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

Genanvendelse af gråt spildevand på campingpladser – Fase 2 og 3

4 Funktionsafprøvning af gråvandsanlæg

• 4.1 Indledning
• 4.2 Måleprogram
• 4.3 Biologisk rensning
  • 4.3.1 Gråt spildevand
  • 4.3.2 Biologisk renset gråt spildevand
• 4.4 Desinfektion
• 4.5 Driftserfaringer
  • 4.5.1 Lugt- og støjgener
  • 4.5.2 Visuelle gener
  • 4.5.3 Arbejdsmiljø og adfærdsregulering
  • 4.5.4 Øvrige driftsforhold
  • 4.5.5 Forslag til anlægsforbedringer
• 4.6 Økonomi

4.1 Indledning

Funktionsafprøvningen af gråvandsanlægget har til formål, at dokumentere renseeffekten af hhv. den biologiske rensning og desinfektionen. Afprøvningen har endvidere til formål, at indsamle praktiske erfaringer med driften af gråvandsanlægget, herunder bl.a.:

• Lugt- og støjgener
• Visuelle gener
• Arbejdsmiljø og adfærdsregulering
• Praktiske driftsforhold

4.2 Måleprogram

Som udgangspunkt for måleprogrammet anvendes Miljøstyrelsens standardmåleprogram baseret på /6/.

Måleprogrammet er opdelt i to grupper, en bestående af fysisk-/kemiske parametre, tabel 10, samt en gruppe bestående af en række mikrobiologiske parametre, tabel 11.

Tabel 10. Fysisk-/kemiske parametre.

Tabel 11. Mikrobiologiske parametre.

Samtlige prøver i forbindelse med funktionsafprøvningen blev udtaget og analyseret af akkrediteret laboratorium.

I forbindelse med måleprogrammet udtages prøver fra tre forskellige steder i gråvandsanlægget:

• Indløb til forklaringstank (urenset gråvand)
• Genbrugsbuffertank (biologisk renset gråvand)
• Toilet cisterne (renset desinficeret gråvand)

Prøver udtages i alle tilfælde som stikprøver og i tidsintervallet kl. 10.00 – 14.00.

4.3 Biologisk rensning

4.3.1 Gråt spildevand

Sammensætningen af det grå spildevand blev bestemt for en række af de traditionelle spildevandsparametre i forbindelse med projektets fase 1, se tabel 12.

Tabel 12. Analyseresultater, urenset gråt spildevand /1/.

Som supplement til de oprindelige analyser angivet i tabel 12, blev indledningsvis gennemført en analyse omfattende hele måleprogrammet på det urensede gråvand, for herigennem at få fastlagt et koncentrationsniveau for de enkelte stoffer i det urensede gråvand.

Prøven blev udtaget i tilløb til bundfældningstank. Resultatet af analysen på det urensede gråvand forefindes i bilag A, og gengives for hhv. de traditionelle spildevandsparametre og mikrobiologiske parametre i tabellerne 13 og 14.

Tabel 13. Kemiske parametre – Urenset gråvand

Tabel 14. Mikrobiologiske parametre – Urenset gråvand

Som det fremgår af analyseresultaterne for de traditionelle spildevandsparametre, tabel 13, må det urensede grå spildevand betragtes som værende tyndt i forhold til traditionelt spildevand.

Sammenholdes resultaterne med de i projektets fase 1 udførte analyser ses, at indholdet af organisk stof i prøven ligger på en niveau modsvarende 50% af det tidligere registrerede. Indholdet af total kvælstof, total fosfor og specielt ammonium ligger til gengæld noget højere. Årsagen til disse variationer skyldes antageligt, at der er tale om en egentlig stikprøve udtaget over kort tid, hvor prøver i projektets fase 1 blev udtaget over en 2 timers periode, hvorfor variationer i disse udlignes mere.

Sammenholdes resultatet af analyserne med gråt spildevand generelt /1/ /6/, må koncentrationsniveauet betragtes som værende i den lave ende af spektret, men dog repræsentativt.

Betragtes resultaterne af de mikrobiologiske analyser ligger niveauet for Coliforme bakterier og kimtal på niveau med tidligere observationer på gråt spildevand /1/ /6/. Sammenholdes koncentrationsniveauet med traditionelt urenset spildevand /7/ ligger værdierne for det urensede gråvand følgelig væsentlig lavere, hvilket naturligvis skyldes at toiletspildevand ikke indgår i gråvandsfraktionen.

