og derfor indgår denne oplysning i karakteriseringen af bebyggelserne. Marling og Knudstrup (1998) angiver etagehøjden for alle bebyggelsestyper på nær kolonihaveboliger, som bygges i én etage. Matrikelareal pr. person, AM/n. Matrikelarealet er udtryk for hvor stort et areal, der udgøres af en bebyggelses grundareal og udearealer. Bebyggelsesprocent, B. Bebyggelsesprocenten er udtryk for tætheden af et boligområde. Dette har betydning for etablering af nye anlæg samt for arealer til lokal udnyttelse af bygødningen. Ved bebyggelsesprocenten forstås etagearealets procentvise andel af martrikkelarealet.
B=Abebyg· E / AM En bebyggelses etageareal beregnes ved
sammenlægning af bruttoarealerne af samtlige etager, herunder kældre og udnyttelige
tagetager. For bebyggelser fra før 1977 medregnes vejstykker ofte som del af
martrikkelarealet (Bygningsreglementet 1995). Bebygget areal pr. person, Abebyg/n. Det bebyggede areal beregnes påbaggrund af bebyggelsesprocenten, matrikelarealet, antal beboere og antal etager. Ubebygget areal pr. person , Aubebyg/n.Det ubebyggede areal er udtryk for hvor stor en del af matriklen der er friholdt for bygninger. Arealet beregnes som forskellen mellem matrikelarealet og det bebyggede areal. Plantedækket areal pr. person, APlante = (AM x P/100)/n. For at skønne det lokale potentiale for udnyttelse af næringsstofferne vurderes hvor stor en andel af en matrikel, der er plantedækket areal. Persson et al (1999) har kortlagt de vegetationsbærende arealer i bymæssig
bebyggelse. Ved hjælp af orthofotos og GIS skønner de, at boligområder generelt har et
plantedækket areal på 55% og bykerneområder har et på 10%. Oversigt over boligtypernes karakteristika I tabel 2.2.1. sammenfattes ovennævnte beskrivelse af de 6 boligtyper som grundlag for en generel vurdering af potentialet for recirkulering af næringsstoffer. Ved brug af tallene fra tabellen skal man være opmærksom på at tallene dækker over variationer og det derfor er nødvendigt at anvende faktiske oplysninger for konkrete bebyggelser, hvis man ønsker at skønne potentialet mere præcist. Tabel 2.2.1.:
(1): Marling og Knudstrup (1998). (2): Marling og Knudstrup (1998); Jönsson et al. (1998) og Eiris et al. (1999). (3): Linde (2000). 2.3 Opsamling og anvendelse af næringsstoffer i boligtyperneFor at vurdere hvor stor en del af bygødningen der kan anvendes lokalt er i dette afsnit estimeret hvor stor en del af affaldet der afleveres i husstanden, og hvor stor en del af affaldsprodukterne der kan anvendes i de forskellige boligtyperne. Opsamling i husstanden Ved fastlæggelse af affaldsproduktionen i boligen, er der taget udgangspunkt i antal døgn pr. år og antal timer pr. døgn der tilbringes i husstanden, angivet i tabel 2.2.1. For urinen antages det at 50% afleveres i husstanden, da den del der afleveres i husstanden stort set er ækvivalent med, det antal timer i døgnet beboerne tilbringer i husstanden. For fækalierne antages det at 75% afleveres i husstanden da defækation fortrinvis foretages i husstanden om morgenen og om aftenen. For køkkenaffaldet antages det at 90 % afleveres i husstanden, da aften og morgenmåltider primært indtages i husstanden, mens frokosten i hverdage indtages på arbejdspladsen, men ofte tilberedes i hjemmet. For det grå spildevand antages det at 90 % afleveres i husstanden, da næsten alt tøjvask, opvask og bad foregår i husstanden. Det antages at nedenstående procentvise andel af affaldet afleveres i husstanden: 50 % af urinen Genanvendelse af næringsstoffer i boligtyperne Den mængde næringsstof der kan genanvendes på ejendommen, er afhængig af boligtypens plantedækkede areal, og hvor stor en mængde gødning der anvendes pr. arealenhed. Det er her antaget at der anvendes gødning svarende til 150 kg N / hektar pr. år i private haver. De enkelte affaldsfraktioner opsamlet i husstanden fra en person kan da gøde et areal fra 18 til 133 m2 se tabel 2.3.1. Tabel 2.3.1
Det plantedækkede areal i de forskellige boligtyper, der blev opgjort i tabel 2.2.1 anvendes i tabel 2.3.2 til at beregne den andel af de forskellige affaldstyper, der kan recirkueleres i boligtyperne. Tabel 2.2.2
Som det ses af tabel 2.2.3 kan op til 89% af den potentielle produktion af bygødninger recirkuleres lokalt i villa-områder, hvorimod kun 2 % kan recirkuleres i bykernen. Der mangler imidlertid eksakt viden om det nuværende forbrug af gødning i private haver. 2.4 Bygødnings potentialet i amterneI det følgende afsnit vil fordelingen af bygødningspotentialet i amterne blive opgjort. Det vil blive beskrevet hvor stort potentialet er i den nuværende landbrugssituation og i et senarie hvor landbruget er omlagt til økologisk jordbrug. Bygødnings potentialet i den nuværende landbrugs situation. I det følgende undersøges hvor stor en del af handelsgødningen der kan erstattes af bygødning i de enkelte amter. Beregningen er foretaget på baggrund af den gennemsnitlige mængde handelsgødningen der gødskes med pr. ha. på landsplan (Pedersen ,1999), befolkningstallet i amterne (Amtsrådsforeningens, 2001) og landbrugsarealet i amterne (Larsen, 2000). Bygødningspotentialet er opgivet som den andel af landbrugsareal i det pågældende amt hvor bygødning kan erstatte handelsgødning. Opgørelserne er foretaget for henholdsvis kvælstof, fosfor og kalium. Figur 2.4.1 Se her! Af figur 2.4.1 ses at potentialet på landsplan er 10 %, mens det i amterne afhængigt af lokaliteten, er muligt at erstatte fra 5 – 79 % af kvælstof forbruget. Som det ses af figuren, er den andel af landbrugsjorden der kan gødes med bygødning størst i de tættest befolkede områder, hvilket samtidig er de områder hvor der er færrest husdyr, og mest pres på grundvandsressourcen bl.a. på grund af toiletskyl. Figur 2.4.2 Se her! Af figur 2.4.2. ses det at potentialet for recirkulering af P på landsplan er 22 %, mens det i de enkelte amter variere mellem 10 og 172 %. Fosfor fra bygødning kan altså gøde et dobbelt så stort areal som kvælstof og kalium hvilket hænger sammen med at der i dag er så store mængder af P i husdyrgødningen at det kan dække det indenlandske forbrug. Da alle ejendomme ikke har adgang til husdyrgødning anvendes der stadig handelsgødnings P på deciderede planteavlsbrug (Pedersen, 1999)det generelle forbrug dækker altså over store regionale variationer. Recirkuleringen af fosfor er væsentligt i en bæredygtigheds betragtning da der kun er kendte råfosfat reserver til de næste 100 -200 års forbrug. (Frederikson, 1994) og (Bøchermann, 1991). Figur 2.4.3. Se her! Af figur 2.4.3 ses det at potentialet på landsplan er 11 %, mens det i de enkelte amter varirerer fra 5 til – 89 %. Ved sammenligning af figur 2.4.3. for kaliumgødskning med figur 2.4.1. for kvælstofgødning ses at det stort set er samme andel af landbrugsarealet hvor bygødning kan erstatte handelsgødningen. Bygødnings potentialet i et økologisk scenarie for dansk landbrug Ved omlægning af jordbruget til økologisk jordbrug vil bygødning spille en væsentlig rolle i det bynære jordbrug. I figur 2.4.4 er det illustreret hvor stor en andel af kvælstofforbruget bygødningen kan bidrage med i Bichel udvalgets 0-scenarie for dansk landbrug omlagt til økologisk jordbrug.I 1998 blev Bichel udvalget oprettet af Miljø og energiministeren for at se se på konsekvenserne af afvikling af pesticid anvendelsen. Udvalget blev anmodet om at inkludere en vurdering af de samlede konsekvenser af en total omlæggelse til økologisk jordbrug. Der blev lavet 6 økologiske scenarier, 3 med det nuværende udbytte niveau i økologisk jordbrug og 3 med et forbedret udbytteniveau med forskellige niveauer af foderimport. Beregningen er baseret på det mest konservative bud, ingen import af foder og med det nuværende udbytte niveau. (Bichel, et al. 1999). Figur 2.4.4 Se
her! I figur 2.4.4. angives hvor stort et areal i Bicheludvalgets økologiske 0 scenarie hvor man kan ersattte N tilførslen med bygødning. Bygødningen kan f.eks. reducere arealet med kløvergræs eller øge udbyttet ved en øget kvælstoftilførsel. I modsætning til figur 2.4.1, er det her den samlede N mængde som bygødningen erstatter mens det i figur 2.4.1. kun var handelsgødning N. I Bicheludvalgets økologiske scenarier er tidshorisonten sat til 30 år bl.a. fordi det anses for nødvendigt at husdyrene og dermed husdyrgødningen fordeles jævnt over hele landet. Af figur 2.4.4 fremgår det at hvis man vil transportere husdyr fra Jylland til Sjælland kan det også blive nødvendigt at flytte mennesker fra Sjælland til Jylland. 2.5 Potentialet på landsplanI dette afsnit vil de potentielle mængder af næringsstoffer der kan indsamles fra de forskellige kilder fra alle danske husholdninger blive opgjort. Ligesom der vil blive set på disse affaldsprodukters potentiale for at erstatte handelsgødning. Her anvendes tal for det totale forbrug af handelsgødning i Danmark, og ikke kun landbrugets handelsgødningsforbrug. Der er ikke taget højde for tab af næringssalte under håndteringen af affaldsprodukterne. For affaldsprodukterne urin, fækalier og fast organisk køkkenaffald er den årlige potentielle produktion på landsplan beregnet, se tabel 2.5.1. Desuden er der angivet en mere detaljeret beskrivelse af produkterne med hensyn til vægt, samt indhold af organisk stof og næringssalte. Tabel 2.5.1.
For at vurdere gødningsprodukters potentiale for at erstatte en del af jordbrugets forbrug af handelsgødning, opgøres i tabel 2.5.2 den årlige produktion af næringssalte i husholdningerne og forbruget af handelsgødning i tons pr år. I tabel 2.5.3 angives hvor mange procent næringsstofferne i affaldsprodukterne udgør af forbruget af handelsgødning. Tabel 2.5.2
Tabel 2.5.3
Som det fremgår af tabel 2.5.3 kan affaldsprodukter fra husholdninger potentielt erstatte 7-10 % , 12-22 % og 5-10 % af landbruget forbrug af handelsgødning i form af N, P og K. Potentielt kan affald fra husholdninger kun dække 3-6 % af det nuværende landbrugs samlede behov for disse næringsstoffer (Eilersen et al. 1999). 3. Kvalitet af human urin fra sorterende toiletter
Der er blevet udvalgt 4 projekter med urinssorterende toiletsystemer der repræsenterer forskellige teknologiske løsninger i forskellige bebyggelser . I samarbejde med Miljøstyrelsen og med godkendelse af Sundhedsstyrelsen blev der udarbejdet et fælles måleprogram for mikrobiologiske og kemiske parametre i urin opsamlet fra sorterende toiletter i de 4 projekter. Der er således efter aftale med Miljøstyrelsen ikke blevet foretaget analyser af fæcesprøver. Der er endvidere ikke foretaget studier af overlevelse af smitstoffer i miljøet efter udbringning af urin på afgrøder og landbrugsjord. De mikrobiologiske analyser i måleprogrammet blev suppleret med eksperimentelle undersøgelser af overlevelse af bakterielle smitstoffer i urin foretaget ved Institut for Veterinær Mikrobiologi (IVM), KVL. IVM har desuden koordineret indsamling og analyser af urinprøver, samt foretaget databehandling og rapportering (Dalsgaard og Tarnow, 2001). Der blev i de udvalgte projekter ikke foretaget analyser for virus eller bakteriofager. Eksperimentelle undersøgelser af overlevelse af virus i urin udføres som et separat projekt finansieret af Miljøstyrelsen ved Statens Serum Institut. Databehandling og afrapportering af fund af næringsstoffer, tungmetaller og miljøfremmede stoffer blev foretaget af Institut for Jordbrugsvidenskab, KVL. Dog har Institut for Analytisk og Farmaceutisk Kemi ved Danmarks Farmaceutiske Højskole foretaget vurdering og rapportering af resultater vedrørende fund af medicinske stoffer og østrogener. Denne afrapportering findes i bilag 5 men er kortfattet gengivet nedenfor. Der er i projektet ikke foretaget en egentlig risikovurdering af opsamling, håndtering og anvendelse af human urin i landbruget. En sådan risikovurdering foretages af Dansk Zoonosecentret ved Statens Veterinære Serumlaboratorium i et selvstændigt projekt finansieret af Miljøstyrelsen. 3.1 Beskrivelse af udvalgte projekterHyldespjældet Møns Museumsgård Møns Museumsgård repræsenterer de eneste offentlige toiletter . Størstedelen af brugerne må derfor formodes at være uerfarne i brugen af toiletterne. Museumsgården havde i 1999 ialt 4320 besøgende fordelt på 3303 voksne og 1017 børn. Det er især skoleklasser (2.-5. klasse) som besøger museumsgården. Urinen påtænkes anvendt lokalt i landbruget. Kolonihaveforbundet Urinen påtænkes anvendt i egne haver til ikke-fortærbare afgrøder. I 3 af kolonihaverne anvendtes ikke vandskyl og i de resterende blev der skyllet med 1-2 dl vand. Hjortshøj Der opsamles urin i 20 m3 betontanke. Tankene er nedgravet ca. 150 m fra husene på en skråning 3.2 Mikrobiologiske undersøgelserDen mikrobiologiske undersøgelse blev iværksat for at fastlægge den mikrobiologiske kvalitet af opsamlet og lagret urin fra separationstoiletter. Den mikrobiologiske rapport er en del-rapport af Tema 3 projektet " Vurdering af muligheder og begrænsninger for recirkulering af næringsstoffer fra by til land", og er afrapporteret selvstændigt til Miljøstyrelsen, (Dalsgaard og Tarnow, 2001). Det følgende gengiver et sammendrag af undersøgelsen. Efter påbebegyndt prøvetagning skulle tankene være lukket for urintilførsel for at undgå tilførsel af friske kim. Der blev udtaget månedlige prøver fra urinopsamlingstanke fra de 4 projekter i perioder på 4-6 måneder med det formål at bestemme urinens mikrobiologiske kvalitet i tankene over en længere periode. Prøverne blev analyseret for en række bakterielle indikatorer: kimtal v. 37° C, enterokokker og E. coli, samt en række bakterielle og parasitære smitstoffer: Salmonella, Campylobacter, Cryptosporidium parvum og Giardia duodenalis . Desuden blev pH og temperatur i urintankene målt og urinens udseende registreret. På grund af fund af parasitten Cryptosporidium parvum i urintankene, blev analyserne for denne udvidet til at inkludere parasitæggenes viabilitet og infektivitet. Der er desuden blevet foretaget eksperimentelle undersøgelser af overlevelsen af en række vigtige bakterielle smitstoffer i urin fra separationstoiletter. De undersøgte bakterielle smitstoffer var: Salmonella typhimurium, Salmonella enteritidis, Campylobacter jejuni, Vibrio cholerae O1, Vibrio parahæmolyticus, E. coli O157:H7, Shigella flexneri og Shigella dysenteriae. Overlevelsen af bakterier blev undersøgt ved henholdsvis 7°C og 20°C. Resultaterne af urinanalyserne fra opbevaringstankene viste, at antal enterokokker og E. coli faldt til under detektionsgrænsen (< 10 per ml) i opsamlingstankene fra de 4 projekter efter 3-4 måneders opbevaring af urinen med nogen variation mellem projekterne. Antal af kim ved 37oC faldt for Hyldespjældet og Møns Museumsgård efter 2 måneders lagring. Herefter fandtes antal af kim konstant (100-1000 bakterier/ml) i den efterfølgende 3-4 måneders periode. Der påvistes en lille stigning af kimtalsværdierne i forårsmånederne, hvilket eventuelt kan skyldes vækst i tankene. Kimtal ved 37oC for Hjortshøj udviste ringe variation (104 per ml) igennem den 4 måneder lange analyseperiode. Dette kan skyldes forurening med jordbakterier gennem et utæt låg i opsamlingstanken. I Kolonihaveforeningen henfaldt totalkim til under detektionsgrænsen på 100 bakterier pr. ml på 1-4 måneder i alle tanke på nær én. Antal totalkim ved 37oC var under detektionsgrænsen efter 2 måneders opbevaring for 7 urinbeholdere. De bakterielle smitstoffer Salmonella og Campylobacter blev ikke påvist i nogen prøver fra urintankene. De parasitære smitstoffer Cryptosporidium parvum og Giardia blev påvist ved gentagne prøveudtagninger fra urintanke i Hyldespjældet, Møns Museumsgård og Hjortshøj. I Hyldespjældets og Hjortshøjs urintanke blev der påvist 1-3 parasitæg (oocyster) per ml urin i 5 ud af 9 prøver. Ingen andre parasitære smitstoffer blev påvist. Yderligere undersøgelser af C. parvum viste, at en del af parasitæggene var både levende og infektive. Det relative antal levende parasitæg syntes ikke at blive reduceret gennem forsøgsperioderne. Bestemmelsen af antal fundne parasitæg var dog behæftet med så stor usikkerhed at en egentlig kvantificering ikke var mulig. Viabilitet og infektivitet af Giardia blev ikke undersøgt. Kun få infektive C. parvum æg er nødvendige for at medføre infektion hos mennesker (lav infektionsdosis). De eksperimentelle undersøgelser viste at antallet af alle bakteriestammer faldt til en værdi under detektionsgrænsen på 10 bakterier per ml i løbet af maksimalt 20 døgn. Antal V. parahæmolyticus og V. cholerae stammerne henfaldt langt hurtigere and de andre smitstoffer. Salmonella, Shigella og Campylobacter kunne ikke påvises 2-3 døgn efter podning af urinen, mens E. coli O157:H7 havde den længste overlevelse på mellem 16 og 20 døgn. Resultaterne fra vores undersøgelser viser, at efter en lagringsperiode af separeret urin på 4 måneder kan antallet af bakterielle smitstoffer og indikatorbakterier forventes reduceret til < 100 per ml urin. 3.3 Medicinrester og østrogenerDette afsnit er i det væsentlige et uddrag fra et bidrag fra Bent Halling Sørensen, som er gengivet i fuld længde i bilag 5. Paracetamol og acetylsalicylsyre blev valgt til måleprogrammet fordi disse stoffer indtages i relativt størst mængder i normalbefolkningen. Østrogener blev målt på baggrund af den aktuelle interesse for hormoner i miljøet. Paracetamol Acetylsalicylsyre Østrogener 3.4 Næringsstoffer, tungmetaller og miljøfremmede stofferI måleprogrammet blev der analyseret for en række næringsstoffer, tungmetaller og miljøfremmede stoffer. Følgende parametre blev bestemt i urin: pH, ledningsevne, Total N, Ammonium-N, Total P, Kalium, Calcium, Magnesium, Natrium, Cadmium, Bly, Chrom, Nikkel, Kobber, Zink, Kviksølv, samt de miljøfremmede stoffer PAH, DEHP, NPE og LAS. De væsentligste resultater af disse analyser skal kort gennemgås nedenfor. Figur. 3.1. Målingerne viser stabile næringsstof koncentrationer over tid. Generelt er koncentrationerne fra kolonihaverne høje, p.g.a. den ringe fortyndingsgrad. Uvist af hvilken grund er kalium koncentrationerne i urin fra Hyldespjældet relativt lave, sammenlignet med N og P koncentrationer. Udfra disse målinger er det rimeligt at antage at der hverken sker væsentlige fordampningstab af NH3, eller tab af P som følge af udfældning. Resultaterne for målinger af pH, ledningsevne, tungmetaller og miljøfremmede stoffer over tid i tankene udviste samme stabilitet. På den baggrund antages det at der kan laves estimater på spredning i koncentrationer ved at slå tider sammen, dvs. at målinger der er udtaget på forskellige tidspunkter kan behandles som stikprøver af samme matrice. Datasættet blev analyseres på tværs af udtagningslokaliteterne ved at normalisere koncentrationen af målte stoffer i forhold til mængden af N hhv. P i den enkelte prøve. Herved opnås følgende billede af kvaliteten af urin, sammenlignet med spildevandsslam og kompost. Tabel 3.1.
