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

Vurdering af bæredygtig spildevandshåndtering i kloakløse bebyggelser

2 Bæredygtighed af spildevandsprojekter

2.1 Hvad betyder bæredygtig udvikling?

Bæredygtig udvikling kom for alvor på den politiske dagsorden, da FN's verdenskommission om miljø og bæredygtighed (Brundtland kommissionen) i 1987 præsenterede rapporten "Vores fælles fremtid" (WCED, 1987). I den såkaldte "Brundtland-rapport" defineres begrebet som:

"en udvikling som opfylder de nuværende behov uden at bringe fremtidige generationers muligheder for at opfylde deres behov i fare …. (……)…. I sidste ende er bæredygtig udvikling dog ikke en endegyldig tilstand af harmoni, men snarere en ændringsproces, hvor udnyttelsen af ressourcerne, styringen af investeringerne, retningen for den teknologiske udvikling og institutionelle ændringer kommer i overensstemmelse med fremtidige såvel som nutidige behov".

Ud fra Brundtland rapportens definition fortolkes henvisningen til "nuværende behov" ofte som et krav til lighed mellem befolkningsgrupper og verdensdele indenfor en generation, dvs. det er fordelingen af ressourcer (og rigdom), der er i fokus. Omvendt tolkes hensynet til fremtidige generationers behov ofte som et krav om at erstatte nuværende levemønstre og produktionsformer med nye, som er mindre ressourcekrævende og miljøbelastende. Populært sagt drejer det sig altså om at erstatte ikke-fornyelige ressourcer med viden, som kan bruges til at identificere nye fornyelige ressourcer. Endelig fremhæves ofte, at bæredygtig udvikling skal ses som en proces, dvs. det handler om at igangsætte en udvikling "i den rigtige retning" - uden at retningen dog er særlig klart defineret.

Procesperspektivet er senere fremhævet i Rio-deklarationen (Keating, 1993), som bl.a. fremhæver at miljøspørgsmål skal integreres i udviklingsprocesser og bedst håndteres gennem deltagelse af alle berørte borgere på det relevante niveau. Der lægges altså op til borgerinddragelse i langt større grad end tidligere, hvor eksperter (videnskabsfolk, administratorer og rådgivere) sædvanligvis har udstukket retningslinierne for udvikling uden at anerkende, at der lokalt kan være holdninger og ønsker, som undertiden kan være i modstrid med centralt udstukne politikker. Det er værd at bemærke, at Rio-deklarationen rummer flere aspekter af bæredygtighed end miljømæssig bæredygtighed.

Lokal Agenda 21 arbejdet i Danmark (Miljø- og Energiministeriet et al., 1995) har f.eks. lagt vægt på en bredere bæredygtighedsopfattelse end antydet ovenfor og forsøgt at inddrage økonomisk og social bæredygtighed ved at sætte fokus på lokal borgerinddragelse på amts- og kommuneniveauet. Kampagnen har især peget på fem "pejlemærker", nemlig i) helhedssyn og tværsektoriel tænkning, ii) aktiv borgerinddragelse, iii) kredsløbstankegang, iv) inddragelse af globale hensyn og v) styrkelse af langsigtede perspektiver (Møller, 2000). I forlængelse heraf, og i overensstemmelse med tankerne i Århus-konventionen (Miljø- og Energiministeriet, 1998), der fokuserer på borgernes rettigheder til at få afgang til miljøoplysninger og til at deltage i beslutninger miljøområdet, er Agenda 21 nu blevet skrevet ind i planloven (Miljø- og Energiministeriet, 2000), så amtsråd og kommunalbestyrelser nu skal udarbejde strategier for bl.a. at indrage befolkningen i Agenda 21 arbejdet.