For de øvrige parametre, herunder bl.a. tungmetaller, Phthalater, Phenoler mv., jf. bilag A, er koncentrationsniveauerne generelt meget lave og i mange tilfælde tæt på eller under detektionsgrænsen. Enkelte parametre ligget dog en anelse højere, herunder kan bl.a. nævnes Aluminium og Barium for metallerne, samt 4-methylphenol for de organiske forbindelser. Betragtes tungmetallerne som helhed, ligger de registrerede niveauer for tungmetaller dog generelt lavere eller på niveau med hvad der tidligere er registreret i alm. husholdningsspildevand /8/. Tilsvarende gør sig gældende for de organiske parametre hvor en sammenligning med traditionelt husspildevand fra boligområder /8/ ligeledes viser, at niveauet generelt ligger relativt lavt.

Overordnet set må den udtagne prøve på det urensede gråvand betragtes som værende repræsentativ for det grå spildevand på Gals Klint, antageligvis dog beliggende i den lave ende af de koncentrationsniveauer der kan optræde.

4.3.2 Biologisk renset gråt spildevand

Den væsentligste del af renseprocessen i gråvandsanlægget er den biologiske rensning i sandfiltret.

Rensningen af gråvandet foregår som nævnt i afsnit 3.5 ved batchvis indpumpning til sandfiltret jævnt over døgnet, samt en hvileperiode i nattetimerne.

Det biologisk rensede gråvand i genbrugsbuffertanken vil med et nyttevolumen i tanken på ca. 1,5 m³ være repræsentativt for en driftsperiode på ca. 4 - 6 timer. Dette forhold betyder, at en stikprøve udtaget i genbrugsbuffertanken vil være repræsentativ for det biologisk rensede gråvand i langt højere grad en stikprøver udtaget for det urensede gråvand.

Der blev under funktionsafprøvningen i alt udtaget tre prøver af det biologisk rensede gråvand. Prøverne er udtaget relativt sent på sæsonen, men belægningsgraden på pladsen har i prøveudtagningsperioden ligget på mellem 50 – 90 %, og er bl.a. udtaget i forbindelse med efterårsferien hvor belægningsgraden på Gals Klint var meget høj. Analyseresultaterne af de udtagne prøver forefindes i bilag B, og gengives for hhv. de traditionelle spildevandsparametre og mikrobiologiske parametre i tabellerne 15 og 16.

Tabel 15. Kemiske parametre – Biologisk renset gråvand

Tabel 16. Mikrobiologiske parametre – Biologisk renset gråvand

Som det fremgår af analyseresultaterne for de traditionelle spildevandsparametre i tabel 15, er den biologiske rensning i sandfiltret yderst effektiv.

Indholdet af letomsætteligt organisk stof ligger for alle tre prøver meget lave, < 2 mg BI₅/l, hvilket er detektionsgrænsen for BI₅. Tilsvarende gør sig gældende for suspenderet stof, hvor alle prøver viser et SS indhold under 5 mg/l. COD værdierne ligger ligeledes meget lavt (21 – 28 mg COD/l). Indholdet af NVOC er reduceret fra et niveau på ca. 50 mg/l til 8 – 10 mg/l.

Alle ovennævnte resultater viser, at fjernelsesgraden af organisk stof er meget høj, og for den letomsættelige del tæt på 100 %.

Indholdet af total kvælstof ligger stabilt lavt på 4,4 – 5,0 mg TN/l. Af total kvælstoffet udgøres ca. 75 – 85 % af nitrat kvælstof. Ammoniumniveauet ligget konstant på ca. 0,01 mg NH₄-N/l. Den resterende del af total kvælstoffet må antages at være organisk bundet kvælstof. Sammenholdes disse værdier med indløbsværdierne i hhv. tabel 12 og 13 er der tale om en fuld nitrifikation af den indkomne ammoniummængde. Ligeledes sker tilsyneladende en begrænset denitrifikation i anlægget. Forskellen imellem niveauerne for prøverne udtaget i projektets fase 1, og indløbsprøven udtaget i forbindelse med funktionsafprøvningen er dog så signifikant, at en egentlig bestemmelse af denitrifikationsgradens størrelse ikke er mulig.

De meget lave ammonium- og BOD₅ niveauer indikerer, at iltningen i det biologiske sandfilter er effektiv, og generelt kan betragtes som værende aerobt, hvorfor denitrifiktaionsgraden følgelig ikke kan være høj. Dette understøttes af det meget lave sulfid niveau (< 0,010 mg/l), da en del af det tilstedeværende sulfat (66 – 99 mg SO₄/l) antageligt ville være på sulfid form, såfremt der var tale om egentlig anaerobe forhold i større dele af filtret.