Det ses af tabel 3.1 at indholdet af fremmedstoffer og tungmetaller i human urin fra demonstrationsprojekterne er 100-1000 gange lavere end det forventede indhold i hhv. spildevandsslam og kompost. Det er forudsigeligt at koncentrationerne er lave eftersom urin giver et billede af kroppens udskillelse af stof, medens slam og komposteret husholdningsaffald påvirkes af mange andre kilder. Det relative indhold af N, P og K, fundet i urinen, kan udtrykkes som 18:1:4. Resultater der som forventet viser et næringsstofindhold som er rimeligt afbalanceret i forhold til planters næringsstofbehov. Til sammenligning kan nævnes at det relative indhold af N, P og K i spildevandsslam, udregnet ud fra standardværdier fra Eilersen et al. (1999), er 14:10:1. Det fundne indhold af N, P og K i urinen falder indenfor rammerne af hvad der er fundet i tidligere svenske undersøgelser (Müller og Magid, 1998). Der er ikke angivet værdier for ammonium-N, calcium, magnesium og natrium da de kun blev bestemt med en enkelt måling. 3.5 KonklusionVed 4 måneders lagring af separeret urin opnås en markant reduktion af bakterielle smitstoffer. Anvendelse af lagret urin som gødning synes at udgøre en yderst ringe risiko for bakterielt-betingede mavetarm infektioner hos dyr og mennesker ved håndtering af urin, samt ved indtagelse af afgrøder gødet med urin (Dalsgaard og Tarnow, 2001). Levende og infektive parasitstadier, kan forventes at findes i urin efter 6 måneders lagring. De målte fund af medicinresterne fra hhv. paracetamol og acetylsalicyl syre giver ikke umiddelbart grund til nogen betænkeligheder. Der er dog usikkerhed om de fundne koncentration af estron (østrogen) kan udgøre et problem. Der kan i fremtiden være grund til at se nærmere på estron som kan tænkes at være problematisk under særlige betingelser. Hvad angår tungmetaller og organiske stoffer er de langt lavere mængder bestemt i urin, sammenlignet med slam og kompost en god indikator for urinens renhed. Sammenfattende kan det siges at human urin kvalitetsmæssigt udgør en attraktiv fuldgødning sammenlignet med hhv. spildevandsslam og kompost. Foruden de ovenfor anførte usikkerheder er det væsentligste problem ved human urin fra de ovennævnte toiletter koncentrationen af næringsstoffer som er lav samt indholdet af protozoer. Således indeholder urinen fra 3 af de 4 opsamlingssteder kun 2 kg N pr. tons urin. Dette vil give betydelige omkostninger i forbindelse med udbringning, og det aktualiserer behovet for afprøvning af alternativer til store tankvogne, der kan give anledning til alvorlige trykskader under udbringning på fugtig jord. 4. Håndteringssystemer4.1 IntroduktionHåndteringssystemerne omfatter teknologier der kan anvendes til håndtering af fast organisk køkkenaffald, urin og fækalier samt det grå spildevand fra køkken, bad og vask. Fækalie- og urindelen kan indeholde skyllevand eller opsamles tørt i et komposttoilet Systemerne beskrives med hensyn til bl.a. funktion, ydeevne, stofbalancer, genanvendelsespotentialer, energiforbrug og økonomi. Til beskrivelse af datagrundlaget og de enkelte komponenter henvises til det teknologiske informationsværktøj der udarbejdes under aktionsplanens Tema 1 projekt "vurdering af bæredygtig spildevandshåndtering i kloakløse bebyggelser" (Eilersen et. al., 2001). Systemafgrænsningen for dette projekt lægges omkring håndteringssystemet. Håndteringssystemet er det system, der anvendes til opsamling, transport, behandling og bortskaffelse af spildevand og relateret affald. Håndteringssystemet omfatter alle håndteringer af affald fra det produceres lige indtil det endeligt bortskaffes - enten ved spredning, deponering eller genanvendelse. Systemafgrænsningen omfatter således ikke sidste led af håndteringen, den endelige bortskaffelse. 4.2 Inddeling i komponenter, proces- og systemdiagrammerEnhver håndtering af affald er opbygget af en række komponenter, så som samletank, tankvogn, biogasreaktor, lagertank osv. De enkelte komponenter kan sammensættes til et procesdiagram der beskriver håndteringen af et givent affaldspprodukt. Et eksempel er håndteringen af organisk affald ved bioforgasning. Heri indgår
følgende komponenter: Beskrivelserne af procesdiagrammerne, der er samlet i bilag 2, omfatter bl.a.:
De enkelte procesdiagrammer kan sammensættes til et systemdiagram der beskriver håndteringen af alle affaldsformerne. Et systemdiagram redegør for håndteringen af urin, fækalier, gråt spildevand og fast organisk køkkenaffald. Et eksempel på et systemdiagram er sammensætningen af procesdiagrammet for bioforgasning af fast organisk køkkenaffald, urin og fækalier med et procesdiagram for håndtering af gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. 4.3 Udvalgte teknologierDe valgte teknologier er opbygget af kendte komponenter, der vurderes at kunne leve op til minimums krav m.h.t. sundhed, komfort, økonomi, driftsikkerhed m.m. Teknologierne er valgt ud fra en ingeniørmæssig vurdering af at de ville kunne fungere og accepteres i samfundet i dag. Der er både valgt løsninger med lokal og central håndtering af affaldsprodukter. Ved lokal håndtering af det grå spildevand er det valgt at nedsive spildevandet. Dette valg er udelukkende foretaget for at begrænse antallet af teknologier, og ikke fordi det nødvendvis er den bedste løsning. Der kan ligeså godt vælges pileanlæg eller rodzone anlæg. For disse teknologier var datamaterialet dog mangelfuldt. I områder hvor nedsivning ikke er muligt/tilladt kan et rodzone eller pileanlæg være en mulighed. Der er ikke beskrevet systemer med central kompostering af fækalier, da en sådan løsning er pladskrævende og det er omkostningsfuldt at etablere toiletter med tør opsamling af fækalier. For bymæssig bebyggelse er følgende affaldshåndteringer blevet identificeret:
Biogasanlæg
Tørkompostering
Vådkompostering
Urinopsamling
Infiltrationsanlæg
4.4 SystemdiagrammerVed opstilling af systemdiagrammer for bymæssig bebyggelse må man gøre sig klart, at der kan være fysiske begrænsninger for hvad der kan lade sig gøre i det pågældende byggeri. Det kan f.eks. være svært at få plads til et nedsivningsanlæg i en tæt bykerne. Ved opbygningen af systemdiagrammerne er der skelnet mellem systemer for etableret byggeri og for nybyggeri. Dette er sket på baggrund af de meget forskelige forhold der gælder for etableret og nybyggeri, med hensyn til etableret kloaknet, tilgængelige arealer og muligheder for indarbejdning af ny teknologi i projekteringsfasen. For det etablerede byggeri indgår det eksisterende kloaknet og renseanlæg i systemdiagrammerne. Her er forskellige muligheder for anvendelse af det eksisterende kloaknet og renseanlæg til håndtering af spildevand blevet undersøgt. Kolonihaver er dog en form for etableret byggeri der kan være med eller uden kloaknet. Der er derfor også inkluderet et håndteringssystem uden tilslutning til kloaknettet i løsningerne for etableret byggeri. Ved nybyggeri i ikke kloakerede områder kan man allerede i projekteringsfasen se på mulighederne for etablering af håndteringssystemer uden tilslutning til kloaknet. Bortledning af spildevand via kloaknet og rensning på konventionelt rensningsanlæg kan dog forventes at være en løsning i tæt nybyggeri. Der er derfor for nybyggeri også inkluderet to håndteringssystemer med tilslutning til kloaknettet. Opdelingen i systemer for etableret byggeri og for nybyggeri er udelukkende vejledende. Det er klart at hvert af systemerne kan anvendes uafhængigt af den her fastlagte opdeling. Som reference system er valgt de "state of the art" teknologier, der kendes
for byer i dag. For etableret byggeri er dette central kompostering af køkkenaffald og
behandling af alt spildevandet på konventionelt renseanlæg. Centralkompostering er valgt
da der i eksisterende byggeri ofte er begrænset areal til lokal recirkulering. Lokalkompostering er valgt på grund af brugerne her deltager i sorteringen og anvendelsen og derved får indsigt i næringsstofkredsløbet. Dertil kommer det mindre energi forbrug på grund af et mindre transportbehov. Systemerne vurderes bredt ud fra følgende 11 kriterier, der anses for af være af central betydning ved valg af håndteringssystem. Valg af kriterier er delvist baseret på (Eilersen et. al. 1999b) De enkelte kriterier kan deles op i de kvantitative kriterier der umiddelbart kan beregnes og de kvalitative der vurderes ud fra et skøn. Kvantitative kriterier Økonomi - dækker investering og drift af teknologier. Økonomien er både opgjort i priser i kr./(person·år) og nutidsværdi/person. Recirkulering - beskriver potentialet for recirkulering af næringsstofferne N, P og K. Der er her kun medregnet de affaldsfraktioner der p.t. er praktisk mulighed for at recirkulere. Tab af næringssalte under transport er ikke medregnet. Kvantitative kriterier Professionelle arbejdsforhold - i hvor høj grad lever teknologien op til krav om gode arbejdsforhold. Alle anlæg skal leve op til myndighedernes krav for arbejdsforhold. Driftsikkerhed og vedligeholdelse - dækker over såvel driftsikkerhed som krav til vedligeholdelse. Herunder antal stop p.g.a. driftproblemer og krav til faglig kunskab. Teknologisk stade - hvor udviklet er teknologien. Er det en konventionel eller en ny teknologi. Brug og renholdning - hvor god er komforten mht. lugt, støj og træk, samt hvor nemt er det at bruge og renholde teknologien i forhold til konventionelle teknologier. Lokal deltagelse - dækker forhold som mulighed for selvforvaltning, lokal kompetenceudvikling samt synliggørelse og forståelse af kredløb. Robusthed - robusthed overfor ændringer i affaldets tilførsel og sammensætning. Fleksibilitet - mulighed for at tilpasse teknologien til fremtidige krav og ændringer i affaldshåndteringen. 4.5 Systemdiagrammer for etableret bebyggelseFølgende systemdiagrammer er opstillet for etableret bebyggelse:
E 1. Køkkenaffald komposteres centralt. Spildevand ledes til konventionelt renseanlæg Beskrivelse af systemet Central kompostering af køkkenaffald og central rensning af sort og gråt spildevand, er en udbredt håndteringsmetode til spildevand og køkkenaffald. Indsamling af køkkenaffald til centralkompostering foregår i alle typer bybebyggelse. Sammenblandingen af det sorte spildevand med grå samt industrispildevand har medført at en stor del af det slam der genereres i renseanlæg ikke kan anvendes til landbrugsformål. Det centralt komposterede køkkenaffald kan anvendes i landbruget. Tabel E 1.1
Ved beregning af nutidsværdi: Ved beregning af driftudgifter: Tabel E 1.2
Beskrivelse af systemet Lokalkompostering af køkkenaffald er en udbredt metode til håndtering af
køkkenaffald. Lokal kompostering af køkkenaffald foretages fortrinsvis i rækkehus og
villaområder, men der er også eksempler på at det foregår i tætbykerne. Det lokalt
komposterede køkkenaffald anvendes lokalt. Urinen ledes fra det urinsorterende toilet til
urintanken, der tømmes 1-2 gange pr. år afhængigt af belastningen. Tabel E 2.1
Tabel E 2.2
E 3. Central kompostering af køkkenaffald. Urin opsamling. Fækalier og gråt spildevand til konventionelt renseanlæg - Se her! Beskrivelse af systemet Køkkenaffaldet indsamles og milekomposteres centralt. Metoden har været anvendt gennem en årrække. Efter komposteringen anvendes komposten enten i landbrug eller hentes af private til haveformål. Urinen sorteres fra i toilettet, ledes til en husstandstank hvorfra den hentes en til to gange om året. Fækalier og det grå spildevand ledes til renseanlægget det rensede spildevand udledes i en recipient slammet slutdisponeres på landbrugsjord. Tabel E 3.1
Tabel E 3.2
E 4. Vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier. Gråt spildevand til konventionelt renseanlæg Beskrivelse af systemet Urin og fækalier ledes til den samme samletank. For at reducere skyllevandsmængden
mest muligt er installeret et urinsorterende vakuumtoilet. Køkkenaffald tilføres samme
samletank som urin og fækalier samles i. I vådkompostbeholderen omsættes det organiske
materiale under udvikling af varme, herved homogeniseres og hygiejniseres det organisk
affald hvorefter det kan anvendes til gødningsformål. Tabel E 4.1
Tabel E 4.2
E 5. Vådkompostering af køkkenaffald og fækalier. Urin opsamling. Gråt spildevand til konventionelt renseanlæg Se her! Beskrivelse af systemet Fækalier og skyllevand suges via et urinsorterende vakuum toilet til en samletank.
Urinen løber fra toilettet ved hjælp af gravitation til en urintank. Køkkenaffald
opsamles i samme samletank som fækalierne og de transporteres til vådkompostreaktoren
med tankvogn. I vådkompostreaktoren omsættes det organiske materiale under udvikling af
varme herved homogeniseres og hygiejniseres det organisk affald hvorefter det kan anvendes
til gødningsformål. Tabel E 5.1
Tabel E 5.2
E 6. Bioforgasning af køkkenaffald, fækalier og urin. Gråt spildevand til konventionelt renseanlæg Se her! Tabel E 6.1
Tabel E 6.2
Tabel E 7.1
Tabel E 7.2
E 8. Lokal kompostering af køkkenaffald og fækalier. Urin opsamling. Nedsivning af gråt spildevand. Se her! Beskrivelse af systemet Lokalkompostering af køkkenaffald og fækalier, foretages kun få steder i Danmark. Ved komposteringen reduceres fækaliernes og køkkenaffaldets masse. Urinen ledes fra det urinsorterende toilet til urintanken, der tømmes 1-2 gange pr. år afhængigt af belastningen. Det grå spildevand ledes til en septiktank, hvor en del af det suspenderede stof fjernes så nedsivningsanlægget ikke tilstoppes. Spildevandet ledes til nedsivningsanlægget ved gravitation, og siver her ned i jorden via et infiltrationsområde. Det behandlede vand ledes til grundvandszonen. Tabel E 8.1
Tabel E 8.2
4.6 Systemdiagrammer for nybyggeriFølgende systemdiagrammer for nybyggeri gennemgås i det følgende afsnit:
N 1. Køkkenaffald komposteres lokalt. Spildevand ledes til konventionelt renseanlæg. Beskrivelse af systemet Lokalkompostering af køkkenaffald og central rensning af sort og gråt spildevand, er en udbredt håndtering af spildevand og køkkenaffald. Lokal kompostering af køkkenaffald foretages fortrinsvis i rækkehus og villaområder, men der er også eksempler på at det foregår i tætbykerne. Sammenblandingen af det sorte spildevand med gråt samt industrispildevand har medført at en stor del af det slam der genereres i renseanlæg ikke kan anvendes til jordbrugsformål. Det lokalt komposterede køkkenaffald anvendes lokalt og der sker derved ikke en recirkulering af næringsstoffer fra by til land. Tabel N 1.1
Ved beregning af nutidsværdi: Ved beregning af driftudgifter: Tabel N 1.2
N 2. Lokal kompostering af køkkenaffald. Urin opsamling. Nedsivning af gråt spildevand og fækalie
Lokal tørkompostering af køkkenaffald Se her! Beskrivelse af systemet Lokalkompostering af køkkenaffald er en udbredt metode til håndtering af
køkkenaffald. Lokal kompostering af køkkenaffald foretages fortrinsvis i rækkehus og
villaområder, men der er også eksempler på at det foregår i tætbykerne. Det lokalt
komposterede køkkenaffald anvendes lokalt. Urinen ledes fra det urinsorterende toilet til
urintanken, der tømmes 1-2 gange pr. år afhængigt af belastningen. Tabel N 2.1
Tabel N 2.2
N 3. Lokal kompostering af køkkenaffald og fækalier. Urin opsamling. Nedsivning af gråt spildevand, (Er lig systemdiagram E 8 Se denne). N 4. Vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier. Gråt spildevand
nedsives. Beskrivelse af systemet Urin og fækalier ledes til den samme samletank. For at reducere skyllevandsmængden
mest muligt er installeret et urinsorterende vakuumtoilet. Køkkenaffald tilføres samme
samletank som urin og fækalier samles i. Tabel N 4.1
Tabel N 4.2
N 5. Vådkompostering af køkkenaffald og fækalier. Urin opsamling. Gråt spildevand nedsives. Beskrivelse af systemet Fækalierne skylles og suges via et urinsorterende vakuum toilet til en samletank.
Urinen løber fra toilettet ved hjælp af gravitation til en urintank. Køkkenaffald
opsamles i samme samletank som fækalierne og de transporteres til vådkompostreaktoren
med tankvogn. I vådkompostreaktoren omsættes det organiske materiale under udvikling af
varme herved homogeniseres og hygiejniseres det organisk affald hvorefter det kan anvendes
til gødningsformål. Tabel N 5.1
Tabel N 5.2
N 6. Bioforgasning af urin, fækalier og køkkenaffald. Gråt spildevand nedsives Beskrivelse af systemet Urin og fækalier ledes til den samme samletank, for at reducere skyllevandsmængden
mest muligt er installeret et urinsorterende vakuumtoilet. Køkkenaffald tilføres samme
samletank som urin og fækalier samles i. Tabel N 6.1
Tabel N 6.2
N 7. Bioforgasning af fækalier og køkkenaffald. Urin opsamling. Gråt spildevand nedsives. Beskrivelse af systemet Fækalierne skylles og suges via et urinsorterende vakuum toilet til en samletank. Urinen løber fra toilettet ved hjælp af gravitation til en urintank. Køkkenaffald opsamles i samme samletank som fækalierne og de transporteres til biogasanlægget med tankvogn. I biogasanlægget omsættes det organiske materiale under udvikling af metan omsætningen har derudover til formål at homogenisere og hygiejnisere det organisk affald hvorefter det kan anvendes til gødningsformål. Det grå spildevand ledes til en septiktank hvor en del af det suspenderede stof fjernes så nedsivningsanlægget ikke tilstoppes. Slammet fra septiktanken transporteres til vådkomposteringsanlægget hvor det behandles med det øvrige affald. Spildevandet ledes til nedsivningsanlægget ved gravitation og siver her ned i jorden via et infiltrationsområde. Det behandlede vand ledes til grundvandszonen. Tabel N 7.1
Tabel E 7.2
5. Vurdering af håndteringssystemer i forhold til 5 boligtyper
5.1 Formålet med vurderingenFormålet med vurderingen er at identificere de systemer der egner sig bedst til de forskellige boligtyper. De forskellige systemer der er blevet behandlet i det foregående kapitel, har hver deres styrker og svagheder, hvilket i høj grad afhænger af hvilken boligtype de bliver implementeret i. Der er stor forskel på om man skal opbygge et håndteringssystem for et etagebyggeri eller for en kolonihave forening. I dag anvendes ét system til alle boligtyper, i fremtiden vil systemvalget sandsynligvis være afhængigt af den boligtype det skal anvendes i. 5.2 VurderingsgrundlagI kapitel 4 blev systemerne beskrevet i forhold til 11 kriterier. Her foretages nu en sammenlignende vurdering af systemerne. Vurderingen foretages på baggrund af de 11 kriterier som blev anvendt til beskrivelse af systemerne i kapitel 4. Kriterierne er: økonomi, recirkulering, energi, sundhedsmæssige forhold lokalt, professionelle arbejdsforhold, driftsikkerhed og vedligeholdelse, teknologisk stade, brug og renholdning, lokal deltagelse, robusthed, og fleksibilitet. Dernæst vurderes de arealkrav der er til de enkelte løsninger. Vurderingen er baseret på de oplysninger omkring de 5 boligtyper der er beskrevet i kapitel 2.2. Det plantedækkede areal og det ubebyggede areal sammenholdes med arealkrav til lokal recirkulering og til implementering af komponenterne. Ved implementering af nye teknologier må det vurderes om det nødvendige areal er til rådighed. Areal kravene er:
Endeligt foretages en prioritering af systemer for de enkelte boligtyper. Prioriteringen baseres dels på den sammenlignende vurdering af systemerne og dels på vurderingen af arealkrav. 5.3 Sammenlignende vurdering af systemerSom vurderingsmetode anvendes en multi-kriterie vurdering. Ved denne sammenlignende vurdering af de udvalgte teknologier, normaliseres kriterierne først. Normalisering udføres ved at værdisætte hvert kriterie, ved tildeling af en værdi fra 1 til 10. Disse værdier indikerer styrker og svagheder ved teknologien. Derefter vægtes vurderingen i forhold til aktørernes prioritering af kriterierne. Herved tydeliggøres i hvilken grad teknologierne tilfredsstiller de forskellige aktørers krav til et system for affaldshåndtering. Teknologierne kan herved sammenlignes indbyrdes, hvilke scorer højt og hvilke lavt. Desuden fremgår det hvor enige eller uenige aktørerne i deres vurdering af de enkelte teknologiske løsninger. Hvis samtlige aktører er enige om at en løsning scorer højt, ville denne løsning generelt kunne tilfredsstille alle interessenters krav til et affaldshåndteringssystem. Er aktørerne meget uenige omkring hvor god en løsning er, kan implementeringen af en sådan løsning føre til utilfredshed og interessekonflikter. For at kunne vurdere de 11 kriterier i forhold til hinanden defineres en fælles skala for kriterierne. Hvert kriterium normaliseres ved at tildeles en score i forhold til en skala fra 1 til 10. Hvor 1 står for dårligste og 10 for bedste præstation. Dette er vist i tabellerne 5.3.1 og 5.3.2 og figurerne 5.3.1 og 5.3.2 for hhv. etableret byggeri og nybyggeri. Kriterierne økonomi, recirkulering og energi er så vidt muligt normaliseret objektivt, mens de resterende kriteriers tildeling af score er sket rent subjektivt. For økonomi, recirkulering og energiforbrug er beregningerne foretaget på baggrund af de valgte intervaller på hhv. fra 1.500 kr. til 4.500 kr. i årlig udgift pr. person; fra 0 til 6 kg kvælstof recirkuleret/(person·år), og energi forbruget fra -200 kWh/(person·år) til 50 kWh/person·år). Der regnes med lineær sammenhæng mellem score og hhv. udgifter, kvælstof recirkuleret og energiforbrug. Som det ses af tabellerne 5.3.1 og 5.3.2 og figurerne 5.3.1 og 5.3.2 er der en meget stor spredning af score for alle systemerne. Da der kun er udvalgt systemer der fra et ingeniørmæssigt synspunkt ser fornuftige ud kunne man måske have forventet en noget mindre spredning, idet mendste på de kvantitative paramentre. Spredningen er især stor for E4, E5 og N3, (E8 er lig med N3), med jævn fordeling af score over hele skalaen. For system E,1 der er lig med N8, falder score i to grupper en med høje score mellem 8 og 9 og en med lave score mellem 2 og 3. Endelig er der systemer der med en smallere fordeling af score (E2, E3 og N2, N9 er lig med E3). Det er stor forskel på hvor højt systemerne scorer på et givent kriterie, ligesom de forskellige kriterier scorer meget forskelligt for et givent system. Der er ikke et system der gennemgående scorer enten højt eller lavt på alle kriterier Table 5.3.1 Se her! Tabel 5.3.2 Se her! Figur 5.3.1. Se her! Figur 5.3.2. Se her De forskellige aktører i affaldshåndteringen vil ikke lægge samme vægt på de forskellige kriterier, de vil prioritere forskelligt. For fire grupper af aktører er opstillet en vægtning af de 11 kriterier, se tabel 5.3.3. Vægtningen er dels foretaget af deltagerne på dialogværkstedet, se afsnit 7.2., og dels på baggrund af en vægtning udført af projektdeltagerne. Tabel 5.3.3.
De score som de forskellige håndteringssystemer har opnået ved normaliseringen til en værdi mellem 0 og 10 vægtes nu efter de fire aktørers prioritering/vægtning. Der opnås herved en vægtet normaliseret score, se figur 5.3.3 og 5.3.4. Disse figurer illustrerer, i hvilken grad de forskellige aktørers prioriteringer tilgodeses ved de forskellige håndteringssystemer. Desuden kan det ses hvor robuste løsningerne er i forhold til de forskellige aktørers prioriteringer. Det fremgår således at aktørerne er forholdsvis enige om hvilken score system 2 skal have, mens der er større uenighed om hvor god en løsning system 1 er. Figur 5.3.3 Figur 5.3.4 Udfaldsrummet for de vægtede normaliserede score er meget snævert, værdierne falder mellem 4,5 og 7,5. Langt de fleste systemer scorer værdier tæt på 6. Dette skyldes at der kun er valgt systemer der fra et ingeniørmæssigt synspunkt virker fornuftige. Hvis systemer, med en mere uhensigtsmæssig opbygning og håndtering, blev inkluderet i den sammenlignende vurdering, vil udfaldsrummet udvides. På baggrund af robustheden af de vægtede normaliserede score, vist i tabellerne 5.3.3 og 5.3.4, vil håndteringssystemerne E2 og E3 være at fortrække frem for E1. Der er større enighed blandt aktørerne om hvor gode løsningerne E2 og E3 er end for løsning E1. Af samme årsag vil system N2 være at foretrække frem for N1, ligesom N9 vil foretrækkes fremfor N8. 5.4 Arealkrav til teknologierI det følgende gennemgås arealkrav til teknologierne. I tabel 5.3.1 og 5.3.2 vises arealkrav for de enkelte håndteringssystemer for henholdsvis etableret byggeri og nybyggeri. Det beregnede arealkravet til lokal recirkulering, sammenholdes med det plantedækkede areal. Ved beregning af arealkravet til etablering af underjordiske tanke, er det antaget at tankene er kugleformede. Tværsnitsarealet af denne kugle ganges med to, for at få arealkravet over jorden. Ved beregning af arealkravet til etablering af beholdere over jorden, er tværsnitsarealet ligeledes ganget med 2. Tabel 5.3.1 Se her! Tabel 5.3.2 Se her! 5.5 Prioritering af løsninger for de enkelte boligtyper
På baggrund af den sammenlignende vurdering af håndteringssystemerne og disses arealkrav i relation til boligtyper, foretages en samlet vurdering af hvilke håndteringssystemer, der skal prioriteres for hver boligtype. Vurderingen af potentialet for lokal recirkulering er baseret på tabel 2.2.3, der viser andelen af det plantedækkede areal der kan gødes med bygødning. Vurderingen af arealkravet til implementering af teknologier er baseret på tabellerne 2.2.1, 5.3.1 og 5.3.2 der viser boligtypernes fordeling af arealer og arealkrav ved implementering af nye teknologier. For at finde frem til hvilke håndteringssystemer der skal prioriteres for de forskellige boligtyper, sammenholdes det ubebyggede areal der er tilrådighed i bebyggelsen med systemernes arealkrav, vist i tabel 5.3.1 og 5.3.2. Tæt bykerne I tæt bykerne er det ubebyggede areal meget begrænset. Dertil kommer at tilkørselsforholdene kan være problematiske på grund af smalle gader og kørselsforbud. Teknologier med lokal recirkulation eller stort plads og transport behov kan derfor være problematisk at implementere i denne boligtype. Arealkrav ved lokal recirkulering Lokal recirkulering af affaldsprodukter kan kun ske for et begrænset antal beboere. Recirkulering af komposteret fast køkkenaffald kan foretages af omkring 25% af beboerne. Her er det forudsat af kvælstof mængden reduceres med 60% ved kompostering. Arealkrav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I tæt bykerne er ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de teknologier der er udvalgt for det etablerede byggeri, undtagen løsningen med nedsivning af gråt spildevand, (E8). Ved nybyggeri er der ingen problemer ved implementering af håndteringssystemer, med rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg, (N1, N8 og N9). Her komposteres det organiske køkkenaffald central eller lokalt. Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokalområdet. For de øvrige systemer er det angivne ubebyggede areal for tæt bykerne ikke tilstrækkeligt til etablering af nedsivningsanlæg. Ved etablering af systemer med tanke og beholdere vil 14-17% af det ubebyggede areal skulle inddrages til formålet. Ved etablering af systemer med nedsivningsanlæg, tanke og beholdere vil det være omkring 50% af det ubebyggede areal der skulle inddrages. Skal det grå spildevand nedsives, vil det optage uforholdsmæssigt meget plads og det kan derfor være nødvendigt at erhverve yderligere arealer til varetagelse af denne opgave. Vurdering af systemløsninger På grund af det begrænsede ubebyggede areal kan systemer med lokal recirkulation og lokal nedsivning af gråt spildevand ikke umiddelbart implementeres. Systemer med opsamling i tanke forudsætter gode tilkørsels forhold, hvilket ofte kan være et problem i ældre bydele.