Det fremhæves ofte, at bæredygtig udvikling indeholder en miljømæssig, en økonomisk og en social dimension, og at bæredygtig udvikling indebærer en integration af disse dimensioner. Tankerne fra Brundtland rapporten og Rio deklarationen blev af den forrige regering indarbejdet i et udkast til en dansk strategi for bæredygtig udvikling (Regeringen, 2001a). Udkastet tog udgangspunkt i ønsket om en miljømæssig bæredygtig udvikling, dvs. at økonomisk vækst og social udvikling skal ske under hensyntagen til fastsatte miljømål. I forlængelse heraf blev der udarbejdet et "debatoplæg om et indikatorsæt til Danmarks strategi for bæredygtig udvikling" (Regeringen, 2001b). Hensigten hermed var på baggrund af en offentlig debat at etablere et indikatorsæt for (miljømæssig) bæredygtig udvikling, som Danmark fremover kan benytte til at rapportere om gennemførelsen af strategiens mål og indsats. Der blev lagt op til at etablere to sæt af indikatorer fra nationalt hold, hhv. på et overordnet niveau der kan beskrive udvikling og resultater i forhold til overordnede mål om bæredygtig udvikling og på et detaljeret, specifikt niveau, hvor indikatorerne vil variere afhængigt af indsatsområdets karakter og i øvrigt vil blive opdateret løbende. Grundtanken var at opstille omkring 20 konkrete, kvantificerbare indikatorer, der kan indbygges i miljøregulering og miljøforvaltning, og som hænger sammen med de opstillede nationale miljømål.

Efter regeringsskiftet i efteråret 2001 er der udarbejdet et nyt udkast til national strategi for bæredygtig udvikling og et nyt sæt indikatorer (Regeringen, 2002a/b). Umiddelbart er der meget store fællestræk, men der er også forskelle. F.eks. er en indikator i det første udkast, der gik ud på at fastholde de grønne afgifter (det grønne skattetryk i forhold til BNP), gledet ud og erstattet med en indikator, der ikke var konkretiseret i det første udkast, og som går ud på at sikre et solidt videngrundlag for at træffe de rigtige beslutninger og prioritere indsatser (offentlige og private forskningsmidler). Forskellen illustrerer, at der er sket et politisk skift, men det er væsentligt at holde fast i, at der ikke findes en universel tolkning af begrebet bæredygtig udvikling. Det er tydeligt, at definitionerne afhænger af det værdigrundlag, som enkeltpersoner, organisationer og politiske grupperinger har, og vurdering af bæredygtighed på et professionelt plan kan derfor populært sammenlignes med "bueskydning efter bevægeligt mål". Dette understreger dog blot udfordringen i at arbejde med vurdering af bæredygtighed på et forskningsmæssigt grundlag, så man bliver i stand til at skelne klart mellem fakta og holdninger.

Det kan umiddelbart synes, at udkastet til den nationale strategi for (miljømæssig) bæredygtig udvikling og Lokal Agenda 21 arbejdet er modsat rettede strategier (hhv. "top down" vs. "bottom up" eller "regulering" vs. "frivillighed"). De kan imidlertid også ses som supplerende initiativer. En række amter og kommuner er f.eks. i øjeblikket i gang med at opstille indikatorer for bæredygtig udvikling i forbindelse med Lokal Agenda 21 arbejdet, og det er tanken, at det nationale sæt af indikatorer vil kunne bruges som inspiration for det regionale og lokale arbejde. Som et yderligere eksempel kan nævnes, at Agenda 21 arbejdet i nogle kommuner for nylig har ført til, at man har integreret bæredygtighedsindokatorer i kommunens grønne regnskab. I en enkelt kommune har man endda udviklet et IT-system, der gør det muligt at inddrage kommunens forvaltninger og institutioner ved valg af indikatorer og opdatering af information i det grønne regnskab, hvorved man forventer en højere grad af ansvarliggørelse (Mikkelsen og Christensen, 2000).