Den reduktion der sker i total kvælstof niveauet over filtret kan skyldes frafiltrering af organisk bundet kvælstof, denitrifikation i anaerobe ”lommer” i filtret samt evt. denitrifikation i indløbsbuffertanken hvor anaerobe forhold er dominerende.

Indholdet af total fosfor ligger konstant lavt på et niveau på ca. 0,04 mg P/l. Analyserne på det urensede gråvand viser et tilløbsniveau på 0,1 – 1,2 mg P/l. Fjernelsen af fosfor i sandfiltret kan antageligt tilskrives at fosforen bindes af jernforbindelser i filtermaterialet /9/, samt at fosforen indbygges i biomassen i filtret.

Indholdet af detergenter ligger under detektionsgrænsen og indikerer at detergenterne omsættes fuldt ud i sandfiltret. For Olie/fedt ligger niveauet ligeledes under detektionsgrænsen. Grundet opholdstiderne i tanke og sandfilter kan en biologisk omsætning af disse parametre ikke forventes at ske, hvorfor disse antageligt udskilles i forklaringstank og/eller adsorberes i det biologiske sandfilter.

For de mikrobiologiske parametre ses, at alle resultater med undtagelse af kimtal 22 °C, kimtal 37 °C, Coliforme bakterier og termotolerante coliforme bakterier reduceres til niveau under detektionsgrænsen eller ikke kan påvises.

Sammenholdes indholdet af de ovennævnte mikrobiologiske parametre i det biologisk rensede gråvand med indholdet i det urensede gråvand, ses at der i det biologiske sandfilter sker en reduktion af disse mikrobiologiske parametre på 97,0 – 99,9 %, jf. tabel 17.

Tabel 17. Fjernelsesgrader for mikrobiologiske parametre i det biologiske sandfilter.

Som det fremgår af resultaterne i tabel 17, samt for de øvrige mikrobiologiske parametre, er fjernelsesgraden for stort set alle mikroorganismerne meget høj over sandfiltret.

For de øvrige parametre, herunder bl.a. Phthalater, Phenoler mv., jf. bilag B, sker for stort set alle parametre en reduktion til under detektionsgrænsen. For parametre der efter den biologiske rensning stadig forefindes i gråvandet, ligger med en enkelt undtagelse meget tæt på detektionsgrænsen. Den enkelte undtagelse er diethylhexylphthalat (DEHP), hvor der d. 16/10-2002 forefindes 7,7 µg/l, modsvarende en fjernelsesgrad på ca. 45 %. Bortset fra denne enkelte måling der ikke umiddelbart kan forklares, må fjernelsesgraden over sandfiltret for de miljøfremmede organiske stoffer der er registreret i det urensede grå spildevand, betragtes som værende meget høj. Det skal følgelig bemærkes, at koncentrationsniveauet for de fleste parametre i det urensede gråvand er lavt, hvorfor fjernelsesgraden for spildevand med et noget højere koncentrationsniveau formentlig vil være lavere.

For metallerne er billedet delvis det samme som for de øvrige parametre. Her sker for en del af metallerne ligeledes en reduktion af koncentrationsniveauet over sandfiltret.

For en del af metallerne var koncentrationen i det urensede gråvand meget lavt. Dette gælder bl.a. Sb, Pb, Cd, Cr, Co, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, Sn og V, hvoraf en stor del ligger under detektionsgrænsen eller tæt på denne. For enkelte af disse stoffer, herunder Sb og Hg, er der i det biologisk rensede gråvand fundet større koncentrationer end målt i prøven på det urensede gråvand. Dette kan skyldes højere koncentrationer i det urensede vand på det pågældende prøvetagningstidspunkt. For samtlige disse metaller kan der på det forhåndenværende grundlag ikke konkluderes hvorvidt der sker en fjernelse af de enkelte metaller over sandfiltret.

For de resterende metaller, jf. tabel 18, har forskellene i koncentrationsniveauerne været mere entydigt. For en del af de resterende metaller er koncentrationsniveauet det samme eller højere end analyser for det urensede gråvand, hvorfor det for disse metaller må konkluderes at der er en stor sandsynlighed for der ikke sker en fjernelse over sandfiltret. Det drejer sig om metallerne As, Ca, Mg, Na og Ni.

For metallerne Al, Ba, Cu og Zn, og delvist for K sker der til gengæld en entydig reduktion fra et relativt højt koncentrationsniveau til et konsekvent noget lavere niveau.