For etableret byggeri vil der på denne baggrund kun være muligheder for systemer med
central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af fækalier og gråt
spildevand på konventionelt renseanlæg. Der vil for de fleste eksisterende tætte
bykerner være mulighed for etablering af tanke til urin opsamling. Hvor der ikke er
mulighed for dette må urinen ledes med det øvrige spildevand til renseanlæg. Anbefaling af systemer til tæt bykerne For etableret byggeri anbefales systemerne der omfatter central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokalområdet (E1 og E3). For nybyggeri er der ingen af de opstillede systemer der omfatter nedsivning af spildevand eller lokal kompostering der umiddelbart kan anbefales ud fra de angivne data for tæt bykerne. For nybyggeri anbefales derfor ligeledes systemerne der omfatter central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokalområdet (N8 og N9 der er lig med E1 og E3). Åben bykerne Arealkrav ved lokal recirkulering Lokal recirkulering af affaldsprodukter kan kun ske for et begrænset antal beboere. Recirkulering af komposteret fast køkkenaffald kan foretages af omkring 33% af beboerne, forudsat at kvælstof mængden reduceres med 60% ved kompostering. Arealkrav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I åben bykerne er ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de teknologier der er udvalgt for det etablerede byggeri, undtaget løsningen med nedsivning af gråt spildevand, (E8). Ved nybyggeri er der ingen problemer ved etablering af systemer bestående af lokal eller central kompostering af organisk køkkenaffald og rensning af spildevand på konventionelt renseanlæg (N1, N8 og N9). Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokalområdet. For de øvrige systemer er der bedre plads til etablering af tanke, beholdere og nedsivningsanlæg end i tæt bykerne. Dog vil 10-13% af det ubebyggede areal skulle inddrages ved etablering af systemer med tanke og beholdere. Ved etablering af systemer med nedsivningsanlæg, tanke og beholdere vil det være omkring 33% af det ubebyggede areal der skulle inddrages. Skal det grå spildevand nedsives, vil det optage uforholdsmæssigt meget plads og det kan derfor være nødvendigt at erhverve yderligere arealer til varetagelse af denne opgave.
Vurdering af systemløsninger På grund af at det plantedækkede areal er begrænset, kan systemer med lokal recirkulation ikke umiddelbart implementeres. Det er muligt at nedsive spildevand lokalt, men det kan det være vanskeligt at finde areal hertil, da dette vil optage en stor del af friarealet. Tilkørselsforholdene og det tilgængelige ubebyggede areal tillader opsamling af affaldsprodukter i tanke. Systemer med opsamling i to tanke (E5, E7, N5 og N7), hører dog til de mere pladskrævende. For etableret byggeri vil der på denne baggrund ikke være muligheder for systemer med
lokal kompostering af det organiske køkkenaffald, (E2 og E8). Alle de øvrige
systemløsninger for etableret byggeri er mulige. Af den sammenlignende vurdering af
systemløsningerne, se figur 5.3.3, fremgår det at systemmet med bioforgasning af
køkkenaffald, urin og fækalier, (E6), er den løsning der vurderes at være bedst.
Derudover vurderes løsningerne der omfatter central kompostering af det organiske
køkkenaffald, samt rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt
renseanlæg, også relativt højt, (E1 og E3). Urinen ledes enten med det øvrige
spildevand til rensningsanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for
lokalområdet. I nybyggeri er der mulighed for at etablere bedre tilkørselsforhold. Ved inddragelse af nærliggende arealer vil der yderligere være mulighed for etablering af nedsivningsanlæg på et fælles areal. Forudsat at nedsivning er mulig det pågældende sted. Løsninger med lokal kompostering af affald, kan ikke implementeres med mindre det plantedækkede areal udvides. Alle de øvrige systemløsninger for nybyggeri er mulige. Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.4, fremgår det at systemet med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier, er den løsning der vurderes at være bedst (N6). Derudover vurderes løsningerne med central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg relativt højt. Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokal området (N8 og N9).Løsningen vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier, (N4), og bioforgasning af køkkenaffald og fækalier samt opsamling af urin, (N7) vurderes knapt så højt. Anbefaling af systemer til åben bykerne For etableret byggeri anbefales løsningen med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier, (E6). Samt systemerne der omfatter central kompostering af det organiske køkkenaffald, samt rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg, (E1 og E3). Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokal området. For nybyggeri anbefales systemerne med bioforgasning af køkkenaffald, urin og
fækalier, (N6 ), og løsningen med vådkompostering af, (N4). Desuden anbefales
løsningerne med central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af
fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg Lejligheder I lejlighedsbyggeri er der, i forhold til de ovenfor omtalte boligtyper, et større ubebygget areal, og dermed bedre plads til opsamlingstanke og systemer med lokal recirkulation.
Arealkrav ved lokal recirkulering Her er det muligt at recirkulere alt komposteret fast køkkenaffald. Der er dog ikke plads til at recirkulere fækalier komposteret sammen med fast køkkenaffald. Arealkrav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I lejlighedsbyggeri er ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de teknologier der er udvalgt for det etablerede byggeri. Ved nybyggeri er der ingen problemer ved implementering af systemer med rensning af spildevand på konventionelt renseanlæg, (N1, N8 og N9). Ved etablering af systemer med tanke og beholdere vil 4-5% af det ubebyggede areal skulle inddrages til formålet. Ved etablering af systemer med nedsivningsanlæg, tanke og beholdere vil det være omkring 14% af det ubebyggede areal der skulle inddrages. Vurdering af systemløsninger Lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald er mulig, men ikke lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald og fækalier. Det er her muligt at nedsive spildevand lokalt, og tilkørselsforholdene og størrelsen af det tilgængelige ubebyggede areal tillader opsamling af affaldsprodukter i beholdere og tanke. For etableret byggeri er alle systemløsninger for etableret byggeri mulige, undtagen systemet med lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald og fækalier, (E8). Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.3, fremgår det at systemmet med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier (E6), er den løsning der vurderes at være bedst. Løsningerne med kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt reseanlæg, evt. kombineret med urinopsamling, (E1, E2 og E3), vurderes ligeledes højt. Endelig vurderes løsningen med bioforgasning af køkkenaffald og fækalier kombineret med urin opsamling (E7) mindre højt For nybyggeri vil der ikke være mulighed for systemet med lokal kompostering af både
det organiske køkkenaffald og fækalier, (N3). Anbefaling af systemer til lejlighedsbyggeri For etableret byggeri anbefales systemerne der omfatter bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier, (E6). Ligeledes anbefales løsningerne med kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt rensningsanlæg, (E1, E2 og E3), evt. kombineret med urinopsamling. For nybyggeri anbefales systemet med bioforgasning af køkkenaffald, fækalier og urin, (N6),og løsningerne med lokal kompostering af køkkenaffald, hvor spildevandet enten ledes til konventionelt renseanlæg (N1), eller hvor urinen opsamles mens det resterende spildevand nedsives (N2). Endelig anbefales løsningerne med central kompostering af det organiske køkkenaffald, rensning af fækalier og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg relativt højt. Urinen ledes enten med det øvrige spildevand til renseanlæg eller opsamles for senere genanvendelse uden for lokal området (N8 og N9). Rækkehuse Ved rækkehuse er der et stort ubebygget areal og dermed god plads til opsamlingstanke og kompostbeholdere til systemer med lokal recirkulation .
Arealkrav ved lokalrecirkulering Det plantedækkede areal i rækkehuse er relativt stort. Her kan både fækalier og køkkenaffald recirkuleres lokalt. Arealkrav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I rækkehuse er der ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de udvalgte teknologier for både etableret byggeri og nybyggeri. Ved etablering af nedsivningsanlæg, tanke og beholdere skal omkring 4% af det totale ubebyggede areal afstås hertil. Vurdering af systemløsninger Lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald eller samkomposteret køkkenaffald og fækalier er mulig. Der er plads til at nedsive spildevand lokalt. Der er gode tilkørselsforhold og det tilgængelige ubebyggede areal tillader opsamling af affaldsprodukter i tanke. Alle systemløsninger i etableret byggeri er mulige. Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.3, fremgår det at systemet med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier (E6), er den løsning der vurderes at være bedst. Derudover vurderes løsningerne med kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt renseanlæg, evt. kombineret med urinopsamling, (E1, E2 og E3),også relativt højt. Endelig vurderes kan løsningen med vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier (E4),og løsningen med bioforgasning af køkkenaffald og fækalier kombineret med urin opsamling (E7) mindre højt. Alle systemer for nybyggeri er ligeledes mulige, forudsat at nedsivning er mulig på det pågældende sted. Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.4, fremgår det at system N6, bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier, er den løsning der vurderes at være bedst. Derudover vurderes løsningerne med lokal kompostering af køkkenaffald (N1 og N2) også relativt højt. Løsningerne med central kompostering af køkkenaffald og spildevand til konventionelt renseanlæg, evt. kombineret med urinopsamling (N8 og N9), er de løsninger der kommer lige efter i vurderingen. Endelig kan løsningen med vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier, N4 også komme i betragtning. Anbefaling af systemer til rækkehuse For etableret byggeri anbefales systemerne med bioforgasning af organisk affald (E6), samt systemerne med kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt renseanlæg (E1, E2 og E3). For nybyggeri anbefales systemerne med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier (N6), lokal kompostering af køkkenaffald (N1 og N2), central kompostering af køkkenaffald og spildevand til konventionelt renseanlæg, (N8 og N9), og vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier (N4). Villaer Ved villaer er der et stort ubebygget areal og dermed god plads til opsamlingstanke og kompostbeholdere til systemer med lokal recirkulation.
Arealkrav ved lokal recirkulering Det plantedækkede areal pr. indbygger er ligeledes stort. Her kan både fækalier og køkkenaffald recirkuleres lokalt. Arealkrav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I villaer er der ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de udvalgte teknologier for både etableret byggeri og nybyggeri. Ved etablering af nedsivningsanlæg og tanke skal omkring 4% af det totale ubebyggede areal afstås hertil. Vurdering af systemløsninger Lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald er muligt og lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald og fækalier er muligt. Der er plads til at nedsive spildevand lokalt. Der er gode tilkørselsforhold og det tilgængelige ubebyggede areal tillader opsamling af affaldsprodukter i tanke. Alle systemløsninger i etableret byggeri er mulige. Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.3, fremgår det at systemmet med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier (E6), er den løsning der vurderes at være bedst. Derudover vurderes løsningerne med kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt renseanlæg, evt. kombineret med urinopsamling, (E1, E2 og E3), også relativt højt. Endelig kan løsningerne med vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier (E4), og løsningen med bioforgasning af køkkenaffald og fækalier kombineret med urin opsamling (E7), også tages i betragtning. Alle systemer for nybyggeri er ligeledes mulige, forudsat at nedsivning er mulig på det pågældende sted. Af den sammenlignende vurdering af systemløsningerne, se figur 5.3.4, fremgår det at system N6, bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier, er den løsning der vurderes at være bedst. Derudover vurderes løsningerne med lokal kompostering af køkkenaffald (N1 og N2) også højt. Løsningerne med central kompostering af køkkenaffald og spildevand til konventionelt renseanlæg, evt. kombineret med urinopsamling (N8 og N9), vurderes ligeledes relativt højt. Endelig kan løsningen med vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier, N4 også komme i betragtning. Anbefaling af systemer til villaer For etableret byggeri anbefales systemet med bioforgasning af organisk affald (E6), kompostering af køkkenaffaldet og rensning af spildevandet på konventionelt renseanlæg (E1, E2 og E3), samt vådkompostering af køkkenaffald, urin og fækalier (E4). For nybyggeri anbefales systemerne med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier (N6), lokal kompostering af køkkenaffald (N1 og N2), samt central kompostering af køkkenaffald og spildevand til konventionelt renseanlæg, (N8 og N9). Kolonihaver Ved kolonihaver er der et stort ubebygget areal og dermed god plads til opsamlingstanke og kompostbeholdere til systemer med lokal recirkulation. Dog kan tilkørselsforholdene være problematiske på grund af smalle stier og kørselsforbud.
Arealkrav ved lokal recirkulering Det plantedækkede areal pr. indbygger er stort. Her kan både fækalier og køkkenaffald recirkuleres lokalt. Arealkrav til Ved etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I kolonihaver er der ingen problemer med hensyn til arealkrav ved implementering af de udvalgte teknologier for både etableret byggeri og nybyggeri. Vurdering af systemløsninger Lokal recirkulering af komposteret køkkenaffald eller af samkomposteret køkkenaffald og fækalier er mulig. Der er plads til at nedsive spildevand lokalt. Der er normalt ikke særligt gode tilkørselsforhold, derfor vil afhentning af affaldsprodukter i tankvogne være uhensigtsmæssigt. Kloakering af kolonihaveforeninger er ofte en uhensigtsmæssigt dyr løsning i forhold til de øvrige udgifter der er i forbindelse med kolonihaven og den tid brugerne opholder sig i den. 7 af de 8 systemløsninger der er til opstillet for etableret byggeri forudsætter
kloakering af kolonihaverne. På grund af de ofte dårlige tilkørselsforhold er ingen af
løsningerne med fælles opsamling af affald i tanke hensigtsmæssige, (E4, E5, E6 og E7).
Da der er et stort haveareal hvor alt urin og køkkenaffald kan bruges er der ingen grund
til at samle køkkenaffaldet ind til central kompostering, (E1 og E3). 6 af de 9 systemer for nybyggeri forudsætter at nedsivning er mulig på det pågældende sted. Systemer med fællesopsamling i tanke er, som ovenfor omtalt, ikke hensigtsmæssige på grund af dårlige tilkørsels forhold, N4, N5, N6 og N7). Da der er et stort haveareal hvor alt urin og køkkenaffald kan anvendes er vil det være en fordel at vil det være en fordel at håndtere affaldet lokalt fremfor at samle køkkenaffaldet ind til central kompostering, (N8 og N9). System N2 og N3 er derimod velegnede, da behandlingen i disse to systemer fortrinsvis finder sted på ejendommen. Som omtalt under etableret byggeri, behøver urinen ikke at blive transporteret væk, men kan anvendes lokalt. Ved at anvende en billigere samletank og eliminere transportudgiften og udgiften til lagertank for urin opnås betydelige økonomiske fordele. Ved urin opsamling i plastikdunke og lokal anvendelse af urinen, er den økonomiske besparelse på omkring 1.300 kr./(person·år), (Eilersen, 2001). Anbefaling af systemer til kolonihaver For kolonihaver, hvor der er etableret kloaknet, anbefales det system som omfatter lokal kompostering af det organiske køkkenaffald,og rensning af spildevand på konventionelt renseanlæg (E2). hvor der ikke er kloakeret anbefales løsningen med lokal kompostering af køkkenaffald og fækalier, urin opsamling og nedsivning af gråt spildevand (E8). For nybyggeri anbefales systemerne med urinopsamling og nedsivning af spildevand,
kombineret med lokal kompostering af enten køkkenaffald (N2), eller køkkenaffald og
fækalier sammen (N3).
En oversigt over anbefalingerne af håndteringssystemer for de seks boligtyper i hhv. etableret byggeri og nybyggeri viser i tablel 5.5.1 og 5.5.2. Tabel 5.5.1
Tabel 5.5.2
6. Metode til valg af håndteringssystemerVed valg af håndteringssystemer for en given by skal der tages hensyn til de lokale forhold. I dette kapitel beskrives en metode til hvordan der kan vælges håndteringssystemer for forskellige boligområder i en by. For at kunne vælge håndteringssystemer skal boligmassen karakteriseres, affalds-mængden skal fastlægges og det skal kortlægges hvordan boligtyperne fordeler sig. Det endelige systemvalg foretages på baggrund af boligtypernes karakteristika og de vurderinger af håndteringssystemerne der er foretaget i kapitel 5. Metoden blev anvendt på Hillerød by i kapitel 7. 6.1 Karakterisering af boligmassenBoligmassen i byen karakteriseres med hensyn til husstandsstørrelse, opholdstiden i boligen med m.m vist i tabel 6.1.1.Ved karakteriseringen af boligtyperne skal der såvidt det er muligt anvendes lokale data. Hvor det ikke er muligt at finde lokale data anvendes de generelle data fra tabel 2.2.1. Tabel 6.1.1.
6.2 Fastlæggelse af affaldsproduktionenVed fastlæggelse af affaldsproduktionen i boligen tages udgangspunkt i hvor mange
timer /døgn og hvor mange dage om året husstanden er beboet. Som udgangspunkt kan benyttes de generelle data i kapitel 2, for afleveret andele af affald i husstanden:
Hvis de generelle antagelser benyttes kan der opsamles følgende affaldsmængder i husholdninger se tabel 6.2.1. Tabel 6.2.1.
For at kunne opstille geografisk sammenhængende håndteringssystemer skal boligtypernes antal og beliggenhed fastlægges. Antallet af de enkelte boligtyper kan fastlægges på baggrund af eksisterende statistisk materiale, det kan f.eks. gøres ved at samkøre bygnings- og boligregistret med folkeregistret. For at fastlægge boligtypernes beliggenhed inddeles byen i områder. Antallet af de forskellige boligtyper i områderne fastlægges. Det kan f.eks. gøres ved hjælp af kommunes inddeling af byen i skoledistrikter. Findes der ikke eksakte opgørelser for alle boligtyperne kan de resterende boligtypers beliggenhed skønnes udfra strukturkort fra kommunen eller lignende. 6.4 Gruppering af boligområderneFor at få større sammenhængende områder med en homogen boligmasse kan boligområderne grupperes i boliggrupperinger. På baggrund af opgørelsen af boligtyper i boligområder, grupperes de boligområder der indeholder de samme boligtyper. Boligtyper der udgør mindre end 20% af boligmassen i en boliggruppering kan evt. udelades fra beskrivelsen af den pågældende boliggruppering. En boliggruppering kan bestå af en til flere boligtyper, ligesom den kan bestå af flere områder. Disse områder er ikke nødvendigvis sammenhængende. 6.5 Identificering af håndteringssystemerVed vurdering af arealbehovet til lokal recirkulering anvendes opgørelsen af det det plantedækkede areal fra tabel 6.1.1, mens det ubebyggede areal fra tabel 6.1.1, anvendes til at vurdere andelen af det ubebyggedeareal der skal anvendes til implementering af teknologierne i boligtyperne. Valget af håndteringssystemer til de enkelte boliggrupperinger bygger derudover på prioriteringen af systemerne foretaget i kapitel 5.5. Arealkarvet til lokal recirkulering kan opgøres i en tabel svarende til tabel 6.5.1. De opgjorte arealkrav kan derefter sammenholdes med oplysningerne der foreligger omkring plantedækket areal for boligtyperne i den pågældende by. Det kan derefter beregnes hvor stor en andel af affaldet der kan recirkuleres lokalt i de enkelte boligtyper. Tabel 6.5.1.
Arealkravet til etablering af de forskellige systemer kan opgøres i en tabel svarende til tabel 6.5.2. Andelen af det ubebyggede areal der skal inddrages til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg kan herefter beregnes. Tabel 6.5.2
På baggrund af ovenstående beregninger af arealkrav samt vurderingen og prioriteringen af systemer for boligtyperne i kapitel 5, identificeres mulige teknologier til implementering i boliggrupperingerne. 6.6 Valg af håndteringssystemerValg af systemer til boliggrupperingerne foretages dels på baggrund af identificeringen af systemerne i foregående afsnit og dels på baggrund af prioriteringen af systemerne i kapitel 5.5. Derudover må det vurderes om der kan være andre praktiske forhold der kan være afgørende for system valget f.eks. tilkørsles muligheder eller støjgener. 6.7 Tilpasning af systemerne i forhold til hinandenNår håndteringssystemerne for boliggrupperingen er valgt kan der ofte opnås en bedre udnyttelse af indsamlings og behandlingsteknologierne ved at ændre på håndteringen for nogle af boliggrupperingerne. Der kan f.eks. være rationaliseringsgevinster ved at det samme materiel kan benyttes til indsamling i flere boliggrupperinger. Udgiften til behandling kan i nogle ligeledes nedbringes ved at ved at reducere antallet af forskellige behandlingsteknologier 6.8 Konsekvenser af omstillingPå baggrund af de lokale data justeres beregningerne af de energimæssige, økonomiske og næringsstofsmæssige konsekvenser af systemskiftet. Justeringen af system diagrammer fra kapitel 4 er foretaget for alle systemdiagrammerne i bilag 3 dog ikke for systemer med urinopsamling og vådkompostering da disse fik den laveste samlede vurdering i kapitel 5.3. Justering af data fra systemdiagrammer i kapitel 4 Energimæssige konsekvenser Energiforbruget til transport reduceres svarende til reduktionen i affalds mængderne. Substitution af energiforbruget til kunstgødning reduceres svarende til reduktionen i affalds mængderne. Økonomiske konsekvenser Udgifterne til anlæg og drift for: rør og brønde, konventionelt renseanlæg og
nedsivningsanlæg reduceres ikke. Næringsstofsmæssige konsekvenser Recirkuleringspotentialet beregnes på baggrund af fastlæggelsen af affaldsproduktionen i tabel 6.2.1 7. Valg af systemer til Hillerød by7.1 Karakterisering af boligmassen i HillerødBoligtypernes karakteristika i Hillerød Som det fremgår af nedenstående oversigt eksisterer der faktiske tal for det gennemsnitlige antal beboere i henholdsvis lejligheder, villaer og rækkehuse i Hillerød Kommune. Desuden eksisterer der lokale skøn for:
Tabel 7.1.1
(1): (Jeppe-befolkningsprognose, 1999). (2): Generelle data fra tabel 2.2.1; (Jönsson et al, 1998) og (Eiris et al 1999). (3): (Hillerød Kommune, 1997a). (4): (Andersen, 2000) (5): (Sülsbruck, 2000), (Hillerød Kommune, 1997a) og (Hillerød Kommune, 1997b). 7.2 Fastlæggelse af affaldsproduktionenVed fastlæggelse af affaldsproduktionen i boligen tages udgangspunkt i
opholdstiden i boligen. Som det fremgår af tabel 7.1.1. anvendes her de generelle data.
Der anvendes derfor samme generelle antagelser som i afsnit 2.3. Det antages i det følgende at nedenstående procentvise andel af affaldet afleveres i husstanden:
7.3 Boligtypernes fordelingBoligmassen i Hillerød På baggrund af statistik over skoledistrikterne i Hillerød Kommune, er der for hvert skoledistrikt opgjort antallet af boliger og den gennemsnitlige husstandsstørrelse (Jeppe-befolkningsprognose, 1999). Statistikken er baseret på en samkørsel af bygnings- og boligregisteret og folkeregisteret. De boligtyper som indgår i statistikken er: lejligheder (etagebebyggelse), rækkehuse (tæt-lav bebyggelse) og villaer (åben bebyggelse). På baggrund af skoledistrikternes lokalisering i Hillerød skønnes andelen af etageboliger der er tæt bykerne eller lejligheder i periferi. Tilsvarende skønnes andelen af tæt/lav boliger, der er åben bykerne eller rækkehuse. Kortgrundlaget for dette skøn er kort over skoledistrikter, hovedstrukturkort fra Kommuneplan 2007 (Hillerød kommune, 1997b). Tabel 7.3.1. (1): Haveforeningen Frederiksborg og Haveforeningen Rønnevang ligger i dette
skoledistrikt. Der er derudover 3 kolonihaveforeninger i Hillerød, (Kolonihaveforbundet i Danmark, 2000):
Der er i alt 277 kolonihaver, og der findes ikke på nuværende tidspunkt oplysninger om antallet af personer som benytter haverne og i hvilket omfang de opholder sig i deres kolonihave. 7.4 Gruppering af boligtyperFor at få samlet skoledistrikterne i større sammenhængende områder med en homogen boligmasse grupperes distrikterne fra tabel 7.3.1 til boliggrupperinger. De boligtyper der udgjorde mindre end 20 % af husstandene i et skoledistrikt er i tabel 7.4.1. opgjort som rest. Boliggrupperingernes beliggenhed i Hillerød er illustreret i figur 7.4.1. Tabel 7.4.1.
Figur 7.4.1. 7.5 Identificering af håndteringssystemer til boliggrupperingerneVed vurdering af arealkrav til lokal recirkulering anvendes det plantedækkede areal for boligtyperne opgivet i tabel 7.1.1. Til vurdering af arealkravet til implementering af teknologier anvendes det ubebyggede areal for boligtyperne ligeledes opgivet i tabel 7.1.1. Valget af håndteringssystemer til de enkelte bolig grupperinger bygger derudover på den prioritering af håndteringssystemerne der er foretaget i kapitel 5.5. Vurdering af areal krav ved lokal recirkulering I tæt bykerne er der for lidt plads til lokal recirkulering af køkkenaffald, se tabel 7.5.1. Her kan kun recirkuleres halvdelen af køkkenaffaldet eller 35 % af det komposterede køkkenaffald og fækalier. I de øvrige boligtyper er der tilstrækkeligt med plads til at recirkulere de komposterede affaldsprodukter. Tabel 7.5.1.