2.2 Metoder til vurdering af bæredygtig udvikling

Et af de bedste eksempler på vurderingsmetoder, der støtter op om strategier for en miljømæssig bæredygtig udvikling, er produktbaserede livscyklusvurderinger (LCA), hvor der både findes en international standard (ISO, 1997) og den dansk udviklede UMIP-metode til udvikling af miljøvenlige industriprodukter (Wenzel et al. 1996). Som grundlag for LCA defineres en "funktionel enhed", dvs. en funktion som kan opfyldes af et eller flere alternative produkter. Et eksempel på en funktionel enhed kan være "vask af 5 kg tøj pr. uge i et år". Det er altså ikke vaskemaskiner der studeres og sammenlignes men den ydelse, de leverer - f.eks. vask to gange om ugen med en normal husholdnings vaskemaskine, vask én gang om ugen med en industrivaskemaskine på et fællesvaskeri med delvis recirkulering af vaskevandet eller løbende "klatvask" i hånden. Målet er, at der skal udvikles, laves og bruges mindre miljøbelastende produkter og teknologier, og der laves derfor en samlet opgørelse over miljøbelastningen i forbindelse med hele produktets livscyklus, fra udvinding af råvarer over produktion, distribution, anvendelse, genanvendelse, recirkulering og deponering (fra vugge til grav).

I den internationale standard for LCA (ISO, 1997) inddeles LCA i fire faser, hhv. i) definition af mål og rammer, herunder den funktionelle enhed og hvor stor en del af produktsystemet der medtages i vurderingen, ii) inventeringsanalyse hvor de betydende strømme af naturressourcer og forureningsstoffer kortlægges, iii) beskrivelse af miljøpåvirkningen, hvilket bl.a. omfatter allokering (fordeling) af miljøpåvirkninger mellem forskellige produkter og aggregering af information, så miljøpåvirkningen kan udtrykkes i effektkategorier svarende til opstillede miljømål, samt iv) fortolkning af resultater, hvilket undertiden omfatter normalisering af miljøpåvirkninger i forhold til samfundets øvrige miljøpåvirkning eller afvejning af forskellige miljøpåvirkninger mod hinanden (multikriterievurdering).

Det er vigtigt at pointere, at selvom LCA forsøger at opgøre miljøpåvirkningen kvantitativt, så er metoden baseret på en række antagelser og vurderinger, som i noget omfang kan påvirke konklusionerne. Et andet problem er den store datamængde, der kræves for at gennemføre realistiske livscyklusvurderinger. I UMIP-metoden og det tilhørende edb-værktøj beregnes den samlede miljøpåvirkning i 8 effektkategorier, men vægtningen af disse i forhold til hinanden er til syvende og sidst politisk. Til grund for beregningen af miljøpåvirkningen ligger opgørelse af strømme for flere hundrede materialetyper og enkeltstoffer. Det er altså kompliceret at gennemføre livscyklusvurderinger, og de er derfor mest anvendt i forbindelse med større virksomheders produktudvikling eller ved generelle sammenligninger af forskellige produkter eller produktionsformer.

Udover LCA findes adskillige andre metoder (eller procedurer) til miljøsystemanalyse, der alle er baseret på en kvantitativ tilgang baseret på masse- og energibalancer. I flæng kan nævnes f.eks. materialestrømsanalyser, input-output analyser, økologisk fodaftryk, risikovurdering af kemikalier, og modeller for integreret miljøvurdering, se f.eks. Moberg et al. (1999) samt Harremoës og Turner (2001) for oversigt og diskussioner af dette komplekse emne. Umiddelbart forekommer det vanskeligt at forestille sig metoder som LCA anvendt som grundlag for miljøvurdering af lokale bæredygtighedsinitiativer.

Det skyldes dels, som antydet ovenfor, at LCA er en kompliceret og derfor omkostningskrævende metode at anvende, som desuden på et praktisk niveau næppe vil forekomme gennemskuelig for lokale borgere. Der er derfor tradition for en anden angrebsvinkel, når fokus er på det lokale niveau.

Økologisk byfornyelse eller byøkologi dækker over flere forskellige tilgange til bæredygtig udvikling. Undertiden opfattes begreberne som synonym for lokale "alternative" tekniske løsninger i forbindelse med etablering og renovering af byggeri, f.eks. energibesparende vinduer, maling uden miljøfarlige stoffer, kildesortering af affald eller brug af regnvand til toiletskyl. Økologisk spildevandsrensning er indenfor de seneste år ofte blevet brugt som synonym for alternative systemer, hvor spildevandet sorteres ved kilden (f.eks. i tre fraktioner, hhv. fæces, urin og resterende gråt spildevand) og eventuelt renses ved hjælp af plantebaserede systemer eller genanvendes.