I tabel 18 er fjernelsesgraderne for ovennævnte metaller listet. Det skal bemærkes, at de angivne fjernelsesniveauer grundet de relativt få analyser ikke skal betragtes som entydige fjernelsesniveauer, men som niveauer der indikerer hvilken fjernelse der kan forventes over et biologisk sandfilter.

Tabel 18. Fjernelsesgrader for metaller over det biologiske sandfilter.

4.4 Desinfektion

Den afsluttende behandling af det rensede gråvand er som nævnt i afsnit 2.2.3 en desinfektion med hydrogenperoxid (35 %).

Formålet med desinfektionen er, at reducere antallet af mikroorganismer i det biologisk rensede gråvand til et så lavt niveau som muligt, og herigennem fastlægge den nødvendige dosering af hydrogenperoxid, set ud fra både et hygiejnisk og driftsøkonomisk synspunkt. Herudover har desinfektionen med hydrogenperoxid til formål at forbrugsvandet tilføres et ekstra iltpotentiale, således risikoen for lugtgener ved henstand af genbrugsvand i toiletcisterne reduceres.

I tabel 19 er doseringen af hydrogenperoxid angivet i doseret mængde pr. l gråt spildevand.

Tabel 19. Doseringsskema for hydrogenperoxid.

Som det fremgår af tabel 19, blev doseringen af hydrogenperoxid gradvis nedjusteret, og på sidste prøveudtagningsdag nedjusteret efter hver udtaget prøve.

Formålet med reduktionen i doseringen var, at optimere forbruget af hydrogenperoxid for herigennem at bestemme et optimalt doseringsniveau.

Under funktionsafprøvninger er der i alt udtaget 8 prøver på det rensede og desinficerede gråvand samt en prøve fra referencetoilet forsynet med drikkevand. Alle prøver blev udtaget direkte i toiletcisternerne. To af de udtagne prøver blev opbevaret ved stuetemperatur af det akkrediterede laboratorium i tre uger forinden analyse. Formålet med opbevaringen var at kontrollere hvorvidt der i prøverne sker eftervækst ved henstand.

Prøverne analyseredes for de mikrobiologiske parametre angivet i tabel 11, samt for SS, COD og turbiditet. Endvidere blev pH og temperatur målt i forbindelse med prøveudtagningen.

I tabel 20 er samtlige analyseresultater for det rensede og desinficerede gråvand angivet.

Tabel 20. Analyseresultater for renset desinficeret gråvand.

Som det fremgår af resultaterne af de mikrobiologiske analyser har desinfektionen været yderst effektiv. Bortset fra prøven udtaget d. 25/9-2002, hvor kimtal 37 °C er 13, ligger samtlige værdier på et niveau under detektionsgrænsen eller som ikke påviselige i prøven (i.p.).

Prøven udtaget fra referencecisterne viser for alle parametre, med undtagelse af kimtal 22 °C, ligeledes niveauer under detektionsgrænsen.

Vand der renses og genanvendes i husholdninger, som i dette tilfælde til toiletskyl, skal have en renhedsgrad svarende til drikkevandskvalitet som angivet i Bekendtgørelse nr. 871 af 21/09-2001: ”Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg”.

Da gråvandet udelukkende skal benyttes til toiletskyl er det primært indholdet af mikroorganismer der er af interesse, men samtlige kvalitetskrav skal principielt overholdes.

I tabel 21 er de mikrobielle krav i bekendtgørelse nr. 871 angivet.

Tabel 21. Mikrobielle krav til drikkevand.

Sammenholdes analyseresultaterne fra tabel 20 med kravværdierne i tabel 21, ses at det rensede desinficerede gråvand fra Gals Klint er af en kvalitet modsvarende drikkevand mht. de mikrobiologiske parametre.

Det kan altså konstateres, at desinfektionen med hydrogenperoxid har været effektiv. Det skal dog bemærkes, at indholdet af mikroorganismer i det biologisk rensede gråvand, jf. tabel 16, har ligget på et meget lavt niveau, hvilket følgelig skal tages i betragtning ved vurderingen af effektiviteten.

Betragtes analyseresultaterne for SS og turbiditet ses at der er tale om klart vand. Koncentrationen af SS er gennem hele perioden under detektionsgrænsen. Turbiditetsmålingerne ligger mellem 3,3 og 7,3 hvilket ligeledes indikerer at der er tale om klart vand.

Samtlige COD målinger på prøver (uden henstand) ligger meget højt hvilket skyldes, at der har været et overskud af hydrogenperoxid i prøverne. For de to prøver der henstår tre uger forinden analyse ses at COD værdien efter henstand ligger på et lavt niveau omkring 40 mg O2/l. Årsagen til de lave værdier efter henstand er, at hydrogenperoxiden reagerer med alt oxiderbart materiale i prøverne. Endvidere sker ved henstand en afgasning af hydrogenperoxiden.