Vurdering af areal krav til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg I tabel 7.5.2 er arealkravet til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg angivet, samt en andelen af det ubebyggede areal der skal inddrages til etablering af beholdere, tanke og nedsivningsanlæg for de enkelte boligtyper. Tabel 7.5.2
Af tabel 7.5.2 ses det at alle boligtyper har plads til de forskellige systemers teknologier. Det kan dog ikke anbefales at teknologierne optager mere end 20% af det ubebyggede areal. For tæt bykerne og åben bykerne er det derfor kun teknologierne N1, N7 og N8 der kan anbefales for nybyggeri mens der ikke er nogle arealbegrænsninger med hensyn til implementering af de øvrige systemer for nybyggeri. For etableret by er der ikke plads til system E8 i tæt og åben bykerne, mens der ikke er nogle pladsbegrænsninger i de øvrige boligtyper. På baggrund af ovenstående beregninger af arealkrav samt vurderingen og prioriteringen af systemer i kapitel 5, identificeres følgende teknologier til implementering boliggrupperingerne. For etableret byggeri vises anbefalingerne af håndteringssystemer i tabel 7.5.3, mens anbefalingerne for nybyggeri er vist i tabel 7.5.4. Tabel 7.5.3.
7.5.1.1Tabel 7.5.4.
7.6 Valg af håndteringssystemer for boliggrupperingernePå baggrund af tabellerne 7.5.3 og 7.5.4, og prioriteringen af håndteringssystemer i kapitel 5.5, er der valgt et håndteringssystem for hver boliggruppering i Hillerød. Derudover er der taget hensyn til en række praktiske forhold som f.eks. støj fra vakuum toiletter. De valgte håndteringssystemer for boliggrupperingerne er vist i tabel 7.6.1 og illustreret i figur 7.6.1. Tabel 7.6.1.
Til tæt bykerne er valgt et håndteringssystem med central kompostering af køkkenaffald, hvor spildevandet ledes til konventionel renseanlæg (E1). Dette er valgt fremfor et system med central kompostering af køkkenaffald, urinopsamling samt fækalier og gråt spildevand til renseanlæg (E3), fordi vi har vurderet det ville være problematisk at etablere urinopsamling og at komme rundt med en tankvogn i Hillerøds gamle bymidte. Til boliggrupperingerne med lejligheder, lejligheder og villaer samt lejligheder og rækkehuse, er valgt et system med lokalkompostering af køkkenaffald, urinopsamling samt fækalier og gråt spildevand til renseanlæg (E2). Systemet med bioforgasning af urin, fækalier og køkkenaffald og gråt spildevand til renseanlæg (E6) lå højere i den samlede vurdering men er ikke valgt til disse boliggrupperinger da systemet er med vakuumtoiletter. I lejligheder vil vakuumtoilettet ikke kun støje i den enkelte bolig men i hele ejendommen. Til boliggrupperingen med tæt bykerne- lejligheder og villaer er valgt centralkompostering af køkkenaffald, urinopsamling samt fækalier og gråt spildevand til renseanlæg (E3). Der er valgt central frem for lokalkompostering, da der er tæt bykerne i boliggrupperingen. Til boliggrupperingerne rækkehuse, villaer samt villaer og rækkehuse er valgt systemet med bioforgasning af køkkenaffald, urin og fækalier samt gråt spildevand til renseanlæg (E6). Det er den løsning der i den sammenlignende vurdering scorer højest. Løsningen er med vakuumtoiletter kan anvendes her, da det er enfamiliehuse. Til boliggrupperingen med kolonihaver er valgt en løsning med lokalkompostering af køkkenaffald og fækalier, urinopsamling samt nedsivning af gråt spildevand (E8). Den er valgt fordi kolonihaverne ikke er kloakeret. Figur 7.6.1 7.7 Tilpasning af systemerne i forhold til hinandenVed etablering af flere parallelle håndteringssystemer opstår der mulighed for samkøring af forskellige dele af systemerne. Herved kan håndteringssystemerne optimeres ved at udbygge enkelte af håndteringsteknologierne. I afsnit 7.6 blev der til boliggrupperinger med rækkehuse og villaer valgt et system med bioforgasning af urin, fækalier og køkkenaffald (E6). Ved etablering af et biogasanlæg vil det være en fordel også at behandle det øvrige køkkenaffald på biogasanlægget da det vil forøge tørstofindholdet i reaktoren og udnyttelsen af det betydelige biogaspotentiale der er i køkkenaffald. Derudover tabes der væsentligt færre næringsstoffer end ved kompostering. I de tre boliggrupperinger hvor der blev valgt et system med lokal kompostering af køkkenaffald, urinopsamling og konventionelt renseanlæg (E2) erstattes lokal kompostering af køkkenaffald med bioforgasning. I den boliggruppering hvor der blev valgt central kompostering af køkkenaffald, urinsortering og konventionelt renseanlæg (E3) erstattes centralkompostering ligeledes med bioforgasning af køkkenaffald, hvorved de fire boliggrupperinger får samme system nemlig bioforgasning af køkkenaffald, urinopsamling og konventionelt renseanlæg. I systemet med central kompostering af køkkenaffald og behandling af spildevand på konventionelt renseanlæg (E1), der blev valgt for tæt bykerne erstattes central kompostering ligeledes med bioforgasning af køkkenaffald. Til kolonihaverne blev der valgt et system med lokal kompostering af køkkenaffald og fækalier, urinopsamling og nedsivning af gråt spildevand (E8). Dette system ændres ikke da indsamling af køkkenaffald til central kompostering besværliggøres pågrund af dårlige tilkørselsforhold og fordi benyttelsen af kolonihaverne ikke er så stabil, som ved helårs huse. Samtidig er der i kolonihaverne en generel interesse for at recirkulere organisk affald lokalt. De endeligt anbefalede systemer for Hillerød er: E 1 Modificeret. Bioforgasning af køkkenaffald, spildevand ledes til konventionelt renseanlæg. E 2 og E 3 Modificerede. Bioforgasning af køkkenaffald, urinopsamling, fækalier og gråt spildevand til renseanlæg. E 6. Bioforgasning af køkkenaffald, fækalier og urin, gråt spildevand til konventionelt renseanlæg. E 8. Lokal kompostering af køkkenaffald og fækalier. Urinopsamling, nedsivning af gråt spildevand. Figur 7.7.1 7.8 Konsekvenser af omstillingTabel 7.8.1
Konsekvenserne for kolonihaveområderne I tabel 7.8.2 er beregningerne for energi, økonomi og recirkuleringspotentiale foretaget for kolonihaverne i Hillerød. Der er ikke foretaget nogen sammenligning med de eksisterende forhold da der ikke var tilgængelige data for de nuværende forhold. Tabel 7.8.2
Sammenligning af systemerne for helårsbeboelse med referencesystemet I tabel 7.8.3 er energi, økonomi og recirkulerinspotentiale beregnet for de tre endelige håndteringssystemer for helårsbeboelse. I tabel 7.8.4 er energiforbrug økonomi og recirkuleringspotentiale beregnet for referencesystemet (E1). Tabel 7.8.2
Tabel 7. 8.3
Sammenligning af energiforbrug Ved sammenligning af energiforbruget i de tilpassede systemer med referencesystemet ses
det at energi produktionen i det tilpassede system er 3.253.247 kWh mens energiforbruget i
referencesystemet er 190.735 kWh. Sammenligning af den årlige udgift I de tilpassede systemer for Hillerød er merudgiften i den årlige drift 17 % større end i referencesystemet. Sammenligning af nutidssværdien Nutidsværdien er 10 % større i det tilpassede system end i referencesystemet. Sammenligning af recirkuleringspotentiale Recirkuleringspotentialet for kvælstof og kalium er 3 gange højere i det tilpassede system end i referencesystemet. Recirkuleringspotentilaet for fosfor er det samme for de to systemer. Hvis den opsamlede kvælstofmængde skal anvendes på landbrugsområder i Hillerød
kommune, kan der erstattes 66.427 kg kvælstof med bygødning. Hvis der gives 150 kg
kvælstof pr. hektar, kan der gødes 443 hektar med bygødning. Af det samlede
landbrugsareal i kommunen som udgør 3750 hektar ( Petersen, 2001) svarer det til 11 % af
landbrugsarealet i kommunen. Tabel 7.8.3.
Forskellen mellem reference systemet og de nye håndteringssystemer pr.person er den samme som sammeligningen for Hillerød. Der er en stor energigevinst og et væsenligtstsørre recirkuleringspotentiale ved de nye systemer. Referencesystemet er derimod en anelse billigere. 8. Muligheder og barrierer for implementering
8.1 Mini-dialogværksted om barrierer for recirkuleringEn lang række barrierer for større udbredelse af toiletsystemer til recirkulering af næringsstoffer er identificeret på baggrund af erfaringer med aktuelle forsøg med denne type toiletsystemer. Formålet med workshoppen var at diskutere tre typer af barrierer, som har betydning for recirkulering af næringsstoffer fra by til land:
Tekniske barrierer Toilet teknologierne er ikke udviklet tilstrækkeligt
Årsager til manglende teknologisk udvikling
Brugermæssige barrierer For dårlige løsninger
"Toiletkultur" Blandt andet i form af:
Behov for adfærdsændring
Barrierer i forhold til myndighederne
Gældende regler som barrierer
De ovennævnte barrierer viser, at teknologierne endnu ikke er udviklet tilstrækkeligt til at anvendes i større omfang og at der er grundlag for forbedring af de nuværende løsninger. 8.2 Dialogværksted om recirkulering af næringsstofferFor at identificere både muligheder og barrierer for recirkulering af næringsstoffer fra by til land er afholdt et daglangt dialogværksted om emnet. Deltagerne repræsenterede relevante aktørgrupper som landmænd, teknikere, og myndigheder. Det følgende er en kort præsentation af essensen fra dialogværkstedet. En fyldig redegørelse findes i referatet fra mødet (Nielsen og Almlund, 2001). Udgangspunkt i to tekniske scenarier Gruppearbejdet på dialogværkstedet tog udgangspunkt i to forskellige tekniske
scenarier, for at lette konkretiseringen af muligheder og barrierer. Figur 8.2.1: Se her! Figur 8.2.2.: Se her! Muligheder og barrierer for hvert scenario Formålet med det første gruppearbejde var at beskrive muligheder og barrierer som forskellige aktørgrupper så dem. Derfor arbejdede deltagerne i homogene grupper hhv. i landmandsgruppen, teknikergruppen og myndighedsgruppen. Tabel 7.2.1: Se her! Alle tre grupper pegede på nogle generelle muligheder ved recirkulering af næringsstoffer, som blev nævnt både for scenario 1 og 2. De generelle muligheder er: en bedre udnyttelse af næringsstofferne og et lavere vandforbrug. Desuden er der fordele ved energiproduktion ved anvendelse af biogasteknologi. Biogasteknologien blev dog også fremstillet som en barriere, idet anlæggene på nuværende tidspunkt ikke er tilstrækkeligt udviklet til at håndtere denne type biologisk materiale. Både teknikere og myndigheder pegede på fordele i forhold til kloaksystemer og renseanlæg, energiforbrug og økonomi. Mens landmandsgruppen så en mulighed for at forbedre forbindelsen mellem land og by og at dette kunne være med til at skærpe miljøbevidstheden i byerne. Blandt barriererne for systemer til recirkulering af næringsstoffer var der enighed i de tre grupper om at: økonomi, sundhedsmæssigeforhold, myndighedsshåndtering, mistillid til produktkvalitet og et stort transport behov er væsentligste barrierer. Desuden mener flere at vaner og tekniske begrænsninger samt drift og vedligeholdelse er centrale barrierer. Forslag til handlingsplan I det andet gruppearbejde blev deltagerne delt i to grupper, på tværs af den tidligere gruppedannelse. Målet med gruppearbejdet var at lave en handlingsplan, der kan overvinde centrale barrierer og udnytte centrale muligheder for ét af de to scenarier. Tabel 7.2.3:
I begge handlingsplaner indgår følgende tiltag:
Handlingsplan 1 er præget af en strategi om at lære fra konkrete pilotprojekter, mens handlingsplan 2 tyder mere på en satsning på generelle udredningsarbejde omkring særlige forhold bl.a. økonomi, lovgivning, sygdomsrisici m.v. 8.3 Afsluttende kommentarer om muligheder og barrierer for implementeringDe to dialogværksteder giver en kvalitativ beskrivelse af muligheder og barrierer for implementering af tekniske systemer til recirkulering. Her af fremgår det at nogle aktører ser muligheder for denne type systemer i form af bedre udnyttelse af næringsstoffer, muligheder for energiproduktion (biogas), vandbesparelser og nogle nævner også, at det muligvis også kan være økonomisk fordelagtigt især ved nye bebyggelser. Men det er tydeligt at der også er mange barrierer forbundet med en implementering. Teknologierne er fortsat under udvikling og der er mange "børnesygdomme". Der er usikkerhed mht. hvordan sundhedsrisikoen kan minimeres og hverken lovgivning eller myndighedsbehandling er gearet til denne type systemer. Endeligt er der tvivlen om, hvordan den brede befolkning vil modtage sådanne anlæg, da det er vanskeligt at ændre "toiletkultur", selv for de personer, der frivilligt lever med pilotanlæggene. 9. Samfundsøkonomisk vurdering9.1 IntroduktionEn samfundsøkonomisk vurdering af de i kapitel 4 beskrevne teknologiske tiltag til at forøge recirkuleringen af næringsstoffer fra by til land bør på positiv-siden inddrage de to væsentligste miljømæssige argumenter:
På negativ-siden er der en række omkostninger forbundet med at indføre nye teknologiske tiltag. To forhold er af så afgørende karakter, at de bør indgå i enhver samlet vurdering af et miljøtiltag: For det første er der tale om omkostninger af ren økonomisk art til etablering af nye anlæg, til drift og vedligehold af disse, til ændrede transportkrav, samt til eventuel ekstra monitorering. Investeringsbehovet og transportbehovet vil ofte variere ganske betydeligt mellem de forskellige foreslåede tiltag. For det andet vil et miljøtiltag også ofte påvirke andre miljøforhold, end hvad der er sigtet med tiltaget. Til næsten alle processer medgår forbrug af energi. En række andre væsentlige miljøproblemer er direkte knyttet til brugen af energi. Det er derfor – selv hvis man anlægger en ren miljømæssig synsvinkel, hvor der ses bort fra de økonomiske omkostninger – vigtigt at sikre sig, at et givent miljøtiltag ikke samtidig medvirker til en mærkbar forringelse af miljøet på et andet område – f.eks. ved at kræve et betydeligt merforbrug af energi. Denne problemstilling er helt central netop i forbindelse med en vurdering af recirkuleringsteknologierne, da det resulterende energiforbrug varierer ganske markant imellem de forskellige foreslåede teknologiske løsninger. Dertil kommer, at den anden af de to ovenfor nævnte miljømæssige fordele ved at recirkulere næringsstoffer tilbage til landbruget er baseret på, at der spares produktion af kunstgødning – dette er reelt blot udtryk for en energimæssig gevinst. Hvis det teknologiske tiltag til større recirkulering samlet set skal udvise en miljømæssig gunstig effekt, er påvirkningen af den samlede energibalance derfor en væsentlig faktor. Det er naturligvis muligt, at der vil være tale om både en økonomisk besparelse og en energimæssig besparelse ved at overgå til en ny teknologi – i så fald er der ikke meget at betænke sig på – men det vil sjældent være tilfældet, og en afvejning må foretages. En omstilling til mere recirkulering vil kun være meningsfuld, hvis de tilsigtede miljømæssige gevinster står i et rimeligt forhold til de økonomiske omkostninger og til de eventuelle miljømæssige ulemper, som er en konsekvens af det pågældende miljøtiltag. Ellers ville de økonomiske midler være bedre anvendt på andre miljøprojekter. En samfundsøkonomisk vurdering kan medvirke til at levere den nødvendige større klarhed omkring sådanne sammenhænge. 9.2 Den samfundsøkonomiske vurderingsmetodeDen samfundsøkonomiske vurdering af et eller flere miljøtiltag har som målsætning at besvare det ene, eller eventuelt begge, af nedennævnte to spørgsmål: 1. Det vurderes, om gevinsterne ved et givet tiltag står mål med de ulemper/omkostninger, der er forbundet med det, når alle (målbare) forhold tages i betragtning – dvs. om det efter en samlet vurdering er fornuftigt at gennemføre tiltaget eller ej. 2. Det vurderes, hvilket tiltag der giver mest "value for money", når der er flere muligheder for at opnå samme målsætning – dvs. en vurdering af hvor pengene er bedst anvendt, givet det enten er besluttet at anvende en vis sum penge til miljøtiltag inden for et område, eller det er besluttet at opnå en given miljømålsætning, men hvor der er flere alternative muligheder til at opnå denne. Det er generelt meget vanskeligt at svare på det første spørgsmål, idet det principielt kræver en værdisætning i kroner og øre af samtlige de effekter på miljøet, som det pågældende tiltag har. I en såkaldt cost-benefit-analyse indgår en sådan værdisætning. Men en egentlig værdisætning af effekterne på miljøet er særdeles vanskelig – og måske ofte reelt umulig. Dersom det alligevel forsøges, vil det ofte blive betragtet med nogen mistro. Det kan til gengæld give god mening at gennemføre en samfundsøkonomisk vurdering med et noget mindre ambitionsniveau, hvor formålet er at klargøre, hvor meget en given miljøforbedring – hvis den ønskes gennemført – vil koste i kroner og øre afhængigt af hvilket løsningstiltag, der anvendes. Som resultat af denne vurdering vil det også ofte fremgå, om et af de mulige fremlagte tiltag er klart mere fordelagtig end de øvrige tiltag, uanset der ikke foretages en egentlig værdisætning af gevinsterne i kroner og øre – altså uanset om miljøgevinsterne vurderes meget højt eller lavt i økonomiske termer. Fordelen ved at gennemføre en samfundsøkonomisk vurdering er, at det medvirker til at sikre en højere grad af konsistens i vurderingen – og ofte vil det tydeliggøre nogle basale sammenhænge. Den samfundsøkonomiske projektvurdering bliver mere formålstjenlig, i jo større omfang det er muligt at sætte tal på de centrale forhold, således at disse kan sammenlignes på tværs af de forskellige løsningstiltag. Der vil dog under alle omstændigheder være så mange usikkerhedsmomenter i vurderingerne, at små marginale forskelle i fordele eller ulemper ikke med rimelighed kan anvendes som argument for at vælge en bestemt teknologisk løsning frem for en anden. Den nærmere analyse af de forskellige recirkuleringstiltag viser dog heldigvis, at der er en ganske betydelig variation i de forskellige teknologiers fordele og ulemper, hvorfor der alligevel godt kan trækkes nogle ganske klare konklusioner. Relationen til udgangssituationen – referencesituationen Den samfundsøkonomiske vurdering af et projekt foretages altid i forhold til en referencesituation – som oftest en videreførelse af gældende praksis. Det afgørende for, om det er fornuftigt at overgå til at anvende en af de mulige recirkuleringsteknologier er således, om disse nye tiltag samlet set giver en bedre miljømæssig og økonomisk situation, end der opnås ved at fortsætte med den eksisterende affalds- og spildevandsteknologi. I denne analyse anvendes, hvad angår spildevand (der omfatter fækalier, urin og gråt spildevand) de eksisterende traditionelle renseanlæg som referencesituation. Hvad angår håndteringen af organisk køkkenaffald baseres de samfundsøkonomiske regnestykker på central kompostering, da denne teknologiske løsning er enkel og vel undersøgt, hvad angår økonomi, energiforbrug og potentiel reduktion i udledningen af næringsstoffer. Indledningsvis burde denne sammenlignes med den eksisterende affaldshåndtering ved forbrændingsanlæg. Det er gjort på forholdsvis forenklet vis, da det ikke er muligt at foretage den nødvendige sondring i forhold til andre affaldskomponenter, jf. efterfølgende gennemgang. I tilfælde, hvor nyanlæg er nødvendigt i forbindelse med nyt boligbyggeri i et nyt område, består referencesituationen i, at der opføres nye renseanlæg og tilslutningsanlæg baseret på den "gammelkendte" teknologi. Som al anden teknologi har renseanlæggene en levetid. Der må således påregnes geninvesteringer i renseanlæg med jævne mellemrum. Der kan derfor argumenteres for, at sammenligningsgrundlaget i projektregnestykket – referencesituationen – bør være investeringen i et nyt af de hidtidig kendte renseanlæg med efterfølgende drift og vedligehold i renseanlæggets levetid. Det mest entydige sammenligningsgrundlag opnås ved at omregne de økonomiske omkostninger ved anlægget (både investeringer, drift og vedligehold) til en fast årlig ydelse, sådan som det er gjort i tabellerne i denne rapport. Hvis denne beregningsmåde anvendes, tages der dog ikke hensyn til, at der allerede i udgangspunktet står renseanlæg i funktion, som ikke er udtjent. Dette er dog normal procedure i en samfundsøkonomisk projektvurdering: Udgiften til den eksisterende kapital betragtes som såkaldt "sunk cost" – altså omkostninger som allerede er afholdt, samfundsmæssigt set. Men hvis disse renseanlæg skrottes, fordi det vælges at overgå til en recirkuleringsteknologi, er der reelt tale om et betydeligt tab af værdi, som naturligvis bør tages i betragtning – kapitalapparatet skal jo forrentes og afbetales fra ejerne af anlægget, uanset det tages ud af brug. I omstillingen til en ny teknologi vil man i praksis – så vidt muligt – tilstræbe først at udfase anlæg baseret på den "gammelkendte" teknologi, i takt med at disse anlæg er skrotningsmodne, således at de ældste – og mest skrotningsmodne – anlæg nedlægges først. Men dette princip er imidlertid ikke så let at efterleve på netop dette felt, fordi der er tale om komplekse teknologier, i den forstand at de er bundet sammen geografisk: Et renseanlæg anvendes af et stort antal husstande inden for et område. Hvis en andel af disse husstande afkobles det "gamle" renseanlæg, er det ikke sikkert, det kan føre til en indskrænkning af det pågældende renseanlæg – for slet ikke at tale om egentlig nedlæggelse af anlægget. Det vil ofte kræve en samtidig overgang til den nye recirkuleringsteknologi inden for hele det geografiske område, der i udgangssituationen betjenes af ét skrotmodent renseanlæg. Der vil derfor i praksis formentlig være tale om betydelige transitionsomkostninger – dvs. omkostninger forbundet med selve overgangen til den nye situation baseret på ny teknologi. Det er en stort set umulig opgave at opgøre disse transitionsomkostninger, men de vil ofte være betydelige, og kan let komme til at udgøre en betydelig del af anlægsomkostningerne. Udeladelsen af disse omkostninger fra det samfundsøkonomiske regnestykke giver derfor en skævhed i vurderingen, der er til fordel for nye teknologier. Denne problemstilling peger i øvrigt på, hvor centralt det – ud fra en økonomisk vinkel – er at foretage en eventuel overgang til recirkuleringsteknologier på en samlet, gennemtænkt måde for et givet geografisk område. 9.3 Forhold som ikke indgår i den samfundsøkonomiske vurderingDer er en række forhold, som er væsentlige for den samlede vurdering, men som oftest ikke indgår i en samfundsøkonomisk vurdering – enten fordi de har en anden karakter eller fordi det i praksis er umuligt at kvantificere dem. De sundhedsmæssige aspekter er i dette tilfælde af en karakter, som gør det meget vanskeligt at kvantificere dem. Med indførelsen af en række nye forholdsvis uprøvede teknikker i større skala opstår der en række nye risici for at overføre smitstoffer. Det er imidlertid meget svært at sætte tal på sandsynlighederne for, at sundhedsmæssigt uheldige faktorer gør sig gældende. Af denne grund er de sundhedsmæssige forhold ikke inddraget videre i den samfundsøkonomiske vurdering. Til gengæld bør de kvalitative argumenter herom præciseres i beslutningsgrundlaget. Der er ikke tradition for i samfundsøkonomiske vurderinger at inddrage administrative omkostninger i forbindelse med et nyt tiltag, selvom de kan være betydelige. Problemet er, at omkostninger til administration ofte varierer ganske meget med tiltagets størrelsesorden. Jo mere omfattende et tiltag, jo mindre vil de administrative omkostninger fylde som andel af de samlede omkostninger ved at gennemføre tiltaget. Netop i sammenhæng med recirkulering af næringsstoffer, hvor det ikke er klart, hvor altomfattende et tiltag der kan komme på tale, forekommer det nærmest umuligt at opgøre de administrative omkostninger. Omkostningerne til ændringer af bekendtgørelser og cirkulærer mv., praktisk sagsbehandling i forbindelse med byggetilladelser mv. , opbygning af ny ekspertise i myndighedernes miljøafdelinger og tekniske afdelinger indgår derfor ikke i den følgende vurdering. Det bør dog tages i betragtning, at der også i udgangssituationen i dag med renseanlæg er tale om et vist omfang ad administrativ behandling. Alt i alt bør det dog ikke underkendes, at der i en overgangsperiode kan være et betydeligt behov for at tilpasse lovgivning, regler og procedurer i myndighedsbehandling til en ny teknologi. Et andet forhold, der heller ikke er tradition for at inddrage, er kravet til samarbejde fra brugerside for at en teknologisk løsning kommer til at fungere i praksis, og i hvilket omfang manglende efterlevelse fra brugerside forøger risikoen for fejlfunktion i de teknologiske systemer, hvis disse er sårbare over for dette, f.eks. fører til forøgelse af smitteveje mv. I den forudgående gennemgang er det for hvert enkelt løsningsteknologi søgt vurderet, i hvilket omfang systemerne er robuste over for sådanne problemer. Det forekommer, at der med alle forslagene vil være tale om betydeligt større krav til samarbejde end det er tilfældet med dagens teknologi – noget varierende mellem de forskellige teknologiske løsninger. Endelig kan den samfundsøkonomiske vurdering ikke direkte inddrage mere filosofisk-følelsesbetonede argumenter fra beslutningstagernes side. F.eks. kan der argumenteres for, at indførelsen af recirkulerende teknologi vil forøge brugernes opfattelse af sammenhængen mellem by og land – noget der være gunstigt også for opfattelsen af en lang række andre miljørelaterede forhold. Et sådant "opdragende" element kan meget vel opfattes som et vægtigt argument, men må nødvendigvis holdes ude af den samfundsøkonomiske vurdering, da det netop er et meget subjektivt argument og principielt ikke er muligt at værdisætte det. 9.4 Principperne bag de samfundsøkonomiske regnestykkerDe efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker tager udgangspunkt i de i denne rapport opgjorte omkostninger til etablering af nye anlæg samt drift og vedligeholdelse af disse. I disse samfundsøkonomiske regnestykker indgår naturligvis ikke kun udgifterne til etablering, drift og vedligehold af selve recirkuleringsanlægget, henholdsvis anlægget baseret på den eksisterende miljøteknologi, men også udgifterne til investering i rørsystemer og omkostningerne til den transport, der eventuelt må foretages med lastbil. De opgørelser, der ovenfor er gennemført for hver enkelt teknologisk løsning med hensyn til potentialet for recirkulering af næringsstoffer og påvirkningen af energibalance indgår i det samfundsøkonomiske regnestykke. Princippet i regnestykket er vist på skematisk form nedenfor i tabel 9.4.1. Omkostninger (costs) er angivet negativt i tabellen, gevinster (benefits) positivt, således som det er almindeligt i samfundsøkonomiske opgørelser. De enkelte elementer omregnes til værdier i kroner og øre. Differencen i forhold til referencesituationen opgøres. Tabel 9.4.1