Iflg. Elle (1995) er udgangspunktet for byøkologi en helhedsorienteret tankegang, hvor der tages udgangspunkt i det lokale sted, dels for at sikre maksimal inddragelse af beboerne i planlægning og prioritering af projektalternativer men også for at bringe beslutningerne ned på et niveau, hvor helheden kan overskues. På denne måde falder byøkologi meget godt i tråd med principperne for Lokal Agenda 21. Det er væsentligt at bemærke, at byøkologien i den moderne tolkning ikke udelukker, at centrale løsninger kan være det bedste et givet sted (Jensen et al, 1998). Det er også værd at bemærke, at man ikke kan sige, at en given teknologi altid er byøkologisk: teknologien kan kun vurderes ud fra det konkrete sted. En byøkologisk tankegang kræver i sidste ende et stort overblik over de tekniske løsningsmuligheder.

Borgerinddragelsen har sine rødder i den traditionelle byplanlægning, hvor forskellige former for borgerinddragelse i planlægningen har været et væsentligt emne for den faglige diskussion (Gaardmand, 1993). I den traditionelle byplanlægning inddrages borgerne i beslutningsprocessen, men i forbindelse med byøkologi forventes borgerne også at være aktive i forhold til udførelsen af konkrete opgaver. Det er en grundlæggende antagelse, at det er nemmere at inddrage borgere aktivt i løsningen af en opgave, hvis de selv har været med til at beslutte den pågældende løsning. Borgerinddragelsen har derfor ud over den demokratiske dimension også det praktiske formål at sikre, at den enkelte borger handler ansvarligt.

Der arbejdes meget med udvikling af værkstedsformer og andre metoder til borgerinddragelse, en omfattende samling af metoder findes i (Hoffmann & Kofoed, 1999). En pendant til værkstedsfomer benyttet indenfor byøkologi i det internationale udviklingsarbejde er i øvrigt "The Logical Framework Approach (LFA)", der er en planlægningsmetode kendetegnet ved at være objektorienteret, målgruppeorienteret, procesorienteret og som involverer forskellige aktører i beslutningsprocesser (DANIDA, 1996). LFA er en arbejdsmetode på linie med dialogværksteder (Hoffmann et al., 2000), fremtidsværksteder m.v. som sigter mod at kvalificere deltagerne til at overskue konkrete problemstillinger og konkrete projekter.

Kritikere af vurderingsmetoder, der fokuserer på miljømæssig bæredygtig udvikling, hævder at det er en for ensidig (og økonomisk dyr) tankegang, der ikke i fornøden grad inddrager økonomi, teknologi, brugeraspekter etc., og som desuden kan være for kompliceret og ressourcekrævende at anvende i praksis. Omvendt hævder kritikere af en byøkologisk angrebsvinkel, at borgerinddragelsen får så stor vægt i sig selv, at den miljømæssige fokus risikerer helt at glide ud på bekostning af andre prioriteter. Endelig er der projekter, der kalder sig byøkologiske, men som fokuserer ensidigt på at demonstrere en teknisk løsning. Paradoksalt nok findes der mange projekter af denne type, der ikke tager udgangspunkt i det konkrete sted (Jensen et al., 1998).

2.3 Metoder til vurdering af spildevandssystemers bæredygtighed

Det fremgår af de forgående afsnit, at der ikke eksisterer en universel definition af bæredygtig udvikling som kan anvendes operationelt, samt at der arbejdes på metoder til at igangsætte en bæredygtig udvikling fra flere sider på forskellig måde. Livscyklusvurderinger og andre værktøjer til miljøsystemanalyse fokuserer på miljødimensionen af bæredygtig udvikling, mens byøkologi lægger vægt på en bredere og mere helhedsorienteret tilgang men til gengæld ikke går så detaljeret til værks med hensyn til den miljømæssige dimension. Endelig kan det nævnes, at multikriterievurdering ofte anvendes uafhængigt af den grundlæggende miljøvurdering ved analyse af komplekse problemstillinger.