På baggrund af COD målingerne kan det konstateres, at der gennem hele perioden har været et overskudsindhold af hydrogenperoxid i det desinficerede gråvand. Som nævnt ovenfor, har indholdet af mikroorganismer og oxiderbare forbindelser generelt været meget lav i det biologisk rensede gråvand. Dette betyder, at mængden af hydrogenperoxid der er nødvendig for at fjerne de tilstedeværende mikroorganismer er markant lavere end det ville være såfremt indholdet af oxiderbare stoffer og mikroorganismer var højere.

På baggrund af ovennævnte kan ikke opstilles generelle retningslinier for det nødvendige koncentrationsniveau for desinfektion med hydrogenperoxid. Ydermere kan det være risikabelt, at fastlægge ét bestemt niveau for koncentrationsniveauet, da perioder med forringet biologisk rensning kan medføre, at den nødvendige dosering med hydrogenperoxid skal forøges af hensyn til indholdet af oxiderbare stoffer, eksempelvis organiske stoffer mv.

På baggrund af de gennemførte analyser vurderes, at et doseringsniveau på ca. 0,05 – 0,1 ml H₂O₂ vil være tilstrækkeligt i de fleste tilfælde hvor der er tale om lave koncentrationsniveauer mht. mikroorganismer og oxiderbart materiale. På Gals Klint må ovennævnte niveau på baggrund af analyseresultaterne endvidere antages at være for højt i forhold til den nødvendige mængde hydrogenperoxid. Af hensyn til den mikrobiologiske kvalitet, bør der dog generelt være en hvis overdosering, da doseringen skal være effektiv i alle situationer, herunder også i perioder hvor der evt. er forringet rensning, driftsproblemer eller tilsvarende.

Ovennævnte betyder således, at der generelt vil være et overskud af hydrogenperoxid, også i selve toiletcisternerne hvilket medfører, at der er tale om vand af anden kvalitet end drikkevand.

4.5 Driftserfaringer

Ud over de kemiske- og mikrobiologiske undersøgelser, havde funktionsafprøvningen også til formål at indsamle praktiske erfaringer omkring driften af et gråvandsanlæg.

Gennem hele afprøvningsperioden blev der løbende ført tilsyn med anlægget.

Da funktionsafprøvningen som tidligere angivet skete for lukkede døre på to ”testtoiletter”, blev der af hensyn til udskiftning af vandet i cisternerne dagligt foretaget skyl i forbindelse med rengøring af baderumsbygningen.

Som angivet i /1/ forekommer en række æstetiske og driftsmæssige forhold ved gråvandsanlæg, der kan medføre gener for brugere af baderumsbygningens faciliteter samt for anlægspasseren, herunder:

• Lugtgener fra gråvandsanlæg
• Lugtgener fra toilet som følge af gråvand
• Genbrugsvandets udseende
• Støjgener
• Visuelle gener fra anlæg
• Adfærdsregulerende ulemper for brugere af anlægget, eksempelvis krav om speciel produktanvendelse mv.
• Arbejdsmiljømæssige forhold ved pasning af anlæg

Af ovennævnte problemstillinger har en række af disse ved tidligere gråvandsanlæg givet anledning til problemer, specielt har lugtgener medført at anlæg er blevet nedlagt, bl.a. /1/ og /3/.

4.5.1 Lugt- og støjgener

Forinden etablering af anlægget vurderet, at lugt fra bundfældningstank og indløbspumpestation ville være største risiko for lugtgener. Lugt fra disse punkter ville kunne konstateres ved udluftningsledningen fra indløbspumpestationen. Der blev ikke i afprøvningsperioden konstateret lugt fra udluftningsrøret. Tilsvarende var gældende for udluftningsrør fra det biologiske sandfilter.

Igennem hele afprøvningsperioden blev der jævnligt ført tilsyn med anlægget, herunder inspektion af de enkelte brønde. I denne forbindelse blev ikke konstateret generende lugt nede i de enkelte brønde. Eneste brønd hvor der i selve brønden kunne konstateres tendenser til lugt var bundfældningstanken, dog kun i begrænset omfang umiddelbart efter aftagning af brønddæksel.

Fra det biologisk rensende gråvand kunne der ikke gennem afprøvningsperioden konstateres nogen lugt. Vandet var generelt klart og lugtfrit, dog blev det ved pumpestop i indløbspumpestationen konstateret, at det biologisk rensede gråvand ved henstand antog en svag gullig farve, dog uden lugt (se endvidere afsnit 4.5.2).