For hver enkelt recirkuleringsteknologi er opgjort, hvor mange kg kvælstof og fosfor, der kan recirkuleres som følge af det pågældende tiltag pr. person pr. år. Den tilsvarende recirkulering er opgjort for referencesituationen, idet denne jo bortfalder ved overgangen til den ny teknologi. Differencen mellem den ny teknologi og referencesituationen opgøres, hvorefter denne hvad angår påvirkningen af energibalancen og reduktion i næringsstofudledningen værdisættes udfra de anvendte enhedspriser, jf. nedenfor. For hvert recirkuleringstiltag er endvidere angivet, i hvilket omfang det pågældende tiltag påvirker den samlede energibalance – opgjort i kWh pr. person pr. år. Den energi, der medgår til at drive det pågældende anlæg, og den energi, der medgår til transport, er opgjort, da disse forhold påvirker energibalancen negativt. Den energi der, som følge af recirkuleringen af næringsstofferne, spares til produktion af kunstgødning, er opgjort, da den giver et positivt bidrag til energibalancen. Endelig er der, for de teknologier der som sideeffekt fører til produktion af energi (f.eks. biogasanlæg), anført, hvor mange kWh pr. person pr. år det drejer sig om. Den samlede påvirkning på energibalancen opgøres. På tilsvarende vis er referenceteknologiens påvirkning af energibalancen opgjort, hvorefter differencen mellem recirkuleringsteknologien og den ny teknologi kan beregnes. Der foretages dernæst en omregning med enhedspriserne for energi til kroner og øre. Værdisætningen af miljøgevinsterne En egentlig cost-benefit-analyse ville som tidligere angivet kræve, at der foretages en værdisætning af gevinsten ved mindre udledning af kvælstof og fosfor til vandløb og hav – bl.a. baseret på, hvor meget den danske befolkning værdsætter et renere havmiljø, og hvilken betydning en reduceret udledning af næringsstoffer vil have for fiskebestanden og for den økonomiske udnyttelse af denne mv. En sådan opgørelse ligger naturligvis uden for nærværende analyses omfang. En benefit-baseret værdisætning til brug for en egentlig cost-benefit-analyse er forbundet med en hel del både principielle og praktiske problemer – og ville i sig selv udgøre et større forskningsprojekt. Dertil kommer, at en sådan opgørelse, hvis den blev gennemført, formentlig også hurtig ville blive genstand for en række kontroverser omkring forskningsmetodik og basale antagelser omkring værdisætning. Dels fordi der ikke forefindes nogen endegyldig metode til at opgøre befolkningens reelle betalingsvillighed. Dels fordi der formentlig vil blive stillet spørgsmålstegn ved om en spørgeskemaanalyse til afdækning af befolkningens værdisætning kan udgøre et tilstrækkeligt grundlag for værdisætningen af et miljøgode, der også påvirker fremtidige generationer mv. En anden mulig fremgangsmåde, som er mere håndterbar og formentligt også mindre kontroversiel, er at basere værdisætningen på opgørelser af omkostningerne ved mere gennemtestede alternative tiltag til at opnå den samme miljøforbedring. Princippet i denne metode er følgende: Omkostninger forbundet med at forbedre miljøbelastningen (med 1 enhed) gennem et besluttet tiltag kan ses som samfundets (de politiske beslutningstageres) implicitte vurdering af, hvor meget man vil betale for den pågældende forbedring af miljøet (med 1 enhed). Der kan argumenteres for, at det er rimeligt at anvende denne størrelse som den relevante enhedspris til værdisætning af den pågældende miljøforbedring, når denne skal opnås med et nyt teknologisk tiltag. Værdisætningen af en miljøforbedring (med 1 enhed) bør således være uafhængig af, hvilken teknologisk løsning der anvendes for at opnå den. Værdisætning af reduceret næringsstofudledning Der er her taget udgangspunkt i analyserne i rapporten "Omkostninger ved reduktion af næringsstofbelastningen af havområderne", Miljø- og Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser, Faglig rapport fra DMU, nr. 165, 1996, som belyser en lang række forskellige tiltag til at reducere næringsstofbelastningen. Som led i analyserne til DMU’s rapport er der gennemført en række beregninger af, hvad den marginale enhedsomkostninger ved at reducere udledningen af kvælstof med 1 kg, ud over hvad der allerede er igangsat af tiltag, vil koste. Udfra dennes rapports mange beregninger og resultater kan det med betydelig usikkerhed anslås, at de marginale enhedsomkostninger vil ligge omkring 50-60 kr. pr. kg, idet denne vurdering baseres primært på figur 11.1 (side 138), figur 12.1 (side 144) og på baggrund af konklusionen (side 149). På tilsvarende vis kan der gives et groft skøn over omkostningerne ved at reducere udledningen af fosfor med 1 kg fosfor. Rapporten beskæftiger sig dog kun i mindre omfang med at prissætte udledningen af fosfor, hvorfor usikkerheden på dette felt er noget større. Udfra figur 11.2 (side 138) i ovennævnte rapport kan de marginale enhedsomkostninger ved reduktion af fosforudledning skønnes at være i størrelsesordenen 300-400 kr. pr. kg. Disse enhedspriser kan ses som den implicitte vurdering af, hvordan samfundet gennem faktiske politiske beslutninger værdisætter belastningen af havmiljøet med ét ekstra kg kvælstof henholdsvis fosfor. Opgørelserne i tilknytning til ovennævnte rapport viser således, at det er muligt at reducere udledningerne af kvælstof og fosfor via disse alternative metoder, blot det besluttes at anvende den angivne sum pr. kg reduceret næringsstof. I de samfundsøkonomiske analyser af recirkuleringstiltag er det derfor ikke rimeligt at indregne en større enhedspris (dvs. værdi pr. reduceret kg), end hvad der er fundet for disse andre løsningsmuligheder. Gevinsten ved at udlede ét kg mindre kvælstof til havmiljøet har således samme værdi, uanset hvilket miljøteknologisk tiltag der er anvendes for at opnår den pågældende reduktion. Der er derfor i de efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker taget udgangspunkt i enhedspriser for reduceret udledning af kvælstof og fosfor på henholdsvis 55 kr. pr. kg og 350 kr. pr. kg. Disse enhedspriser skal dog kun ses som beregningstekniske forudsætninger for de samfundsøkonomiske regnestykker. I det omfang der senere fremkommer mere præcise analyser af reduktionsomkostningerne ved alternative tiltag, som eventuelt viser at vil være højere, vil det føre til højere enhedspriser og dermed til en forbedring af de samfundsøkonomiske regnestykker for recirkuleringsteknologierne. Hvis det politisk vælges at fastsætte en meget højere målsætning for miljøtilstanden på dette felt, som uvægerligt vil føre til en forhøjelse af de marginale reduktionsomkostninger, fordi indsatsen skal være mere gennemgribende, vil det tilsvarende forhøje enhedspriser og forbedre regnestykket. De opstillede regnestykker baseret på de forudsatte enhedspriser giver dog under alle omstændigheder en klargøring af størrelsesordenen af gevinsterne ved reduceret næringsstofudledning opgjort i kroner og øre set i forhold omkostningerne ved at gennemføre de forskellige recirkuleringsteknologiske tiltag – og det muliggør en sammenligning på tværs mellem de forskellige recirkuleringstiltag. Værdisætning af forbedringer i energibalancen Ud fra samme princip som er anvendt ovenfor, kan der foretages en værdisætning af de teknologiske løsningernes påvirkninger på energibalancen. Til fastsættelse af en enhedspris forekommer det mest rimeligt at tage udgangspunkt i, hvilke priser forbrugerne betaler for at forbruge energi – eller rettere hvilken pris samfundet (de politiske beslutningstagere) har besluttet, at forbrugerne skal betale som følge af den miljøpåvirkning, der er knyttet til brugen af energi. Energianvendelsen resulterer først og fremmest i udledning af CO2, men afhængigt af brændsel og produktionsform også i udledning af SO2, NOX og partikler. En del af den pris, forbrugerne betaler for at anvende energi, udgøres af omkostningerne til råvarerne (kul, olie, naturgas) og omkostningerne forbundet med omformning af disse (til f.eks. el) og efterfølgende distribution (ledningsnet mv.). Denne del af prisen er knyttet til reelle produktionsomkostninger og skal derfor ikke tilknyttes miljøbelastningen. Det er således alene afgifterne på brugen af energien som udgør den politiske fastsatte merpris, der kan siges at udgøre prissætningen af miljøbelastningen. Denne pris afviger fra energiform til energiform, fra kunde til kunde, og fra år til år, hvorfor der alene kan gives et groft overslag størrelsesordenen. Til de følgende samfundsøkonomiske regnestykker er det taget udgangspunkt i prisen for el, da energianvendelsen for de enkelte teknologier i denne rapport alene er opgjort i kWh. Forbrugerprisen for el ligger – med nogen variation – omkring 1½ kr. pr. kWh. (inklusive moms). Af denne pris må vurderes, at omkring ½ kr. udgør omkostninger til selve el-produktionen og distributionen (inklusive moms). De afgifter, der er pålagt el, udgør (inklusive moms af afgifterne) i størrelsesordenen 1 kr. Dette beløb kan således siges at udtrykke den politisk bestemte samfundsmæssige værdisætning af den forureningskomponent, der er knyttet til at anvende 1 kWh. Der anvendes også store beløb på at støtte alternativ energi, hvilket kan siges også at afspejle en betalingsvillighed. Der kunne derfor argumenteres for, at den samlede betalingsvillighed for at opnå en reduktion af udledningen af CO2 , SO2, NOX, partikler m.v. er større end 1 kr. pr. KWh. På den anden side kan der også argumenteres for, at det – set ud fra en marginal betragtning – er mest relevant at anskue prissætningen på forbruget af yderligere kWh, som principielt er uafhængig af støtten til at opføre vindmøller mv. Under alle omstændigheder tages der med enhedsprisen på 1 kWh alene udgangspunkt i de faktiske forhold i dag. Disse kan meget vel ændre sig inden for en årrække, hvis miljøproblemerne omkring brug af fossile brændsler vurderes som væsentligere end i dag. Andre miljøeffekter Der er også en miljømæssig gevinst ved at tilbageføre organisk materiale til markerne, da en del af de danske marker lider at et vist underskud på organisk materiale, som har betydning for omsætningen i jorden og dermed for dennes kvalitet. Værdien af denne tilbageføring er dog meget vanskelig at gøre op i kroner og øre, hvorfor det ikke indgår i de nednævnte regnestykker. Det er dog et forhold, som bør rettelig bør indgå i den samlede vurdering, specielt da ikke alle de mulige recirkuleringsteknologier fører til en tilbageføring af det organiske materiale. Der medgår energi til at sprede de recirkulerede næringsstoffer på markerne, hvorfor der kunne argumenteres for, at dette forhold burde indregnes i den samlede energianvendelse. Der medgår dog også energi til at sprede kunstgødning. Der forefindes ikke nogen viden om, hvorvidt denne er mindre eller større end ved spredning af recirkulerede næringsstoffer. Det er derfor valgt at se bort fra dette forhold i nedenstående beregninger, og problemstillingen indgår derfor ikke i nærværende analyse. 9.5 Forhold som kan påvirke regnestykkernes resultatEn række forhold er økonomiske i deres natur – og burde derfor indgå i den samfundsøkonomiske vurdering – men er vanskelige at inddrage i det samfundsøkonomiske regnestykke. En gennemgang af disse forholds betydning for regnestykket er imidlertid vigtig. Udeladelsen af et eller flere af disse forhold kan således potentielt have en ganske afgørende skævvridende effekt på regnestykkets samlede resultat. Det understreger samtidig usikkerheden i den samlede vurdering. Rørsystemer, udbringning mv. Hvad angår de eksisterende rørsystemerne der forbinder husstandene med renseanlæggene, kompliceres situationen af to forhold. Dels fordi der ofte er tale om systemer med meget lang levetid – væsentligt længere end selve anlægget (om end de danske rørsystemer som helhed står over for en større udskiftning i de kommende årtier). Dels fordi rørsystemerne måske i et vist omfang kan anvendes også af en ny recirkuleringsteknologi. Denne mulighed er dog ikke inddraget i de ovenfor angivne systemdiagrammer; den er formentlig svær at integrere med de nye teknologier i praksis, og indgår derfor heller ikke i de samfundsøkonomiske regnestykker. Problemstillingen kan forekommer noget enklere, når det handler om byggeri af nye boliger i et nyt område, da der ikke her kommer på tale at skrotte rørsystemer til renseanlæggene. Men her er til gengæld de geografiske forhold ganske afgørende. Det er således afgørende, om der i nærheden af nybyggeriet ligger et renseanlæg med uudnyttet kapacitet, som de nye boliger let kan tilsluttes. De marginale samfundsmæssige omkostninger pr. bolig ved at tilslutte nye boliger til et eksisterende renseanlæg med overskydende kapacitet må således forventes at være forholdsvist lave, og klart lavere end de marginale samfundsmæssige omkostninger forbundet med at skulle tilslutte de nye boliger til et nyt renseanlæg, da boligerne da også skal bære finansieringsbyrden ved det nye renseanlæg. Udeladelsen af dette forhold fra den samfundsøkonomiske analyse er også med til at give en (om end mindre) skævhed i vurderingen til gunst for de nye recirkuleringsteknologier. Et andet forhold, som kan have betydning for samfundsøkonomiske rentabilitet, men som ikke indgår i denne rapports emneområde, er omkostningerne til bortskaffelse af slam fra de nuværende renseanlæg. Disse omkostninger er ikke inddraget i de samfundsøkonomiske regnestykker. På den anden side indgår heller ikke omkostningerne for recirkuleringsteknologierne ved udbringning og spredning af kompost, urin, bioforgasset restmateriale mv. til markerne. I hvilket omfang det samlet trækker det samfundsøkonomiske resultat i den ene eller anden retning er vanskeligt at vurdere. Omkostninger ved arealanvendelse Endnu et forhold, som er vanskeligt at inddrage i vurderingen, er udgifterne til erhvervelse af de arealer, hvor de nye recirkuleringsteknologiske anlæg skal opføres. Omvendt skal de udgifter, der ville være medgået til at erhverve arealerne til den eksisterende miljøteknologi, naturligvis også indgå. Heller ikke dette forhold er inddraget i de samfundsøkonomiske regnestykker, da det vil afhænge meget specifikt af anlæggenes eksakte lokalisering. Udeladelsen heraf kan dog påvirke den relative vurdering, i det omfang der er et meget forskelligt behov for areal til anlæg mellem de forskellige teknologiske løsninger – hvis f.eks. de nye anlæg baseret på en recirkuleringsteknologi systematisk kræver mere plads end areal til de "gammelkendte" teknologier. Der er dog ikke som helhed noget der tyder på, at kravet til den samlede arealanvendelse skævtrækker vurderingen i en bestemt retning. Prisen på arealer må dog antages at være noget højere for arealer i tæt tilknytning til boligområder sammenlignet med arealer, der godt kan ligge langt fra boligbebyggelse – og f.eks. etableres uden for selve bykernen. Udeladelsen af dette forhold betyder derfor formentlig, at foretages en undervurdering af omkostningerne til etablering af de recirkulationsteknologier, hvor der som led i den teknologiske løsning etableres anlæg i tæt tilknytning til boligområderne. Det gælder f.eks. kompostbeholdere, tanke eller nedsivningsanlæg direkte i tilknytning til boligerne. Også dette forhold er det vanskeligt at sætte tal på, da en del af de nye anlæg formentlig kan graves ned under jorden og dermed ikke behøver optage så megen grundareal på overfladen. Stordriftsfordele i brugen af anlæg De fleste teknologier bliver billigere i brug, jo flere personer der deles om samme anlæg. Der er således ofte stordriftsfordele knyttet til anlæggets størrelse. Et anlæg til 20.000 personer vil formentlig være billigere pr. bruger end et anlæg til 10.000 personer osv. I mange tilfælde kan det ganske enkelt ikke betale sig at etablere et anlæg under en vis størrelse, da det så vil blive alt for dyrt pr. bruger. Stordriftsfordele som disse aftager dog typisk ud over en vis størrelse – som da kan betragtes som anlæggets "naturlige" størrelse for en given teknologi. De opgørelser, der indgår i de efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker, er da også typisk baseret på anlæg til adskillige tusinde brugere. Beregningerne vedrører således kun bymæssige bebyggelser af en vis størrelsesorden. Graden af stordriftsfordele kan variere imellem de forskellige teknologiske løsninger. De forskellige teknologiske løsninger kan således have relative fordele i forhold til de andre teknologier i bestemte geografiske sammenhænge. Nogle af teknologierne kan således godt udnyttes, selv om der er betydeligt færre brugere – og kan alene som følge heraf have en vis fremtid i mere tyndt befolkede områder, selvom de måske ikke er "konkurrencedygtige" med de andre teknologiske løsninger i tættere befolkede områder. Jo mere tyndt befolkede områderne er, jo relativt dyrere bliver det at etablere teknologiske løsninger, der nødvendigvis må basere sig på større anlæg. Stordriftsfordele i produktionen af anlæg Omstilling af rensningsteknologien til et scenarium med recirkulering af næringsstoffer er et langsigtet projekt. Er sigtet, at hele Danmark (og evt. resten af den industrialiserede verden) på længere sigt skal omstilles til recirkulering, er der også tale om et særdeles omfattende projekt. Med en så stor omstilling må der forventes også at gøre sig stordriftsfordele gældende i produktionen af de tekniske anlæg. Dette forhold er det vanskeligt at opgøre betydningen af, men fra mange andre sektorer er det velkendt, at omkostningerne pr. enhed meget vel kan blive reduceret betragteligt ved produktion af meget store serier. Dertil kommer, at en større satsning på en bestemt ny teknologi formentlig vil føre til en betydelige innovation i fremstillingsprocessen og dermed til en billiggørelse af produktionen. Faktorer som disse er der ikke taget hensyn til i de samfundsøkonomiske regnestykker. Udeladelsen af disse forhold giver formentlig en vis skævhed i vurderingen til ugunst for de nye, mere "umodne" recirkuleringsteknologier i forhold til de velkendte renseanlæg baseret på "gammelkendt" teknologi. 9.6 Samfundsøkonomisk vurdering af de enkelte løsningerCentral tørkompostering af køkkenaffald Central tørkompostering har den fordel, at det organiske næringsindhold i køkkenaffald udnyttes ved at blive bragt tilbage til markerne. Det er dog, jf. ovenstående, ikke muligt at inddrage værdien af dette i det samfundsøkonomiske regnestykke. En anden fordel er, at der er tale om en lavteknologisk metode, som er relativt billig
at etablere. Denne teknologiske løsning er alene rettet mod håndteringen af organisk køkkenaffald. Den skal derfor indgå ved siden af andre teknologier til håndtering af de øvrige affaldskomponenter, hvis der ønskes en mere omfattende recirkulering af næringsstoffer. Central tørkompostering kan dog godt indføres isoleret kombineret med fortsat anvendelse af traditionelle renseanlæg til behandling af de 3 øvrige affaldskomponenter: fækalier, urin og grå spildevand. Det er ikke enkelt at opstille et fuldstændigt samfundsøkonomisk regnestykke for overgang til central tørkompostering med en differensberegning i forhold til den reelle reference, som udgøres af forbrænding af det organiske køkkenaffald. Situationen kompliceres af, at det organiske køkkenaffald kun udgør en del af det samlede affald, som indsamles fra husstandene til efterfølgende forbrænding – og at indsamling derfor skal foretages under alle omstændigheder. Hvilke effekter en mindre mængde affald ugentligt vil have for, hvor hyppigt indsamling behøver blive foretaget, og for økonomien i selve affaldsforbrændingen, er temmelig uklart. Der vurderes dog at være tale om potentielt betydelige besparelser i omkostningerne ved at undlade indsamling af organisk husholdningsaffald på skønnet i størrelsesordenen mellem 800 og 2000 kr. pr. år indbefattende energigevinsten ved affaldsforbrændingen. Med så stor usikkerhed giver det ikke megen mening at udforme et samlet regnestykke. Usikkerheden omkring økonomien dominerer fuldstændigt det samlede samfundsøkonomiske regnestykke – især fordi recirkuleringspotentialet i tørkompostering trods alt er beskedent. I tabel 9.6.1 nedenfor er derfor alene angivet det isolerede samfundsøkonomiske regnestykke for central tørkompostering, hvor der ikke er foretaget en differensberegning i forhold til referenceteknologien. Det fremgår, at der tale om en forholdsvis billig anlægsteknisk løsning, som hvis den sammenlignes med den noget mere teknologisk tunge affaldsforbrændingsproces klart falder økonomisk fordelagtig ud. Men omvendt er recirkuleringspotentialet for kvælstof og fosfor ved denne teknologi særdeles begrænset. Alt i alt må der siges at være tale om en teknologisk løsning med et relativt lavt ambitionsniveau, hvad angår recirkulering. Tabel 9.6.1.