Det er interessant at se på, hvordan planlægning og vurdering af spildevandssystemer har været gennemført gennem tiden. Byernes nuværende spildevandssystemer med centrale kloakker, der transporterer spildevand og regnvand ud af byerne, har siden de første systemer blev etableret i midten af 1800-tallet haft som et væsentligt formål at forhindre, at mennesker kommer i kontakt med patogene mikroorganismer i spildevandet og derved bliver syge. Krav til rensning af spildevand er først kommet til fra midten af 1950’erne, hvor vandforurening for alvor kom i fokus, og i forbindelse hermed er der senere fra 1970'erne kommet krav til kvaliteten af det spildevandsslam, der bringes ud på landbrugsarealer.

I dag er det fortsat sikring af høj sundhedstilstand og bekæmpelse af vandforurening samt i mindre grad recirkulering af spildevandsslam, der er hovedkriterierne ved planlægning og vurdering af spildevandssystemer. Senest er der via EU’s Vandrammedirektiv (CEC, 2000) sat endnu mere fokus på at bekæmpe vandforurening gennem integreret vandplanlægning på hydrologisk oplands-skala. Reguleringsmekanismerne er baseret på centralt fastsatte krav til maksimalkoncentrationer af udvalgte stoffer (typisk organisk stof, kvælstof og fosfor) i udledninger eller i vandmiljøet samt på typegodkendelser af specifikke teknologier til vandrensning (begrebet bedste tilgængelige teknologi). Fordi de fleste renseforanstaltninger i dag er centrale, og fordi privatpersoner ikke har kontakt med spildevandet i dagligdagen, glemmes det sundhedsmæssige aspekt ofte i debatten. Det er imidlertid væsentligt at pointere, at det er kloaksystemerne, der hidtil har sikret en høj sundhedsmæssig standard i forbindelse med spildevandshåndtering, og at de sundhedsmæssige aspekter altid bør have høj prioritet hos de ansvarlige myndigheder.

Op gennem 1990'erne er situationen blevet ændret på nogle punkter. For det første er der kommet fokus på miljøfremmede problemstoffer i spildevand (og regnvand) og på potentielle problemer for menneskelig sundhed samt kvaliteten af spildevandsslam, overfladevand og grundvand (ved infiltration og utætte kloakker). For det andet er der kommet fokus på genanvendelse af næringsstoffer i spildevand. Ved de konventionelle systemer baseret på central rensning er der et stort tab af næringsstoffer, og desuden blandes næringsstofferne sammen med miljøfremmede problemstoffer med forringelse af slamkvaliteten til følge. Derfor ser mange separat håndtering af de forskellige spildevandsfraktioner (fæces, urin, gråt husholdningsspildevand, industrispildevand, regnvand fra tage, regnvand fra andre befæste overflader etc.) som en mulig løsning. For det tredje er det folkelige pres med hensyn til at etablere lokale håndteringssystemer voksende. Undertiden ligger der miljømæssige overvejelser bag dette pres, med fokus på recirkulering af næringsstoffer, men andre gange er det mere de sociale forhold og et ønske om lokal udvikling der ligger bag. Uanset baggrunden er det et faktum, at embedslægerne gennem det seneste tiår i stigende grad har været nødt til at forholde sig til nye former for spildevandshåndtering, hvor der i højere grad end tidligere er risiko for, at mennesker kommer i kontakt med patogene mikroorganismer (Vagn-Hansen, 2001). Der er derfor behov for nye metoder til at gennemføre begrænsede risikovurderinger af de sundhedsmæssige aspekter af "kloakløse" systemer til spildevandshåndtering.