Forinden opstart af desinfektionen blev der i en periode på ca. 4 uger tilledt biologisk renset ikke desinficeret gråvand til cisternerne på de to forsøgstoiletter. Formålet med denne undersøgelse var at kontrollere hvorvidt der opstod lugtgener, aflejringer mv. Gennem denne periode blev der ikke konstateret lugtgener fra cisternerne. Efter ca. 4 ugers drift uden desinfektion kunne dog konstateres få aflejringer af suspenderet stof i cisternerne. Aflejringerne kunne konstateres efter ca. 1 uges drift, og vedblev på samme niveau gennem samtlige 4 uger. Når der ikke skete en større opbygning skyldes det formentlig, at det daglige skyl af toiletterne har medført en udvaskning af de begrænsede aflejringer. Generelt vurderes det, at anvendelse af ikke desinficeret biologisk renset gråvand ikke vil give anledning til driftsmæssige problemer på demonstrationsanlægget.

4.5.2 Visuelle gener

Visuelle gener kan som nævnt være relateret til genbrugsvandets udseende, alternativt selve anlægget og det fremtræden i omgivelserne.

Da etableringsfasen forløb i campingsæsonen har det følgelig givet mindre gener i form af gravearbejdet omkring baderumsbygningen. Da de fysiske forhold ikke tillod etablering uden for sæsonen, blev dette derfor en nødvendigt onde. Som nævnt i afsnit 3.3 blev arbejdet dog gennemført tidligt på sæsonen, og generne må betragtes som rimelig begrænset. Dog må det generelt anbefales, at anlægsarbejder af karakter som gråvandsanlægget henlægges til perioder uden for sæsonen, såfremt dette er muligt.

Selve gråvandsanlægget og dets placering vurderes ikke at have give anledning til visuelle gener, da tankanlægget er nedgravet og selve det biologiske sandfilter placeret i forlængelse af eksisterende skråningeanlæg, således det efter tilgroning vil fremstå som en naturlig del af området.

Det rensede og desinficerede gråvand i toiletcisternerne var gennem afprøvningsperioden klart (se figur 17) og lugtfrit. Dog antog vandet grundet pumpestop i indløbspumpestationen en svag gullig farve. Pumpestoppet indtrådte som følge af termisk udfald på pumpen.

Aflejringerne der ses i bunden af cisternen er kalkaflejringer, der ligeledes observeredes I cisterner forsynet med drikkevand.

Figur 17. Renset og desinficeret gråt spildevand i toiletcisterne.

4.5.3 Arbejdsmiljø og adfærdsregulering

Forholdene omkring arbejdsmiljø ved pasningen af anlægget må overordnet set betragtes at være fornuftigt udformet. Det skal dog nævnes, at håndteringen af hydrogenperoxid i 25 l dunke, ikke er den optimale metode. I forbindelse med en begrænset funktionsafprøvning betyder lagerkapaciteten mindre, men ved daglig drift af et anlæg der forsyner samtlige toiletter, er det mere hensigtsmæssigt med en palletank, der løbende kan udskiftes af kemikalieleverandøren. Herved undgås, at den daglige anlægspasser skal håndtere desinfektionsmidlet, i dette tilfælde hydrogenperoxid.

Der er på alle tanke anvendt betondæksler. Ved inspektion af brønde kræves derfor løftegrej til håndtering af disse. Generelt må det anbefales, at der anvendes lette dæksler der kan betjenes manuelt af en enkelt person.

Anlægget har gennem hele perioden kørt uden der har været stillet specielle krav til rengøring i baderumsbygningen. Ligeledes har der ikke været sat krav til pladsens gæster mht. hvilke produkter de har måtte benytte. Disse forhold har ikke haft indflydelse på anlæggets drift hvorfor det må konstateres, at der ikke har været gener som følge af nødvendige adfærdsregulerende foranstaltninger.

4.5.4 Øvrige driftsforhold

I forbindelse med funktionsafprøvningen er anlægget blevet tilset ca. hver anden uge. Nærværende afsnit opsummerer driftsforhold omkring de mere praktiske drift af anlægget.

Ved tilsyn af anlægget blev de enkelte anlægsdele og komponenter gennemgået. Det må konstateres, at tilgangen i tanke der er afsluttet med betondæksler ikke driftsmæssig er optimal, men i det aktuelle tilfælde en nødvendighed for at holde etableringsomkostningerne nede.