Kilde: Bilag 2B. Lokal kompostering af køkkenaffald Med lokal kompostering af organisk køkkenaffald spares omkostninger til transport af affaldet til et centralt anlæg. Dertil kommer, at det vurderes at være lidt billigere at etablere et lokalt anlæg – heri er dog ikke medregnet omkostningerne til den nødvendige arealanvendelse tæt på boligen, jf. ovenstående diskussion. Det må yderligere tages i betragtning, at besparelsen i transporten kun gør sig gældende, hvis produktet fra komposteringsprocessen også anvendes lokalt. Under alle omstændigheder vil dog kun en mindre del af de samlede omkostninger medgå til transport. Ligesom ved central kompostering er der tale om en anlægsteknisk billig løsning – også her fordi det er en forholdsvis lavteknologisk løsning. Ambitionsniveauet for denne løsning må siges at være lavt – i hvert fald hvis det ses i dansk sammenhæng. Det bør bemærkes, at der ved denne løsning formentlig vil være brug for en betydelig lokal inddragelse og mængde arbejdstimer, som lokale må lægge i dette – hvilket efter temperament kan fortolkes som enten en ekstra omkostning eller en gevinst på grund af den hermed forbundne "opdragende" virkning på brugerne. Af disse grunde forekommer det ikke rimeligt at opstille et egentligt samfundsøkonomisk regnestykke for denne teknologiske løsning. Urinopsamling Med opsamling af urin er der også tale om en forholdsvis lavteknologisk løsning, men her med et betydeligt recirkuleringspotentiale. Den store fordel ved urinopsamling er, at der opnås en væsentlig højere udnyttelsesgrad i forhold til recirkulering af næringsstoffer tilbage til landbruget end ved brug af traditionel spildevandsrensning. Urinopsamling er til gengæld forholdsvis omkostningskrævende. Dels skal der etableres anlæg til opsamling af urin, dels er transportomkostningerne betydelige pga. det store vandindhold. Ved en samfundsøkonomisk vurdering af urinopsamling er det væsentligt, at der sammenlignes med referencesituationen: at urinen fortsat føres til konventionelle spildevandsrensningsanlæg (sammen med fæces og gråt spildevand). I såvel referencesituationen som recirkuleringsløsningen indgår central kompostering af køkkenaffald. Differencen mellem disse to situationer afspejler således den isolerede effekt af urinopsamling. Tabel 9.6.2.
Note: Recirkuleringsteknologien (E 3) indbefatter udover urinopsamling og central
kompostering af organisk køkkenaffald også behandling af fæces og gråt spildevand på
konventionelt renseanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af
køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt
renseanlæg. Regnestykket viser, at der samlet set ikke er tale om en teknologisk løsning med et godt samfundsøkonomisk resultat. Det skyldes de forholdsvis høje etableringsomkostninger til urinopsamlingsanlæg mv., kombineret med at der kun opnås en beskeden gevinst i form af reduceret næringsstofudledning. Hvad angår påvirkningen af energibalancen er der tale om en gevinst af en vis størrelse – primært knyttet til en betydelig substitutionsgevinsten ved sparet kunstgødning. Selv med enhedspriser på energi flere gange så store som de forudsatte enhedspriser, vil det dog ikke føre til et positivt resultat i det samlede regnestykke – også fordi der medgår en del energi til drift og transport. Samlet set må urinopsamling vurderes at være en teknologi, der er for dyr, i forhold til hvad der kan opnås af miljøgevinster med den. Vådkompostering Vådkompostering kan udover organisk køkkenaffald omfatte såvel fæces som urin (svarende til system E 4). Vådkomposteringen som system kræver, at det grå spildevand håndteres med en anden teknologisk løsning. I nedenstående samfundsøkonomiske regnestykke er det forudsat, at det grå spildevand håndteres ved traditionelle renseanlæg. Det gør sig gældende i både recirkuleringssystemet og referencesystemet, hvorfor differencen ikke indbefatter en ændring i dette. Det betyder til gengæld, at der i recirkuleringsløsningen fortsat skal afholdes omkostninger til traditionelle renseanlæg, hvilket medvirker til at fordyre dette løsningssystem i det samlede regnestykke. Dette er en væsentlig grund til, at dette løsningssystem anlægsmæssigt er mere kostbart end referencen. Tabel 9.6.3
Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 4) indbefatter udover vådkompostering af organisk køkkenaffald, fæces og urin også behandling af gråt spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. Kilde: Bilag 2A, 2B og 2E. Det samfundsøkonomiske regnestykke fremviser samlet set et negativt resultat. Vådkompostering fører til en meget stor recirkulering af kvælstof og der sker derfor en vis reduktion af udledningen af kvælstof. Også for fosfor opnås en forbedring. Med de anvendte enhedspriser for reduceret udledning af kvælstof og fosfor giver det et positivt, om end beskedent, bidrag til det samlede samfundsøkonomiske resultat. Hvad angår påvirkningen af energibalancen, har denne teknologiske løsning til gengæld en negativ effekt – primært som følge af et betydeligt energiforbrug i forbindelse med selve driften af komposteringsanlægget. Højere enhedspriser på energiforbrug vil således forværre det samlede samfundsøkonomiske regnestykke. Det bør dog tages i betragtning, at der er tale om en teknologi, som er væsentligt mere kompleks end de foregående, og som vel også må betragtes som værende i sin indledende fase. Dette kan ses som en fordel, da det giver god mulighed for at stordrift med denne teknologiske løsning vil føre til innovation og billiggørelse af produktionen af sådanne anlæg. Det vil medvirke til at forbedre det samfundsøkonomiske regnestykke. Alt i alt må denne teknologiske løsning – med usikkerheden i enhedspriserne taget i betragtning – dog udfra en samfundsøkonomisk synsvinkel vurderes ikke at være særlig rentabel. En generel højere værdisætning af miljøgevinsterne vil således ikke lede til en forbedring af det samfundsøkonomiske regnestykke for denne teknologiske løsning pga. den betydelige negative påvirkning på energibalancen. Det er muligt at kombinere vådkompostering for køkkenaffald og fæces alene med separat håndtering af urinen (svarende til system E 5). Men med to parallelle systemer til recirkulering kræves etablering af to separate anlæg, hvilket fordyrer den samlede affaldsbehandling markant i forhold til at benytte den samme procesteknologi til flere affaldskomponenter, jf. tabel 9.6.4. Uanset enhedspriserne på energi og reduceret udledning af næringsstoffer vil dette således ikke være nogen hensigtsmæssig løsning set ud fra en samfundsøkonomisk vinkel. Tabel 9.6.4
Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med
urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til
transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 5) indbefatter vådkompostering af
organisk køkkenaffald og fæces, separat opsamling af urin, og behandling af gråt
spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af
central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand
på konventionelt renseanlæg. Bioforgasning Den store fordel ved bioforgasning er, at den kemiske energi i de organiske stoffer via omformning til biogas benyttes til energiproduktion. Det giver en markant forbedring i energibalancen. Set i en samlet samfundsøkonomisk vurdering tæller det dog ikke så meget, som man måske umiddelbart skulle tro, jf. tabel 9.6.5. Men resultatet afhænger naturligvis af de anvendte enhedspriser for energiforbrug. Recirkuleringen af kvælstof er af nogenlunde samme omfang som ved vådkompostering og medvirker derfor til en tilsvarende reduktion af udledningen. Samlet set fremviser det samfundsøkonomiske regnestykke for bioforgasning et resultat, der ligger tæt på resultatet for vådkompostering – dog noget nærmere balance i regnestykket. Men hvis enhedsprisen for energiforbrug f.eks. forudsættes dobbelt så høj som den i regnestykket forudsatte, vil regnestykket for bioforgasning forbedres markant – både i forhold til referencesituationen og især sammenlignet med vådkompostering, som påvirkes negativt. Prissættes reduktion af næringsstofudledningen dobbelt så højt som forudsat i regnestykkerne vil det til gengæld ikke ændre på bioforgasningens resultat vurderet relativt til vådkompostering. Tabel 9.6.5.
Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med
urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til
transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 6) indbefatter udover bioforgasning af
organisk køkkenaffald, fæces og urin også behandling af gråt spildevand på
konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering
af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt
renseanlæg. Der er således med bioforgasning tale om en teknologisk løsning, som vil blive vurderet klart mere gunstig ud fra en samfundsøkonomisk vinkel, hvis miljøforbedringerne generelt prissættes højere. I tilfældet med vådkompostering var dette mere tvetydigt. Alt i alt må bioforgasning derfor vurderes som mere robust overfor ændrede enhedspriser og dermed mere samfundsøkonomisk fordelagtig end vådkompostering. Der er også med bioforgasning tale om en højteknologisk løsning, der er inde i en modningsproces. Dermed er der god mulighed for at dette på længere sigt fører til en betydelig effektivisering og billiggørelse af teknologien, hvilket da vil give sig udslag i et mere gunstigt samfundsøkonomisk regnestykke. Bioforgasning kan ligesom vådkompostering kombineres med separat håndtering af urin. Dette kunne der eventuelt argumenteres for, da urinen alligevel kun indeholder få organiske stoffer, der kan nyttiggøres til energiproduktion gennem netop bioforgasning. Men ligesom i tilfældet med vådkompostering vil en sådan parallel håndtering føre til en mærkbar fordyrelse af de samlede anlægs- og håndteringsomkostninger, som klart vil dominere eventuelle andre miljømæssige gevinster, jf. tabel 9.6.6. Tabel 9.6.6.
Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med
urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til
transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 7) indbefatter udover bioforgasning af
organisk køkkenaffald og fæces og separat opsamling af urin, også behandling af gråt
spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af
central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand
på konventionelt renseanlæg. Nedsivningsanlæg til gråt spildevand Med nedsivningsanlæg er der tale om en forholdsvis enkel teknologi, når først anlægget er etableret. Der er tale om en lavteknologisk løsning. Men der medgår dog alligevel en del omkostninger med at etablere selve anlægget og de nødvendige tilsluttende rørsystemer og brønde. En mærkbar fordel ved at etablere nedsivningsanlæg til gråt spildevand er, at der dermed tilføres en betydelig mængde vand til jorden ved lokaliteten – til gavn for grundvandspejlet. Værdien af dette indgår dog ikke i det samfundsøkonomiske regnestykke, da det er meget vanskeligt at sætte tal på den miljømæssige værdi af denne gevinst. Problemer med grundvandsspejlet varierer meget fra sted til sted, hvorfor det ikke forekommer rimeligt eventuelt at anvende en generel enhedspris for denne effekt. Tabel 9.6.7 viser det samfundsøkonomiske regnestykke for etablering af nedsivningsanlæg til gråt spildevand, i en situation hvor der allerede er taget hånd om det organiske affald, fæces og urin med andre recirkulerende teknologier. Gennemføres i en sådan situation også en overgang til nedsivningsanlæg vil det derigennem helt overflødiggøre de traditionelle renseanlæg, hvorved betydelige anlægsomkostninger kan spares. Tabel 9.6.7.
Note: Recirkuleringsteknologien indbefatter alene behandling af gråt spildevand ved
nedsivningsanlæg. Referenceteknologien er den isolerede behandling af gråt spildevand
på konventionelt renseanlæg, uden behandling af urin og fæces, som antages behandlet
på anden vis, gennem urinopsamling, vådkompostering eller bioforgasning. På den baggrund fremviser det samfundsøkonomiske regnestykke for nedsivningsanlæg til gråt spildevand et pænt positivt resultat. Det skyldes, at der er tale om et væsentligt billigere anlæg end de traditionelle renseanlæg. Hvad angår bidrag til reduceret udledning af kvælstof og fosfor samt påvirkning af energibalancen opnås ikke nogen miljøforbedring her, tværtimod. Nedsivningsanlæg kan også anvendes til urin og fæces, men dermed drages der ikke nytte af dét kvælstof, kalium og fosfor, der findes i urin og fæces, til at substituere for kunstgødning. Det vil således hindre det betydelige recirkulerende potentiale, der ligger i at anvende en af de andre recirkulerende teknologier på disse fraktioner af spildevandet. Nedsivningsanlæg kan til gengæld vældig godt kombineres med enten vådkompostering eller bioforgasning til håndtering af de øvrige affaldskomponenter (således som ovenstående regnestykke i tabel 8 er baseret på). Kombineres nedsivningsanlæg for gråt spildevand med vådkompostering eller bioforgasning af de øvrige komponenter opnås samlet set en god samfundsøkonomisk balance, hvis det indregnes, at der derved helt spares omkostninger til etablering og drift af renseanlæg. Resultatet for denne samlede recirkulerende løsningssystem findes ved at sammenlægge resultaterne i henholdsvis tabel 6 og 4 med resultatet i tabel 8. Det samfundsøkonomiske regnestykke af dette løsningssystem giver et nogenlunde balancerende resultat. I praksis vil det dog nok kun være en realistisk mulighed ved nybyggeri af boliger, jf. diskussion ovenfor vedrørende overgangen fra traditionel behandling til recirkuleringsteknologier. Samdriftsfordele over for parallel håndtering af affaldskomponenter Flere af de foreslåede recirkuleringstiltag er specielt designede til at tilgodese en kvalitativ miljømæssig god recirkulering af én af de fire komponenter i affaldskredsløbet:
Selvom der således for hver af de fire affaldskomponenter kan anvises en teknologisk løsning, der er stærkt målrettet for netop denne komponent, ville en sådan parallel realisering af de fire teknologier føre til et betydeligt tab i, hvad man kunne kalde samproduktionsfordele, sådan som de gør sig gældende i dag gennem den fælles håndtering af disse komponenter i de traditionelle behandlingsteknologier. Skal der opbygges separate teknologier til hver af disse komponenter, bliver det en meget bekostelig affære, fordi de skal etableres fire forskellige typer af anlæg. Dertil kommer, at kravene til indsigt fra brugerside øges betragteligt med flere forskellige teknologier. Det kan derfor anbefales at stile efter systemer, hvor i hvert fald nogle af de fire affaldskomponenter håndteres sammen, sådan som det gør sig gældende med procesteknologierne vådkompostering og bioforgasning. 10. DiskussionPotentialet ved ændring af byernes stofkredsløb Der er en række grunde til at det er relevant at arbejde frem mod recirkulerende byer højere grad af recirkulering mellem by og land:
Dette er ikke blot miljømæssige og etiske spørgsmål, men repræsenterer også langsigtede forretningsmæssige muligheder ved eksport af viden og teknologi. Globalt er behovet for byudvikling i det 21. århundrede nærmest grænseløst, og mulighederne for at implementere vel gennemprøvede økologisk baserede løsninger vil øges, i takt med at samfundene i stigende grad vil betone bæredygtig udvikling. I Sverige har der været meget fokus på tilbageførsel af human urin, som repræsenterer den mest næringsholdige, og sundhedsmæssigt mindst komplicerede bygødningsfraktion. I dette arbejde har vi set på hele spildevandskredsløbet samt det organiske affald fra husholdningerne for at finde frem til helhedsløsninger ved omstilling af kredsløb. Det er vigtigt at anvende helhedsperspektivet, for at sikre at der skabes en løsning fremfor blot en flytning af problemet. Vi kan dog ikke påstå at vi her har løst alle problemerne, men vi har identificeret muligheder og barrierer ved ændring af kredsløb. Der gøres opmærksom på at der i de opstillede løsningsmodeller ikke er foretaget konkrete sundhedsmæssige vurderinger. Det er således ikke uden sundhedsmæssige problemer at ændre kredsløb. Projektet har i begrænset omfang bidraget til at øge vores forståelse af dette problemkompleks, ved at fokusere på kemiske og mikrobiologiske indikatorer i opsamlet human urin. Resultaterne tyder på at anvendelse af lagret urin som gødning synes at udgøre en yderst ringe risiko for bakterielt-betingede mavetarm infektioner hos dyr og mennesker ved håndtering af urin, samt ved indtagelse af afgrøder gødet med urin (Dalsgaard og Tarnow, 2001). De kemiske undersøgelser viser at den indsamlede urin havde en gunstig fordeling af plantenæringsstoffer, og at indholdet af tungmetaller og organiske fremmedstoffer var 100-1000 gange lavere end det der findes i spildevandsslam, samt komposteret husholdningsaffald. Yderligere undersøgelser er påkrævet til fastlæggelse af forekomst og overlevelse af parasitter og virus i lagret urin. Der er en række teknologiske problemer ved at ændre kredsløb. Udvalget af systemløsninger er baseret på kendte, prøvede delløsninger. De er udvalgt udfra en forudsætning om at projektmedarbejderne selv var villige til at leve med dem, givet at de blev implementeret under de rette lokale betingelser. Fordi forholdene varierer både med den geografiske lokalitet, som fra boliger i tæt bykerne til villaer, er der udarbejdet en vifte af løsninger, fremfor en patent teknologi. Disse løsninger er vurderet bredt, udfra en række kvantitative såvel som kvalitative kriterier. Når systemernes egnethed i forskellige bebyggelser vurderes, viser det sig ikke overraskende, at mulighederne indsnævres i takt med bebyggelses tætheden. Ydermere viser det sig at der ikke er særlig stor forskel i den sammenlignende vurdering af systemerne, da der kun er udvalgt systemer der udfra et ingeniørmæssigt synspunkt anses for fornuftige. Derved er helt ekstreme løsninger blevet fravalgt i udgangspunktet. Der er i rapporten opstillet en generel metode til valg af systemer for byer, som er anvendt på en konkret by (Hillerød). Havde vi valgt andre byer, ville udfaldet være blevet anderledes. Eksemplet har vist at der er betydelige samspils muligheder mellem de enkelte system løsninger, som derfor i hovedparten af tilfældene implementeres i modificeret form. Det er givet ingen guldgrube (på kort sigt) at skifte teknologi. Der kræves en investering af samfundet. På den anden side tyder de økonomiske beregninger på at en del af løsningerne kan implementeres uden særlige ekstra omkostninger i nybyggeri. Som ovenfor anført må den samfundsøkonomiske investering vurderes i lyset af ønsket om bæredygtig udvikling, samt de eksportmuligheder, der kan følge af velgennemført forskning og udvikling. Udover de muligheder og barrierer for recirkulering som naturligt blev identificeret gennem projektet, gjorde vi en indsats for at mobilisere myndigheder, teknikere og landmænd på et dialog værksted . Generelt er der et behov for etablering af relevante håndteringssystemer i mindre byområder, så de kan afprøves og videreudvikles. En række af de systemløsninger der er identificeret i dette projekt er særdeles relevante i forbindelse med realisering af regeringens Affaldsplan 21, ifølge hvilken 7% af det samlede organiske køkkenaffald skal bioforgasses efter år 2004. Der kræves en praktisk afprøvning og undersøgelse af en række forhold:
Disse afprøvninger og undersøgelser skal danne grundlag for tilpasning og udvikling
af lovgivningen. Endeligt er der behov for at se nærmere på modeller for erhvervsmæssig organisering af en ændret affaldshåndtering i byerne, herunder inddragelse af bynære landbrug, som interessenter i denne håndtering. 11. KonklusionProjektet har vurderet alternative muligheder for håndtering af organisk, næringsstofholdigt affald fra husholdninger. Næringsstofpotentialet er på landsplan opgjort til 25 mio. kg kvælstof, 4,2 mio. kg fosfor og 7,1 mio. kg kalium. Dette svarer til 4-7 % af det nuværende forbrug i dansk landbrug. Den optimale teknologi varierer fra sted til sted og fra bytype til bytype. Der er således ikke tale om at der skal indføres den samme alternative teknologi over hele landet. De vurderede teknologier består alle af kendte delelementer, men for flere af teknologierne kræves der betydelig udvikling og afprøvning, før man kan endelig beslutte at indføre dem i større skala i forbindelse med alternativ håndtering af affald. Den ændrede teknologi der skal indføres vurderes at være økonomisk neutral mens der hvad energiforbrug angår vil være en gevinst. De sundhedsmæssige aspekter ved indførelse af ny teknologi er uafklarede og der kræves både videre undersøgelse og teknologiudvikling for at få sikret teknologier med acceptable sundhedsmæssige forhold. Separat opsamlet urin er den eneste affaldsfraktion der er undersøgt i forbindelse med dette projekt, (Dalsgaard og Tarnow, 2001). Mikrobiologiske undersøgelser har vist at den opsamlede urin indeholder smitstoffer. I dag kan Kildesorteret urin anvendes som landbrugsgødning og er reguleret efter de samme regler som udbringning af spildevandsslam.De kemiske parametre og medicinresterne giver ikke umiddelbart grund til bekymring. Med hensyn til estron kan det være relevant at foretage en vurdering af den toksiske virkning på afgrøder samt risici for udvaskning. Der er udviklet en metodik for valg af lokal alternativ teknologi. Jo tættere bebyggelse desto færre teknologier er til rådighed og desto mere ligner de tekniske muligheder den nuværende miljøteknologi. ReferencerAmtsrådsforeningens, (2001): Statistikdatabase www.arf.dk Andersen B. R. (2000): Personlig kommunikation, Hillerød Kommune. Bekendtgørelse om anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål (1996): Miljø- og energi ministeriet bekendtgørelse nr. 823 af 16 september 1996. Bekendtgørelse om ikke erhvervsmæssigt dyrehold, uhygiejniske forhold m.m., (1992): Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 366 af 10 maj 1992. Bichel S., Josefsen A. B. Sandbech, H. Kærgård, N. Revsbech,K (1999): Rapport fra Den Tværfalige økologigruppe, Økologiske scenarier for Danmark. Miljøstyrelsen. Sekretariatet for pesticidudvalget. Bøchermann, O. (1991): Landbruk og Gjødsling. Oslo. Norsk Hydro. Bygningsreglementet (1995): Reglement nr. 4002 af 13/02/1995. By- og Boligministeriet. Christensen T.H. og H. Jacobsen (1998): Affaldets sammensætning og mængde. S. 33-52 i Affaldsteknologi. Ed. T.H. Christensen. Teknisk Forlag. Christensen T.H. og K. Tønning (1998): Kildesorteret affald. S. 53-66 i Affaldsteknologi. Ed. T.H. Christensen. Teknisk Forlag. Dahi E. (1990): Environmental engineering in developing countries. Polyteknisk forlag, København. Dahlhammar G. (1997): Behandling og koncentrering av humanurin, ett delprojekt inom: Källsorterad humanurin i kretslopp, KTH, (bilag 4). Dalsgaard A. Tarnow I. (2001): Mikrobiologiske indersøgelser af lagret urin fra separationstoiletter. Miljøstyrelsen. Danmarks Statistik (1997): Statistisk tiårsoversigt 1997, Tema om miljø, Danmarks Statistik. Eilersen A. M. Tjell. J.C. Henze M. (1999): Muligheder for jordbrugsanvendelse af affald fra husholdninger. Recirkulering fra by til land ? om næringsstoffer på afveje. Ed. J Magid, KVL.DK Eilersen A.M. Gabriel. S. Hoffmann. B. Nielsen. S.B. Elle. M. Henze.M. Mikkelsen P.S. (1999b). Vurdering af bæredygtig spildevandshåndtering i kloak-løse bebyggelser, Afrapportering af fase 1. Eilersen A. M. Magid J. Tjell. J C (1998): Genanvendelse af affald på jord. S. 493-510 i Affaldsteknologi. Ed. T.H. Christensen. Teknisk Forlag. Eilersen, A.M., Magid, J. og Tjell, J.C. (1998): Genanvendelse af affald på jord. Chapter 5.6, In ‘Affaldsteknologi’. Ed. T.H. Christensen, Teknisk Forlag, København, 493-510 Eilersen et. al. (2001): Tekinfo, Teknologisk informationsværktøj. www.E&R.dtu/projekts/tekinfo. Tilgængeligt efter 30/6 2001. Eiris, M., Hejnfelt. A, Oldenburg. C, Heron. L. (1999): Økologisk Håndtering af sort og gråt spildevand i kolonihaver - Fagpakkeprojekt. Institut for Miljøteknologi, Danmarks Tekniske Universitet. Frederikson, F. (1994): Fosfor- tilgånger och framtida behov. Chalmers Tekniska Högskola Göteborgs Universistet. Institution för fysiske resursteori. Institutionsrapport: 12. Henze M.(1997): Waste design for households with respect to water, organics and nutrients. Wat. Sci. Tech 35 No. 9 pp 113-120. Henze M. (1998): Waste design for households with respect to wastewater and solid waste. Asien conference on water and waste water mamnagement, 2-4 marts. Teheran. Hillerød Kommune (1997a): Kommuneplan 1995-2007: Hovedstruktur. Hillerød. Hillerød Kommune (1997b): Kommuneplan 1995-2007: Rammedel. Hillerød. Jeppe befolkningsprognose (1999): Jeppe-befolkningsprognose pr. 31.12.1999.Hillerød kommune. Jönsson, H.; Burström, A. Svensson, J. (1998): Mätning på Två Urinsorterande Avloppssystem. Rapport 228. Upsala: Institutionen för lantbrugsteknik. Jönsson, H., Vennerås B., Höglund C., Stenström, T.A., Dalhammar, G. og Kirchmann H. (1996): Källsorterad humanurin i kretslopp. (VA-forsk rapport 2000:01). Kolonihaveforbundet i Danmark (2000): Personlig kommunikation. Larsen C. (2000): Personlig kommunikation, Danmarks statistik. Linde (2000): Personlig kommunikation. Danmarks Tekniske Universitet. Marling, G. og Knudstrup, M. A. (1998): Bymiljø indikatorer -Bymiljøvurdering af danske boligbebyggelser. Aalborg Universitet. Miljøstyrelselsen (1993a). Spildevandsforskning 1987-1992. Spildevandsforskning fra Miljøstyrelsen. Miljøministeriet Miljøstyrelsen. Miljøstyrelsen (1993) Husspildevand og renere teknologi. Miljøstyrelsen København. (Miljøprojekt nr.219). Miljøstyrelsen (1994) Dagrenovation fra private husholdninger. Miljøstyrelsen København. (Miljøprojekt nr.264). Miljøstyrelsen (1997) Affaldsstatistik 1996. Miljøstyrelsen København. (Orientering fra Miljøstyrelsen nr.13). Müller, T. og Magid, J. (1998) Jordbrugets anvendelse af byaffald i Nord og Central Europa. In ’Recirkulering fra by til land – om næringsstoffer på afveje’. Ed. J. Magid, Faglig rapport fra Institut for Jordbrugsvidenskab, KVL, 41-102 Naturvårdsverket (1995) Rapport nr 4425, Vad innehåller avloopp från hushåll? Stockholm, Sverige. Nielsen, S.B. og Almlund, P. (2001): Muligheder og barrierer for recirkulering af næringsstoffer fra by til land: Referat af dialogværksted den 15. november 2000. BYG· DTU, Danmarks Tekniske Universitet. Pedersen C.Å. (1999) (ed). Oversigt over landsforsøgene 1999. landbrugets rådgivningscenter landskontoret for planteavl. Persson, B. Guldager, S. Reeh, U. Jensen, M. B. (1999): Økologiske muligheder i byens grønne struktur – tværfagligt samarbejde om biodiversitet, organisk affald og regnvand i Herning Kommune. Park- og Landskabsserien. Nr. 26. Hørsholm: Forskningscenteret for Skov og Landskab. Petersen A.T. (2001): Personlig kommunikation Hillerød kommunes byplan afdeling Petersson L. (2001): Personligkommunikation. Danske energiselskabers forening. Sandström B.M.(1999) Personlig kommunikation, Forskningsinstitut for human ernæring, KVL. Sonessen U. og Jönsson H. (1996) Urban degradable waste, amount and composition- a case study Uppsala. Swedish University of Agricultural sciences, Department of Agricultural Engineering, Uppsale, Sverige." Sørensen B. (1999) Personlig kommunikation, Driftingeniør ved AFAV A/S, Strandvangen 15 Frederikssund. Sülsbrück, P.(2000) Personlig kommunikation, Hillerød Kommune. Wejdling B. (1998) Afbrænding overhaler genbrug. Ingenøren, den 17.4 Nr. 16 s.6-7 Bilag 1. Beregning af bygødningspotentialet i amterneBygødnings potentialet i den nuværende landbrugs situation. I det følgende undersøges hvor stor en del af handelsgødningen der kan erstattes af bygødning i de enkelte amter. Beregningen er foretaget på baggrund af den gennemsnitlige mængde handelsgødningen der gødskes med pr. ha. på landsplan (Pedersen ,1999), befolkningstallet i amterne (Amtsrådsforeningens, 2000) og landbrugsarealet i amterne (Larsen, 2000). Beregninger til figur 2.4.1
Beregninger til figur 2.4.2
Beregninger til figur 2.4.3
Beregninger til figur 2.4.4
Referencer: Amtsrådsforeningen 2000: Amtsrådsforeningens statistik database. www.arf.dk Bilag 2. ProcesdiagrammerBilag 2A Konventionelt mekanisk / kemisk / biologisk renseanlæg >10.000 PEFormål og anvendelse Det konventionelle renseanlæg fjerner suspenderet stof, fedt og olie, organisk stof, kvælstof og fosfor. Efter rensning iltes spildevandet inden det ledes til en overfladerecipient. På anlægget produceres metan af det organiske materiale i slammet. Slammet afvandes og antages udbragt på landbrugsjord. Anlægget anvendes til rensning af husspildevand, industrispildevand og regnvand i tæt bebyggede områder. Relation til andre systemkomponenter Funktion og opbygning Funktion Opbygning Det primære og sekundære slam ledes til en koncentreringstank inden det ledes til rådnetank. Det endelige slam produkt anvendes som jordforbedringsmiddel i landbruget. Dimensionering: Begrænsninger for anvendelse: Fordele: Ulemper: Høje investeringsomkostninger. Kvælstof og kalium tabes fra det recirkulerbare slutprodukt, - slammet. Slammet kan indeholde tungmetaller og miljøfremmedestoffer i koncentrationer der overskrider grænseværdierne for det tilladte indhold, således at det ikke kan anvendes til jordbrugsformål. Massebalancer: Tabel 1.
Tabel 2.
Tabel 3.
Vurdering af kriterier: Ressourceforbrug og miljøbelastning Energiforbrug: Anlæg: 7,3 kWh/(år× PE) (Den miljømæssige
energiafskrivning, forudsat at anlæggets levetid er 25 år). (Warncke (1997), Nielsen
(1999a). Substitution af kunstgødning ved recirkulering af slam: Sort spildevand: 15,3 kWh/(PE·år) Areal forbrug: 0,002-0,01 m2/(m3× år), eller 0,1-0,7 m2/PE Tabeller med angivelse af det samlede recirkuleringspotentiale for processen, og den mængde stof der potentiel kan opsamles på væske, faststof og luftfase: Tabel 4.
Tabel 5.
Tabel 6.
Økonomi Sort spildevand: Tabel 7.
Der er regnet med en rente på 6%, og en levetid på 30 år for rør og brønde. Tabel 8.
Der er regnet med en rente på 6%, og en levetid på 30 år for rør og brønde. Ved beregning af nutidsværdi: Ved beregning af driftudgifter: Gråt spildevand + fækalier: Tabel 9.
(Nielsen (1999b) og Sørensen og Thamdrup (1998). Tabel 10.
Der er regnet med en rente på 6%, og en levetid på 30 år for rør og brønde. Gråt spildevand: Tabel 11.
(Nielsen (1999b) og Sørensen og Thamdrup (1998). Tabel 12.
Der er regnet med en rente på 6%, og en levetid på 30 år for rør og brønde. Sikkerhed og hygiejne Arbejdsmiljø: Der er fare for overførsel af smitstoffer via aerosoler
på renseanlægget. Drift og vedligeholdelse Drift: 0,1 ansat pr. 1000 PE. Tabel 13.
Figur 1. I drift udgifterne indgår ikke forrentning og afskrivning. Årlige vedligeholdelses udgifter er medtaget, beregnet efter følgende procentsatser: Bygninger 1,0%, maskin- og el-installationer 2,0% Økonomi anlæg: Figur 2. I priserne er inkluderet anlægsdele til biologisk stabilisering af slammet samt mekanisk slamafvanding ved centrifuger eller sibåndspresser. Alle priser er eksklusive arealerhvervelse, hegn, beplantning, stik, måler, transformer, adgangsvej, bundundersøgelser, afskærende ledninger m.v. Anlægsudgifterne fordeler sig med ca. 60% på bygningskonstruktioner og 40% på maskin-, el-installationer og SRO anlæg (styring, regulering og overvågning). Bilag 2B MilekomposteringFormål og anvendelse Milekompostering er en lavteknologisk metode til central kompostering af affald. Milekomposteringen har til formål at stabilisere og homogenisere organisk affald så det kan anvendes som jordforbedringsmiddel eller som gødningsprodukt. De to komposterings anlæg i Danmark der har den største andel af kildesorteret husholdningsaffald er Vejle anlægget og AFAV anlægget ved Frederikssund begge anlæg er milekomposterings anlæg med en kort forudgående behandling i tromlereaktor. Relation til andre systemkomponenter Opsamling Køkken affald til central kompostering kan opsamles i husstanden enten i papir
poser eller i plasticposer. For at undgå lugtgener bør beholderen tømmes en gang om
ugen. Transport Indsamling af organisk affald til milekompostering kan ske ved med forskellige typer materiel. I det følgende er det forudsat at det sker med komprimator biler. Det er også forudsat at fækalier kan indsamles på denne måde. Behandling På AFAVs anlæg i Frederikssund og på Vejle genbrugsterminal behandles dagrenovationen i 24 til 36 timer i en tromlereaktor inden det lægges ud i miler. I milerne eftermodner komposten i 10 - 14 uger (Christensen og Tønning1998). Funktion og opbygning Funktion Større partikler og fedt og olie fjernes ved mekanisk rensning i riste, sand- og fedtfang og bundfældningstanke. Fosfor fjernes ved kemisk rensning med fældningsmiddel, eller/og biologisk fosforfjernelse. Organisk stof og kvælstof fjernes ved biologisk rensning under skiftevis iltede og iltfri forhold. Slam fra bundfældningstanke anvendes til produktion af metan. Slam fra rådnetankene afvandes og antages anvendt til jordforbedring i landbruget. Dimensionering: Fordele: Ulemper: Massebalance: Tabel 1
1) (Christensen og Hansen, 1998) Tabel 2
Vurdering af kriterier: Lugt: Lugt er det største miljømæssige problem for komposterings anlæg, og er en vigtig parameter med hensyn til lokalisering, teknologivalg og drift. Den bedste metode til reducering af lugtemmision er fornuftig planlægning af driften, en god proces overvågning og proces styring, rengøring og ventilation med rensning af afkastluften Et komposterings anlæg kan dog ikke drives helt uden lugtafgivelse selv et velprojekteret og veldrevet anlæg kan i perioder give anledninger til lugtgener for naboerne (Christensen og Hansen, 1998). Tabel 3
Tabel 4
Tabel 5
Økonomi Tabel 6
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 7
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 8
Bilag 2c Lokal kompostering af køkkenaffald og lokalkompostering af køkkenaffald og fækalier.Formål og anvendelse Komposteringsbeholdere kan anvendes til kompostering af køkkenaffald, haveaffald og fækalier, men i dag er det dog kun tilladt at anvende den til vegetabilsk køkken- og haveaffald. Ved komposteringen omsættes det organiske materiale til en homogen masse, der er let at håndtere, og som kan anvendes til gødningsmateriale. På nuværende tidspunkt er det ikke tilladt selv at kompostere sine fækalier og anvende komposten som gødning. Denne mulighed er dog taget med i denne beskrivelse da behandlingsmetoden anvendes i flere af vore nabolande. Relation til andre systemkomponenter Til transport af køkkenaffald til kompostbeholderen anvendes normalt spande. Der kan indkøbes specielle affaldsstativer og spande til formålet samt bionedbrydelige poser, men da en almindelige spand også kan anvendes er dette materiel ikke taget med i beregningerne. I en række urinsorterende tørklosetter falder fækalierne ikke direkte ned i en komposteringsbeholder, men opsamles i en pose en spand eller lignende. Efter de nugældende regler skal fækalierne nedgraves og må ikke anvendes til gødningsformål efter en evt. kompostering. Om det er tilladt at, transportere fækalierne fra toilettet til komposteringsbeholderen, og kompostere dem, for at opnå en stabilisering, for derefter at nedgrave dem er uklart. Funktion og opbygning Funktion Ved kompostering nedbrydes letomsætteligt organisk stof af svampe og bakterier under iltrige forhold, ved processen frigives der varme. Komposteringsbeholderens formål er at samle det endnu ikke omsatte affald, hindre for stort varmetab samt holde uønskede dyr væk fra affaldet. I de uisolederede husstandskompostbeholdere er den varmeudvikling der sker sjældent tilstrækkeligt til at temperaturen i komposten bliver over 30° C (Svendsen,1996). Komposteringen heri kaldes populært en koldkompostering. For et fremme omsætningen i beholderen tilsættes ofte kompostorme (Ficher, 2000). I den isolerede beholder kan opnås temperaturer på over 60° C. For at komposteringsprocessen skal kunne forløbe tilfredsstillende kræves indsigt i processen og pasning af komposten. Ved kompostering stiger pH hvilket medfører at ammonium/ ammoniak ligevægten forskydes således at en stor del af kvælstoffet i det organiske materiale tabes som ammoniak 30 –50% Opbygning Husstandsbeholderen til køkkenaffald er typisk på ca. 300 liter og er fremstillet
af ikke nedbrydlige materialer som plastik og rustfrit stål. De fleste modeller er
uisolerede, til nogle kan man som ekstra tilbehør købe en isolerende vinterkappe, mens
andre er designet med permanent isolering (Svendsen,1996). Dimensionering: Når det er køkken affald der komposteres kræves et beholder volumen på 130 liter om året pr. person. Ved komposteringen sker en volumenreduktion på grund af vandfordampning og omsætning af organisk stof, volumen reduktionen sættes her til 50% over 155 dage. Det vil sige at en komposteringsbeholder først er fuld efter 478 dage når den til føres kompost fra 3 pers/dag. I en komposteringsbeholder hvor det er muligt at fjerne kompost fra bunden af beholderen løbende vil det derfor kun være nødvendigt med én beholder pr. Husstand. Når det både er fækalier og køkken affald der komposteres vil det være hensigtsmæssigt at have 2 beholdere for at man ikke skal udtømme komposten forneden, mens der ligger uomsatte fækalier i toppen af beholderen. Hvis der både omsættes køkkenaffald og fækalier fra 3 personer vil en komposteringsbeholder på 300 liter blive fyldt på 384 dage. Derefter kan man fylde den anden beholder hvor ved den første beholder har mulighed for at efter kompostere i ca. 1 år inden den tømmes. Begrænsninger for anvendelse: Fordele: Ved hjemmekompostering er affaldsproducenten også den der sorterer behandler og anvender affaldet. Det synlige resultat af en uhensigtsmæssig sortering og behandling falder dermed tilbage på producenten. Ulemper: Animalsk køkkenaffald og fækalier kan ikke recirkuleres med den nuværende lovgivning. Næringsstofferne kommer ikke tilbage til den landbrugsjord de stammer fra, medmindre man er selvforsynende med afgrøder. Massebalance: Tabel 1
Ved kompostering af køkkenaffald i hustandskompostbeholdere tabes fra 43 – 62% af kvælstoffet når køkkenaffaldet er tilsat forskellige tilslagsmateriale, mens N – tabet er helt op til 86% ved kompostering af køkkenaffald uden tilslagsmateriale ( Eklind og Kirchmann, 1998). Generelt kan man regne med at jo mere kvælstof der er i udgangs materialet, des mere vil der tabes (både absolut og relativt), tabet sættes her til 60 %. Reduktionen i tørstof er ved kompostering på mellem 40 og 80%( Eklind og Kirchmann, 1998) tabet sættes her ligeledes til 60 %. Da det forudsættes at der ikke tabes noget fra beholderen i form af perkolat, forventes det ikke at der tabes hverken kalium eller fosfor fra kompostbeholderen. Tabel 2
Recirkuleringspotentiale ved hjemmekompostering: Tabel 3
Tabel 4
Økonomi Tabel 5
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 6
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Vurdering af kriterier: Tabel 7
Bilag 2D Urin opsamling - central håndteringFormål og anvendelse Opsamling af urin for videre håndtering med henblik på genanvendelse i jordbruget. Fra et urinsorterende toilet ledes urin og skyllevand via rørledninger og brønde til en samletank. En tankvogn transporterer urinen videre til en lagertank der befinder sig hos en jordbruger. Relation til andre systemkomponenter Toiletter skal have et lavt vandforbrug for at undgå for hyppige besøg af
slamsuger. Funktion og opbygning Funktion Opbygning Dimensionering: Begrænsninger for anvendelse: Fordele: Ulemper: Massebalance: Tabel 1.
Tabel med angivelse af rensegrad af vandet for anlægget og massestrømme til
faststof, væske og luft faserne. Vurdering af kriterier: Ressourceforbrug og miljøbelastning Lugt: Svovlbrinte og ammoniak kan skabe lugtgener. Energiforbrug: Drift: Transport: 9,3 kWh/(person× år). Tabel 2.
Tabel med angivelse af det samlede recirkuleringspotentiale for processen, og den mængde stof der potentiel kan opsamles på væske, faststof og luftfase. Økonomi Her regnes med anlæg og drift for en familie på 3 personer. Tabel 3. (Samletank + tømning + transport) + (rør + brønde) + (lager / gylletank).
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. (V & S Byggedata ,1999; Jørgensen 1991.; Vatnan et al. 2000). Tabel 4.
(Samletank + tømning) + (rør + brønde) + (lager / gylletank). Hygiejne og sikkerhed Drift og vedligeholdelse Brug og renholdning Tabel 5.
Bilag 2E VådkomposteringFormål og anvendelse Vådkompostering er en aerob behandling af flydenede affald der har til formål at
homogenisere, hygiejnisere og nedsætte lugtemmisioner fra organisk affald for at affaldet
kan anvendes til gødningsformål. Relation til andre systemkomponenter Opsamling: Ved behandling af sort spildevand i en vådkompostreaktor opsamles spildevandet med ekstremt lavtskyllende toiletter f.eks. urinsorterende vakuum toiletter, vippetoiletter el lign. Transport: Transporten fra husstanden til reaktoren kan enten foregå med tankvogn eller rørsystem. Des mindre vand der transporteres des mere attraktivt bliver det at transportere spildevandet med tankbil (Etnier og Reefsgaard, 1998). Lagring: Fra toilettet ledes det sorte spildevand til en samletank, hvorfra det hentes en
til to gange om året af en tankvogn og køres til vådkompostreaktoren (Skjelhaugen,
1999b) (Etnier og Refsgaard,1998). Funktion og opbygning Kompostreaktorens opbygning Den i det følgende beskrevne vådkomposteringsreaktor er udviklet i et samarbejde
mellem norsk institut for landbruksøkonomisk forskning og firmaet Alfa Laval. Reaktoren
er fremstillet med henblik på behandling af køkkenaffald og husstandsspildevand og er
på 32 kubikmeter (Etnier, Refsgaard,1998). Belufteren Fra en kompressor pumpes der atmosfærisk luft ind i tanken der fordeles i tanken ved hjælp af en belufter der er placeret i bunden af tanken. Luftboblerne har en størrelse på 1-2 mm. De små luftbobler har en mindre gennemsnitlig indbyrdes afstand og en større total overflade end store bobler, hvilket er væsentligt for at få blandet/opløst luften i væsken og for de aerobe bakteriers respiration (Skjelhaugen, 1999c). Udgangsluften Når der pumpes luft ind i tanken opstår der et lille overtryk på 50 Pa i reaktoren hvilket, er tilstrækkeligt til at trykke afgangsluften gennem et biofilter. Inden biofilteret sidder en kondensator hvor vanddamp ammoniak og lugte kondenserer og løber tilbage i reaktoren. Afgangsluften passerer derefter gennem biofiltert der i den 32m3 beholder består af 2m3 spagnum. Spagnum har en stor kationsbytnings kapacitet og kan med en pH værdi på 3,7 binde ammoniakken. Spagnummen udskiftes en gang årligt og kan anvendes som gødningsmiddel (Skjelhaugen, 1999c). Øvrig teknik Ved vådkompostering dannes ofte skum, reaktoren er derfor udstyret med en skumskærer, der omdanner skum til flydende masse. Skumskæren aktiveres af en skum detektor. For at forhindre flydelag er der i toppen af reaktoren monteret en omrører, den anvendes primært hvis der komposteres husdyrgødning med halm (Skjelhaugen, 1999c). Styresystem Komposteringen er overvåget af en computer der registrere biomassehøjde, luftstrøm og temperatur (Skjelhaugen, 1999c). Begrænsninger for anvendelse Fordele: Ulemper: Kapacitet Tabel 1
Tabel 2
Massebalance Tabel 3
1 (Norin, 1996)Tabel 4
1 (Norin, 1996) Vurdering af kriterierRessourceforbrug og miljøbelastning Energiforbrug Tabel 5
Ammoniak 35,3 MJ/kg 9,8kWh Tabel 6
(Etnier,Reefsgaard, 1998)(Bøckerman et.al. 1991) Tabel 7
Tabel 8
Økonomi Tabel 9
Tabel 10
Tabel 11 Priser er angivet i følgende rækkefølge:
Tabel 12 Priser er angivet i følgende rækkefølge:
Tabel 13 Priser er angivet i følgende rækkefølge:
Tabel 14 Anlæg: (Rør og Brønde) + (Samletank ) +.(vådkomposteringsanlæg)
Tabel 15
Bilag 2F BioforgasningProcesdiagram Fig. 1 Formål og anvendelse Relation til andre systemkomponenter Kloaksystem Ž Renseanlæg Ž
biogas Tør indsamling af kildesorteret køkken affald Ž
lastbil Ž biogas Samletanke Ž tankbil Ž
biogas Vakumtoiletter Ž vakuumtransport Ž biogas Funktion og opbygning Funktion Temperatur
Den væsentligste ulempe ved termofilbehandling er ;
(Schmidt et al., 1998a) Opbygning Samudrådning Begrænsninger for anvendelse: Fordele: Ulemper: Ammoniak inhibering En høj ammonium/ammoniak koncentration hæmmer biogasprocessen da ammoniak går ind og hæmmer de metanogene bakterier ( Schmidt, 1998a). Andelen af ammonium der går på ammoniak form forøges ved stigende temperatur og pH, termofile anlæg er på grund af den høje temperatur derfor mere følsomme overfor for et højt ammonium indhold end mesofile anlæg. I et termofilt anlæg ligger pH typisk på 8 i et sådan anlæg kan bioforgasningen forløbe med op til 4 g. ammonium/ ammoniak pr. liter. Hvis man vil være på den sikre side kører man med 3,5g. ammonium/ammoniak pr. liter. I et mesofilt anlæg kan bioforgasningen forløbe med op til 6g ammonium/ ammoniak. pr. liter (Angelidaki, 2000). Hansen et. al. 1998 fandt at i svinegylle ved pH 8 med en ammonium/ammoniak koncentration på op til 6 g pr. liter kunne der stadig finde en nedbrydning sted ved 55° C. men at inhiberingen allerede begyndte ved 1,1 g. ammoniak pr. liter. Den væsentligste kilde til ammonium i bygødningen er ,som det fremgår af tabel.1, urin hvor der er over 7g. ammonium/ammoniak pr. liter. Tabel 1
(1) (Eilersen, 1999) Tabel 2
Biogas-potentiale Givet: Den årlige produktion af køkkenaffald 87 kg vådvægt (pers/ år) Biogaspotentiale i Køkkenaffald Biogaspotentialet pr, tons køkkenaffald er 150 – 240 Nm3 (Angelidaki,
1996) Biogaspotentiale i Fækalier Biogas potentialet for fækalier sættes til det samme som for primærslam der er: Biogaspotentiale i urin Biogaspotentilaet for urin sættes ligeledes til det samme som for primærslam der er 0,33 Nm3 pr. kg. VS(Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991) TS indholdet for urin er 22 kg pr. år. (Eilersen 1998) VS er 22 x 0,8 = 17,6 kg/pers/år. Biogaspotentialet for en persons årlige urin produktion er således 17,6 x 0,33 = 5,8 Nm3 Tabel 3
Tabel 4
Tabel 5
Tabel 6
Masseballance På grund af urins store volumen og høje ammonium indhold kan det være en fordel ikke at tilføre det til biogasreaktoren. Til gengæld kan der være nogle hygiejniske og rationaliseringsmæssige fordele ved at behandle urinen sammen med fækalier og køkkenaffald i reaktoren, derfor er der både lavet mass flow for fækalier og køkkenaffald med og uden urin. Tabel 7
Tabel 8
1 (Eilersen, 1998)Vurdering af kriterier: Ressourceforbrug og miljøbelastning Energiforbrug: Tabel 9
På baggrund energistyrelsen forudsætninger (Energistyrelsen ,1996) og de beregnede
biogaspotentialer er følgende forholdstal anvendt i beregningerne i ovenstående skema: Tabel 10
På baggrund energistyrelsen forudsætninger (Energistyrelsen ,1996) og de beregnede
biogaspotentialer er følgende forholdstal anvendt i beregningerne i ovenstående skema: Tabel 11
Tabel 12
Recirkuleringspotentiale Tabel 13,
Økonomi for biogasanlæg til urin, fækalier og køkkenaffald Tabel 14.
Beregning af forholdtal: Som forudsætning for økonomiberegningerne i (Energistyrelsen ,1996) er sat, at der udvindes 30 m3 biogas pr. tons affald i fællesanlæggene. Ved bioforgasning af urin fækalier og køkkenaffald udvindes der pr. person årligt 30m3 biogas. Den samlede mængde affald der genereres pr. person incl. Skyllevand i de forskellige typer toiletsystemer er herunder beregnet. Urinsort, vakuumtoilet: På baggrund energistyrelsen forudsætninger og de beregnede potentialer er følgende
forholdstal anvendt i beregningerne i ovenstående skema : Tabel 15
Tabel 16
Økonomi for biogasanlæg til fækalier og køkkenaffald Tabel 17
Investerings omkostninger Energistyrelsen Som forudsætning for økonomiberegningerne i (Energistyrelsen ,1996) er sat at der udvindes 30 m3 biogas pr. tons affald i fællesanlæggene. Ved bioforgasning af fækalier og køkkenaffald udvindes der pr. person årligt 24m3 biogas. Den samlede mængde affald der genereres pr. person incl. Skyllevand i de forskellige typer toiletsystemer er: Med 2% ts 2100 l. 24 : 2,100 = 11 m3 biogas pr. m3 materiale På baggrund energistyrelsen forudsætninger og de beregnede potentialer er følgende
forholdstal anvendt i beregningerne i ovenstående skema : Tabel 18.