Bortset fra det tidligere omtalte termiske udfald på spildevandspumpen blev der ikke i afprøvningsperioden konstateret driftsmæssige problemer.

Ved besigtigelse af genbrugsbuffertanken blev foretaget kontrol af det svømmende sugefilter. Efter ca. 12 ugers drift blev dette spulet grundet aflejringer. Umiddelbart anbefales det, at sugefiltret optages og spules 2 – 4 gange pr. sæson.

I forklaringstanken blev slamniveauer løbende kontrolleret. Der blev ikke ved besigtigelserne konstateret væsentlige mængder SS i tilløbet til indløbsbuffertanken fra forklaringstanken. ved sæsonens afslutning kunne konstateres, at bundslammet i forklaringstanken maksimalt udgør ca. 0,5 – 1,0 m³. Flydeslammet udgøres gennem hele sæsonen af et tynd lag, primært bestående af fedt/olie og sæberester.

På baggrund af observationerne kan det anbefales, at forklaringstanken tømmes én gang pr. sæson, evt. i forbindelse med nedlukning af anlægget ved sæsonens afslutning.

4.5.5 Forslag til anlægsforbedringer

Med udgangspunkt i erfaringerne fra driften af anlægget kan flg. ændringer af anlægsopbygningen anbefales, såfremt der etableres lignende anlæg:

• Anvendelse af lette aflåselige dæksler eller tilsvarende, i stedet for betondæksler, således disse kan betjenes af én person uden hjælpemidler.
• Der bør etableres en alarmfunktion for termisk udfald på pumper o.l.. Herved mindskes risikoen for forringet vandkvalitet grundet manglende rensning eller desinfektion, alternativt risikoen for at toiletter i en periode udelukkende forsynes med spædevand.
• I forbindelse med etablering af en alarmfunktion, bør kemikalietanken forsynes med alarm for lav kemikaliestand i tanken. Herved mindskes risikoen for at anlægget løber tør for desinfektionsmiddel.
• Ved etablering af permanente anlæg bør kemikaliedoseringsanlæg indbygges i skab eller fastmonteres på væg.

4.6 Økonomi

På baggrund af funktionsafprøvningen kan en samlet økonomi for etablering og driften af gråvandsanlægget på Gals Klint opstilles.

Den samlede anlægsudgift kan som nævnt i afsnit 3.2 opgøres til i alt kr.259.500,- ekskl. moms.

Såfremt anlægget skulle have haft fuld behandlingskapacitet i forhold til dimensioneringsgrundlaget og forudsætningerne fra projektets fase 1, ville den samlede anlægspris udgøre i alt kr. 275.000,- ekskl. moms. I denne pris er ikke medtaget ventilbrønd samt opdeling af sandfiltret i to sektioner, da disse komponenter kun er relevante i forbindelse med funktionsafprøvningen.

De årlige driftsudgifter kan på basis af erfaringerne fra funktionsafprøvningen opgøres som angivet i tabel 22.

Tabel 22. Årlige driftsudgifter for gråvandsanlægget.

Samtlige poster i de årlige driftsudgifter er baseret på et anlæg hvor det biologiske sandfilter er etableret så det har fuld behandlingskapacitet, dvs. 12 m³/d, således der behandles ca. 1100 m³/sæson.

Som det fremgår af tabel 22, udgør de årlige driftsudgifter ca. kr. 7.750,- modsvarende kr. 7,05 pr. m³.

Sammenholdes etableringspris ^[10] med overslagspriserne gennemført i projektets fase 1 hvor overslaget lød på kr. 160.000,-, har den faktiske etableringspris været kr. 115.000,- dyrere.

Prisforskellen udgøres primært af to større poster der tilsammen udgør ca. kr. 75.000,- af merprisen. Disse to poster var hhv. etableringen af det biologiske sandfilter samt grundvandssænkningen. Den resterende difference udgøres primært af udgifter til lednings- og jordarbejder. Årsagen til denne merpris skyldes bl.a., at antallet af meter ledning i det færdige detailprojekt var ca. to gange så stort som i overslaget.

På baggrund af erfaringerne på Gals Klit vurderes det, at et tilsvarende anlæg ikke umiddelbart vil kunne etableres meget billigere på tilsvarende campingpladser. Der ligger dog et mindre besparelsespotentiale i form af den gennemført grundvandssænkning, der skønnes at kunne spares mange steder. Endvidere blev det biologiske sandfilter etableret som mileanlæg hvilket erfaringsmæssigt er dyrere end et nedgravet sandfilter. Umiddelbart vurderes det dog, at en besparelse ved etablering af et tilsvarende gråvandsanlæg maksimalt vil udgøre kr. 30.000 – 40.000,- under ideelle forhold.