Tabel 19
Drift: (Rør og brønde) + (tømning og transport) + (bioforgasningsanlæg) Vurdering af kriterier
Bilag 2G Nedsivningsanlæg til spildevandFormål og anvendelse Bortledning af spildevand i områder hvor forholdene tillader det. Kan være en løsning hvor toilet affaldet indsamles med henblik på genanvendelse. Relation til andre systemkomponenter Det samlede nedsivningsanlæg består af et tilledningssystem inkl. brønd, en bundfældningstank/septiktank, ledning til nedsivningsanlæget og selve nedsivningsanlæget med sivedræn/fordelerrør og evt. pumpestation. Funktion og opbygning Funktion Opbygning Dimensionering Begrænsninger for anvendelse: Kan kun anvendes hvor nedsivning af spildevand ikke er i modstrid med de lokale grundvandsinteresser. Afstanden til højeste grundvandsspejl skal være mindst 1 meter. Ved højt grundvandsspejl kan sivedrænet etableres som et hævet nedsivningsanlæg, hvilket dog kræver at vandet skal pumpes op i anlægget. Der skal være mindst 300 m's afstand til vandindvindingsanlæg, og anlæget skal placeres nedstrøms. Denne afstand kan dog nedsættes under særlige forhold. Afstanden til vandløb, søer og havet skal være mindst 25 m. Fordele: Meget enkel teknologi. Ingen mekanik / eller kun en pumpe. Ringe risiko for driftsforstyrrelser. Mange gode erfaringer med teknologien. Septiktanken skal tømmes med slamsuger nogle gange om året. For at vedligeholde driften af anlæget kan det være nødvendigt med en højtryksspuling af sivedrænet hvert 5.-10. år, ellers ingen vedligeholdelse. Ingen drift problemer om vinteren, spildevandets temperatur holder infiltrationsområdet frostfrit. Ulemper: Septiktanken kan give lugt problemer. Nedsivningsanlæget er arealkrævende ved
etablering. Efter etablering kan arealet dog anvendes igen til have. Risiko for forurening
af grundvand. Massebalancer: Skønnet på baggrund af : Jørgensen (1991), Miljøstyrelsen (1999), Winter et al. (1998). Tabel 1.
Tabel 2.
Tabel 3.
Vurdering af kriterier: Ressourceforbrug og miljøbelastning Lugt: Lugtgener fra svovlbrinte kan opstå. Energiforbrug:
Gråt spildevand:
Gråt spildevand sammen med fækalier:
Sort spildevand:
Areal forbrug: 5-10 m2/person Tabel 4.
Tabel 5.
Tabel 6.
Økonomi Følgende priser (tabel 7 - tabel 14) er skønnet på baggrund af: Jørgensen (1991), Jørgensen et al. (1992), Nordjysk udvalg for landboret, Kommuneforeningen i Nordjylland og Nordjyllandsamt (1998), V & S Byggedata (1999) og Vatnan et al. (2000). Sort spildevand eller fækalier sammen med gråt spildevand: Tabel 7.
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 8.
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 9.
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 10.
Gråt spildevand Tabel 11.
Tabel 12.
Tabel 13.
Der er regnet med en levetid på 20 år og en rente på 6%. Tabel 14.
Hygiejne og sikkerhed Hygiejne lokalt:. Giver ikke anledning til overførsel af smitstoffer i
husstanden. Eventuelle Arbejdsmiljø: Ved tømning af septiktank med slamsuger er mulighederne
for smitstof Drift og vedligeholdelse Driftsikkerhed: : Meget driftsikker, når man er påpasselig med hvad
der tilføres septiktanken. Ting der ikke kan omsættes ved den anaerobe omsætning bør
ikke tilledes, såsom kaffegrums, klude, bleer. Derudover bør man begrænse brugen af
rengøringsmidler såsom kalkfjerner og wc-rens der kan hæmme de biologiske omsætninger. Brug og renholdning Lokal udvikling Tabel 15.
Referencer : Angelidaki I. (2000) Personlig kommunikation DTU. Angelidaki I. Hendriksen H.V. Mathrani I.M. Schmidt J.E. Sørensen H. Ahring B.K. (1996). The Biogas Proces, Lecture notes for energy from biomass. DTU. Lyngby. Bøckerman O.C. Kaarsted O. Lie O.H. Richards I. (1991). Landbruk og gjødsling.Landbruksdivisjonen, Norsk Hydro a.s, Oslo,Norge. Christensen T.H. og K. Tønning (1998). Kildesorteret affald. S. 53-66 i Affaldsteknologi. Ed. T.H. Christensen. Teknisk Forlag. Christensen T.H. Hansen G. K. (1998). Kompostering: proces og teknologi. In Affaldsteknologi. Teknisk forlag s. 319 - 352 Eilersen A. M. Tjell. C. Henze M. (1999). Muligheder for jordbrugsanvendelse af affald fra husholdninger. Recirkulering fra by til land ? om næringsstoffer på afveje. Ed. J Magid, KVL.DK Eilersen, A.M; Magid J. Tjell C. (1998). Genanvendelse af affald på jord. S. 493-510 i Affaldsteknologi. Ed. T.H. Christensen. Teknisk Forlag. Eklind Y. Kirchmann H. (1999). Composting and storage of organic household waste with different litter amendments .II: nitrogen turnover and loses. Energistyrelsen (1996). Teknologi for vedvarende energianlæg. Del. 2 biomasseteknologier Danmarks Energifremtider Miljø- og Energiministeriet. Energistyrelsens arbejdsgruppe for gårdbiogasanlæg, (1999). Gårdbiogas foreløbig udgave, 4 udgave 1999. Viborg. Energistyrelsen (1999): Energistatestik. Energistyrelsen. Etnier, C. Refsgaard, K. (1998) Kostnader for håndtering av svartvann ved kildeseparering og behandling gjennemom våtkompostering. NIFL- rapport 1998:3. Norsk institut for landbruksøkonomisk forskning. Fischer T. (2000). Personlig kommunikation. Ansat i kompost firmaet Humus Hansen K.H. Angelidaki I. Ahring B. K. (1998). Anaerobic digestion of swine manure: Inhibition by ammonia. Water science Research. Vol. 32 No.1, pp. 5- 12 Hansen L.A.(1993). Enhedsoperationer i den kemiske industri. Akademisk Forlag. Henze M., Harremoės, P., la Cour Jansen, J. & Arvin ,E. (1997). Wastewater Treatment - Biological and Chemical Processes, 2.edition. Springer Verlag, Berlin 1997. Henze M. (2001). Personlig komunikation. E&R. DTU. Henze M. (1997). Waste design for households with respect to water , organics and nutrients. Water science technology. Vol 35 no. 9 pp. 113-120 Elsevier science Ltd. Jørgensen K.R.(1991). Spildevandsudledning fra enkeltejendomme. COWIconsult Jørgensen et al. (1992). Biologisk rensning af spildevand fra enkelt ejendomme. Spildevandsforskning fra miljøstyrelsen Nr. 41 1992. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg (1991). Biogas handlingsplanen. Baggrundsrapport. 12 biomasse anvendelig i biogasfællesanlæg. Miljø-og energiministeriet (1999). Affald 21 regeringens affaldsplan 1998 – 2004. Miljøstyrelsen (1999). Nedsivningsanlæg op til 30 PE. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 2. Miljøministeriet Miljøstyrelsen. Møller H.B. (1999). Anvendelse af organisk husholdningsaffald In Dansk Bioenergi særnummer af dansk Bioenergi juni 1999. Nielsen C.R. (1999a). grønt regnskab 1998, Mølleåværket Lundtofte renseanlæg. Nielsen C.R. (1999b). Årsberetning 1998 Mølleåværket, Lundtofte renseanlæg. Nilsson P. (2000). Renholdningsselskabet af 1898 personlig kommunikation med Per Nilsson. Nordjysk udvalg for landboret, Kommuneforeningen i Nordjylland og Nordjyllandsamt (1998). Spildevandet på landet. 2. udgave. Grafisk tryk, Vejle. Norin E. 1996: Våtkompostering som stabiliserings- och hygiejniseringsmetod för organiskt avfall. JTI rapport. Kretslopp & avfall Nr. 3 Jordbrukstekniska instituttet Uppsala. Otterpohl R. Grottker, M. Lange J. (1997). Sustainable Water and waste management in urban areas. Water Science and Technology vol 35 No. 9 pp 121 – 133. Elsevier. Salomonsen K. (2000): Personlig komunikation. DTU. Schmidt J.E.,Angelidaki I., Ahring K. B., (1998a). Bioforgasning:Proces In Affaldsteknologi Teknisk forlag. København. Schmidt J.E.,Angelidaki I., Ahring K. B. Kræmer S. (1998b). Bioforgasning: teknologi In Affaldsteknologi Teknisk forlag. København. Skjelhaugen O.J. (1999). Closed system for local reuse of Blackwater and foodwaste, integrated with agriculture. Water science Technology 39: (5) 161-168 1999 Skjelhaugen O.J. (1999a). A Farmer-operated system for recycling organic wastes. Journal of agricultureenginer reseach 73: (4) 373- 382 AUG 1999 Skjelhaugen O.J. (1999b). Closed system for local reuse of Blackwater and foodwaste, integrated with agriculture. Water science Technology 39: (5) 161-168 1999 Skjelhaugen O.J. (1999c). Thermophilic aerobic reactor for processing organic liquid wastes. Water research 33: (7) 1593 –1602 MAY 1999 Svarre, M. (2000). Informations og planlægningsmedarbejder på AFAV I/S Personlig kommunikation. Svendsen E.K. (1996). Afprøvning af kompostbeholdere .Den økologiske have. Landsforeningen praktisk økologi. pp 6 Sørensen og Thamdrup (1998). Stads og havne ingeniøren 8. Tafdrup S. Hjort-Gregersen K. (1999). Biogasfællesanlæg –produktion og økonomi. In Dansk Bioenergi særnummer af dansk Bioenergi juni 1999. Taftdrup S. (1999). Biogas fra Renseanlæg pp. 29-30 In Dansk Bioenergi særnummer af dansk Bioenergi juni 1999. Tønning K. Ottosen L.M. Malmgren- Hansen B. (1997a). Genanvendelse af dagrenovation miljømæssig og økonomisk vurdering. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. Nr.85 Hovedrapport. Tønning K. Ottosen L.M. Malmgren- Hansen B. (1997b). Genanvendelse af dagrenovation miljømæssig og økonomisk vurdering. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. Nr.86 Bilagsmappe. V & S Byggedata (1999). V & S Priser Anlæg - Brutto 99. V & S Byggedata A/S, Frederikssundsvej 194, Brønshøj. Vatnan H. et al. (2000). Vejledning for spildevandsplanlægning i det åbne land. Dansk afløbs og spildevandsforening. Warnke A. (1997): Grønne regnskaber for rensnings anlæg. Eksamenprojekt, IMT. DTU. Winter L.; Henze M.; Linde J.J. og T.H. Jensen (1998). Spildevandsteknik. Polyteknisk forlag, Lyngby. Østenblad H. (1998). Bioforgasning : Eksempel In Affaldsteknologi Teknisk forlag. København Bilag 3 Konsekvenser af reduktioner i affaldsmængderneI system diagrammerne i kapitel 4 er energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale opgjort for den samlede potentielle affaldsproduktion pr. person pr. år. Ved fastlæggelse af den aktuelle affaldsproduktion i husstanden vil affaldsmængderne der kan opsamles i husstanden blive reduceret i forhold til den potentielle affaldsproduktion. Det antages i det følgende at nedenstående procentvise andel af affaldet afleveres i husstanden: 50 % af urinen Ved beregning af energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale for system diagrammerne med de reducerede affaldsmængder er anvendt følgende beregningsmetode: Energiforbrug Energi substitution reduceres med: Energiforbrug til transport / drift af teknologier Energi forbrug til transport reducers med: Økonomi Anlæg og drift for rør og brønde, konventinelt renseanlæg og nedsivningsanlæg
reduceres ikke. Recirkuleringspotentiale Tabel 1.
Tabel 2.
Tabel 3.
Tabel 4.
Tabel 5.
Tabel 6.
Tabel 7.
Tabel 8.
Tabel 9.
Tabel 10.
Tabel 11.
Tabel 12.
Bilag 4 Modificerede systemer for Hillerøda Bioforgasning af organisk husholdningsaffald b Modificering af systemer til Hillerød I bilag 4a beregnes energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale for
bioforgasning af dels separat indsamlet køkkenaffald og dels for urin, fækalier og
køkkenaffald indsamlet i samletank. Separat indsamlet køkkenaffald er der ikke tidligere
foretaget beregninger for hverken i bilag 2 eller 3. Da der i kapitel 7.7 er valgt
systemer der er modificeret fra kompostering til bioforgasning af køkkenaffald er
beregningerne foretaget her. I bilag 4b er der for alle de valgte systemer for Hillerød beregnet energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale. For bioforgasning af separat indsamlet køkkenaffald samt affald indsamlet fra samletanke er resultaterne fra bilag 4a anvendt. For de øvrige processer er der anvendt data fra bilag 3. Bilag 4a Bioforgasning af organisk husholdningsaffald.For beregningsmetoder se bilag 2 procesdiagram biogasanlæg. Biogas-potentiale i Hillerød
Biogaspotentiale i køkkenaffald Biogaspotentiale i fækalier Biogaspotentilae i Urin Tabel 1
Ved vådbioforgasning som anvendes på danske biogasanlæg skal tørstofindholdet ligge mellem 2 og 10 %. Ved anvendelse af konventionelle skyllevandsmængder vil tørstofindholdet i toiletaffald og køkkenaffald ligge væsentligt under 2% tørstof. Her vil det blive beregnet havd tørstofindholdet i affaldet fra Hillerød vil være. Tabel 3
Tabel 4
(1) Skyllevandsmængder 1,5 liter pr. dag til fækalier, o,8 l til urin. Tabel 5
Det kan altså lade sig gøre at vådbioforgasse affaldet fra Hillerød da TS indholdet ligger lige omkring de 10 % som er den øvre grænse. Ressourceforbrug og miljøbelastning Energiforbrug: Tabel 6
På baggrund energistyrelsen forudsætninger (Energistyrelsen ,1996) og de beregnede
biogaspotentialer er følgende forholdstal anvendt i beregningerne i ovenstående skema
samt i de følgende økonomi beregninger Tabel 7
Recirkuleringspotentiale Tabel 8,
Tabel med angivelse af det samlede recirkuleringspotentiale for enhedprocessen, og den mængde stof der potentiel kan opsamles på væske, faststof og luftfase. Tabel 9,
Tabel med angivelse af det samlede recirkuleringspotentiale for enhedprocessen, og den mængde stof der potentiel kan opsamles på væske, faststof og luftfase. Økonomi Økonomi for biogasanlæg til urin, fækalier og køkkenaffald og separat indsamlet køkkenaffald . Tabel 10.
Tabel 11
Tabel 12
System E1 Mo. Energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale
De modificerede systemer E 2.H og E3 H Energiforbrug, økonomi og recirkulerings_potentiale/(person · år).
System E 6.H. modificeret efter nye beregninger i bilag 3.Energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale/ (person·år).
System E.8 H Energiforbrug, økonomi og recirkuleringspotentiale /(person·år).
Referencer: Energistyrelsen (1996). Teknologi for vedvarende energianlæg. Del. 2 biomasseteknologier Danmarks Energifremtider Miljø- og Energiministeriet. Salomonsen K. (2000): Personlig komunikation. DTU. Bilag 5 Miljøfremmede stoffer.Paracetamol Paracetamol (Acetaminophen) er et mildt smertestillende og febernedsættende middel. Stoffet Acetaminophen benævnes også N-Acetyl-p-aminophenol og har brutto formelen C8H9NO2 ; molvægten er 151.2 g/mol. Dosis Normal dosis til voksne er 0,5 – 1 gram 3- 4 gange dagligt, og dosis til børn er 50 mg / kg legemsvægt fordelt på 3- 4 doser (Lægemiddelkataloget, 1998) Metabolisme Paracetamol absorberes nemt fra tarmen med en maksimum plasma Ved opbevaring af urinen kan det formodes at glucoronid - og sulfat Fysisk-kemiske egenskaber Stoffets pH i opløsning er mellem 5.3 og 6.5. pKa er 9.5. Opløseligheden i Stabilitet Paracetamol hydrolyseres både ved syre - og base katalyserede processer i vandigt
medie. Ved 25oC ved pH på mellem 5 og 7 er hydrolyseraten lavest og kan regnes
som t ½ = 21.1 år (Codex Lund, 1984). Stoffet må derfor regnes som meget stabilt i
urin. I vandige opløsninger undergår stoffet Koncentration i urin 80 % af en indgivet dosis vil udskilles med urinen som glucoronid - og sulfat konjugerede nedbrydningsprodukter af paracetamol (Lægemiddelkataloget, 1998). Nedbrydning i miljøet Paracetamol anses for værende letnedbrydeligt i miljøet (Richardson et al., 1985). Data er af ældre dato og den anvendte laboratorie metode er ikke i overensstemmelse med testguidelines. Stoffet nedbrydes i miljøet hvor 57% bliver nedbrudt efter OECD guideline 301F testen (Henschel et al., 1997). Målte koncentrationer i miljøet Koncentrationen af paracetamol i miljøet bliver estimeret til 3,59 m g/l efter forbruget i Tyskland ved udløbet af et rensningsanlæg (Römke et al., 1996). Toxicitetsdata på akvatiske arter
Der findes ingen toksisitetsdata på terrestriske arter. Metoder Undersøgelse for paracetamol blev foretaget ved dobbeltbestemmelse ved ekstraktion med ethylacetat af 100 µl urin efterfulgt af HPLC (High Performance Liquid Chromatography) med UV-detektion ved 254 nm. Standardafvigelse var 2% dog, minimum 1,6 µmol ved detektionsgrænse på 4 µmol. Resultater Tabel .2.
I de første prøvemålinger blev der foretaget kvalitative analyser for Risikovurdering Den højeste paracetamol koncentration er målt på urin fra Møns Den følsomste EC50 værdi (akut toksisitet) fundet i litteraturen er: 19mg/l En algetoksistet udført efter OECD guideline angiver en EC50 Konklusion Paracetamol udskilles hovedsagligt som konjugerede sulfat - og Acetylsalicylsyre Acetylsalicylsyre (O-Acetylsalicylic acid) er et svagt virkende smertestillende og febernedsættende middel af typen nonsteroidt antiinflammatorisk middel. Brutto formelen er C9H9O4; molvægten er 180.2 g/mol Dosis Normal dosis til smertestillelse og febernedsættelse til voksne er 0,5 – 1 gram højst 4 gange dagligt. Til børn over 2 år er dosis 50 mg/kg legemsvægt fordelt på 2-3 doser i højst 2 døgn. Til reumatiske lidelser er dosis til voksne 3- 4 gram dagligt eller mere fordelt på 2-3 doser. Til børn er dosis 50-100 mg /kg legemsvægt i døgnet (Lægemiddelkataloget, 1984). Metabolisme Acetylsalisylsyre omdannes til eddikesyre og salicylsyre (salicylat). Ved opbevaring af urinen kan det formodes at glucoronid konjugaterne af Fysisk-kemiske egenskaber Stoffets pka er 3.5 ved 25oC. Log P (octanol/pH 7.4) = -1.1.
Opløselighed i Stabilitet Acetylsalisylsyre er meget ustabilt i vandigt medie ved pH>3 og omdannes til eddikesyre og salisylsyre. I urinen vil stoffet primære være på salicylatform. Koncentration i urin Op til 90 % af stoffet vil blive genfundet i urinen, hvis dosen er optaget som tablet, men mindre hvis stoffet er indtaget med tyggegummi. Dosen genfindes i urinen som Na-salicylat (5%) og resten som konjugeret med glucoronsyre (for eksempel salicyl phenolic glucuronide). Nedbrydning i miljøet Salicylat er let nedbrydeligt i slam (Richardson et al., 1985). Ca. 80 % bliver Målte koncentrationer i miljøet Stoffet er fundet i miljøet ved flere lejligheder som salicylat. Toxicitetsdata på akvatiske arter Resultatet af Daphina magna 21 dages reproduktions test viser en EC50 på 61-68 mg/l. Den akutte toksisitet af E. albidus er LC50 = 16 mg/l (salicylat) (Römke et al., 1996). Der findes ingen toksistetsdata på terrestriske arter Metoder Til undersøgelsen for salicylat blev der foretaget dobbeltbestemmelse med Resultater Tabel .3.
I de første prøvemålinger blev der foretaget kvalitative målinger på salicylat, angivet som påvist (p.v.) og ikke påvist (i.p.). I efterfølgende analyser blev der foretaget kvantitative målinger. Der er ikke blevet foretaget målinger på urin fra Hjortshøj. Risikovurdering Den højeste salicylat koncentration er målt på urin fra Konklusion Acetylsalicylsyre vil i urinen forekomme som salicylat af konjugerede Østrogener Estron (3-Hydroxyestra-1,3,5(10) – trien-17-one) er det naturligt forekommende østrogen hormon. Estrone gives til mennesker i kombination med østradiol eller østriol. Estron har brutto formelen C18H22O2; molvægten er 270.4 g/mol. Dosis Dosis er afhængig af behandling og individuelle behov. Metabolisme Under omdannelsen af estron i kroppen dannes der hurtigt ligevægt i mellem Fysisk-kemiske egenskaber Stoffets pka er 10.8 og log P (octanol/vand) er 4 med en opløselighed på 0.8 Stabilitet Estron er meget stabilt stof, hvilket det også formodes at være i urin ved opbevaring af denne. Koncentration i urin Udskillesraten hos kvinder i urin er 0.3 – 2.4 m g / 24 timer og hos mænd 3 – 8.2 m g / 24 timer Nedbrydning i miljøet Op til 78% af 17-beta østradiol er fundet nedbrudt og fjernet efter Målte koncentrationer i miljøet Stoffet er påvist i miljøet ved flere lejligheder som 17 beta-østradiol. Koncentrationsområdet i det akvatiske miljø er 1- 62 ng/l (Ternes et al., 1999). Toksisitets data Daphina magna, 48 timer akut test viser en LC50 på 1.09 mg/l. Planter viser hæmmet vækst efter påvirkning af 200-2000 nmol/l (Shore et al., 1993). Metoder Estron-glucoronid blev analyseret ved et RIA-assay (RadioImmunoAbsorbent-assay). Prøvevolumen var 0,5 ml og detektionsgrænsen 0,7 nmol/l. Resultater Tabel .4.
Risikovurdering Den højeste estron-glucoronid koncentration er målt på urin fra Konklusion Estron vil forekomme i urinen som sulfat og glucoronid konjugater. Estron Referencer : Codex lund 1984 Halling-Sørensen B, Nielsen SN, Lansky PF, Ingerslev F, Lützhøft HCH Henschel KP, Wenzel A, Diedrich M, Fliedner A (1997) Environmnetal Hignite C, Azarnoff DL (1977) Drug and drug metabolites as enviornmental Lægemiddelkataloget (1998) Dansk Lægemiddel Information ISSN 0105- Mussey PI (1979) Formation and metabolism of seorid conjugates. CRC Press, Boca Raton, Florida Reynolds JEF (1989) Analgesic and antiflammatory agents. In Martindale. The Extra Pharmacopoeia 29th edition pp 1-46. London, The Pharmaceutical Press. Richardson ML, Bowron JM (1985) The fate of chemicals in the aquatic environment – A review. J. Pharm. Pharmacol. Vol. 37:1-12. Römke J, Knacker T, Stahlschmidt-Allner P (1996) Umweltprobleme durch Shore LS, Gurevitz M, Shemesh M (1993) Estrogen as an environmental pollutants. Bulletin of Environ. Contam. And Toxicology. 51:361-366. Stan HJ, Herbere T (1997) Pharmaceuticals in the aquatic environment. Analysis Magazine 25(7):M20-M23. Stumpf M, Ternes TA, Wilken RD, Rodriques SV, Baumann W (1999) Polar Ternes TA, Stumpf M, Mueller J, Herberer K, Wilken R-D, Servos M (1999) Ternes TA, Hirsch R, Muller J, Haberer K (1998) Methods for the
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