De faktiske etableringsomkostninger og driftsudgifter skal sammenholdes med de i tabel 23 angivne bruttobesparelsespotentialer baseret på vandforbruget til toiletskyl på Gals Klint Camping år 2004 (ca. 1100 m³), for herigennem at give et billede på det årlige økonomiske besparelsespotentiale afhængig hvor i landet et gråvandsanlæg placeres.

Tabel 23. Bruttobesparelsespotentialer fra /1/.

Ved en 95% reduktion i vandforbrug til toiletskyl vil der være et årligt besparelsespotentiale på ca. kr. 28.100,-/år, med udgangspunkt i den gennemsnitlige vandpris i Danmark.

Sammenholdes besparelsespotentialet med etablerings og driftsudgifter vil dette give en direkte afskrivningsperiode for demonstrationsprojektet på Gals Klint Camping på ca. 13 – 14 år.

På figur 18 er afskrivningsperioden for demonstrationsanlægget sammenstillet med vandprisen anno 2001 og besparelsespotentialet.

Figur 18. Afskrivningsperioden for demonstrationsanlægget, 2001 prisniveau.

Som det fremgår af figur 18, ligger afskrivningsperioden på over 10 år for stort set alle danske kommuner.

I /1/ angives det primære incitament for recirkulering af gråvand på campingpladser være den mulige økonomiske gevinst i form af vandbesparelser.

Fra Campingrådet blev det i forbindelse med projektets fase 1oplyst, at den direkte tilbagebetalingstid på investeringen i et gråvandsanlæg, normalt ikke bør overskride ca. 6 år, da længere tilbagebetalingstider vil gøre investeringen i et sådant anlæg mindre attraktivt for pladsejerne.

I projektets fase 1 var der, grundet det daværende anlægsoverslag, en afskrivningsperiode på < 6 år i ca. 15 % af landets kommuner. For at opnå en direkte afskrivningsperiode på < 6 år, skal den samlede vandpris være større end 50 kr./m³, hvilket kun er tilfældet i ganske få kommuner. Alternativt skal det årlige vandforbrug være højere end tilfældet er på Gals Klint. Alternativt vil der med udgangspunkt i landsgennemsnittet skulle være et besparelsespotentiale på ca. 2000 m³/år, førend anlægget på Gals Klint vil have en afskrivningsperiode på < 6 år.

Det skal dog påpeges, at evt. fremtidige prisstigninger på vand formentlig vil medvirker til, at konceptet i flere tilfælde vil være rentabelt med en kortere afskrivningsperiode, hvilket vil gøre genanvendelse af gråt spildevand på campingpladser mere attraktivt end det er med det nuværende prisniveau.

Overordnet set må det dog konstateres, at der p.t. kun er begrænset økonomisk potentiale i at etablere gråvandsanlæg i kommuner hvor vandprisen ligget under ca. 40 – 50 kr./m³. Alternativt kræves, at besparelsespotentialet ved genanvendelse af gråvand ligger over ca. 1500 m³/sæson.

Fodnoter

[1] Referenceværdier for traditionelt tyndt spildevand.

[2] Fedt/olie

[3] Grænseværdier iht. Bekendtgørelse nr. 871 af 21/09-2001: ”Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg”. Værdierne angiver hhv. værdi ved indgang til ejendom og værdi ved forbrugers taphane.

[4] Det skal bemærkes, at en ud af tre analyser ligger markant højere end de øvrige to (75 µg/l), hvorfor gennemsnittet uden denne analyse ligger på kun 2,8 µg/l.

[5] Referenceprøve Gals Klint, udtaget fra cisterne forsynet med drikkevand.

[6] Prøverne blev udtaget 25. september og 2. oktober og opbevaret ved stuetemperatur i 3 uger inden analyse.

[7] i.m. = ikke målelig ved den anviste metode.

[8] Årlig udgift til pumpeservice er en gennemsnitlig udgift der dækker vedligeholdelse og reparation mv. af anlæggets pumper.

[9] På baggrund af driftserfaringerne skønnes et tidsforbrug på gennemsnitligt 0,5 timer pr. uge. I praksis vil en stor del af tiden ligge ved sæson start og afslutning.

[10] Modsvarende et anlæg med fuld kapacitet, dvs. kr. 275.000,-.

[11] 75 og 90 % fraktilværdierne er baseret på vandafledningsbidragene fra tabel 6, samt vandafgiften for landsgennemsnittet fra samme tabel.

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

Version 1.0 Februar 2006, © Miljøstyrelsen.