De konventionelle metoder til planlægning og vurdering af spildevandssystemer er helt klart ikke egnede til at håndtere disse nye problemstillinger. Der forskes for tiden intensivt i miljøsystemanalyse med henblik på af afklare den miljømæssige bæredygtighed af alternative håndteringsprincipper, bl.a. i Sverige, men analyserne er komplicerede og konklusionerne er p.t. ikke klare. Som et eksempel har Lundin et al. (2000) ved sammenligning af scenarier for spildevandshåndtering baseret på central rensning og urinsortering påvist, at fastlæggelse af systemgrænserne har afgørende indflydelse på konklusionen - specielt er det nødvendigt at inddrage miljøeffekterne i forbindelse med produktionen af gødning. Denne type problem med systemafgræsning er velkendt for LCA-studier. Andre forskere med en tilsvarende systemorienteret tilgang forsøger også at inddrage andre indikatorer eller kriterier for bæredygtighed, f.eks. funktionelle kriterier, økonomiske kriterier og socio-kulturelle kriterier (f.eks. Balkema et al., 2001), og det kan nævnes, at indikatorer og kriterier for bæredygtighed af spildevandssystemer samt metoder til mikrobiel risikovurdering p.t. er under udvikling i et større svensk forskningsprogram (Urban Water, 2001).

Rijsberman og van de Ven (2000) sammenligner i en oversigtsartikel en række forskellige tilgange til vurdering og design af bæredygtige urbane vandsystemer (vandforsyning samt spildevands- og regnvandshåndtering). De fremhæver specielt relationen mellem hhv. (a) mennesker og miljø samt mellem (b) en kvantitativ (normativ) og en kvalitativ (værdibaseret) tilgang og afbilder disse to relationer i et koordinatsystem som vist på Figur 2.1. I miljø-tilgangen til bæredygtig udvikling tillægges miljøet værdi i sig selv og sætter rammer for menneskets muligheder for udfoldelse, mens miljøet i menneske-tilgangen er underlagt menneskets behov og ønsker. I den normative tilgang forsøges det at målrette udvikling i forhold til kvantificerbare indikatorer, mens den værdibaserede tilgang typisk tager sit udgangspunkt i, at ikke alle aspekter af bæredygtighed kan kvantificeres. Et typisk udsagn med rod i en værdibaseret tilgang er at "den gode løsning er den bedre løsnings værste fjende". Det satses kort sagt på at skabe forhold, der stimulerer en positiv udvikling, frem for at opfylde fastsatte krav.

Lidt katagoriserende er nogle af de principper og vurderingsmetoder, som er diskuteret tidigere i dette kapitel, forsøgt indplaceret på Figur 2.1. Miljøsystemanalyse sigter mod at kvantificere miljøpåvirkninger og ligger derfor i første kvadrant (øverst til højre). Multikriterievurdering, hvor en lang række kriterier sammenlignes og vægtes i forhold til hinanden på baggrund af holdningsmæssige afvejninger, ligger i fjerde kvadrant (øverst til venstre) sammen med f.eks. cost-benefit analyser.

Figur 2.1.
Fire forskellige tilgange til bæredygtig udvikling (og vurdering heraf), relateret til relationen mellem mennesker og miljø samt relationen mellem en kvantitat og en kvalitativ tilgang (frit fortolket efter Rijsberman og van de Ven, 2000).

Borgerinddragelse (og dermed dele af den danske Agenda 21 indsats) har fokus på mennesker og værdier og ligger derfor i tredje kvadrant (nederst til venstre), mens økologisk spildevandsrensning en anelse provokerende er placeret i andet kvadrant (nederst til højre), fordi alternative "økologiske" håndteringssystemer undertiden ses som "født" miljørigtige uden at dette dog dokumenteres.

Rijsbermann og van de Ven (2000) nævner afslutningsvis, at de fleste vurderingsværktøjer indeholder elementer fra flere kvadranter i Figur 2.1, og at der ofte skiftes mellem kvadranterne i forskellige projektfaser. De første trin af LCA med opgøresle af miljøbelastning i forkellige kategorier ligger f.eks. i første kvadrant, mens det sidste trin med vurdering af forskellige miljøpåvirkninger ligger i fjerde kvadrant.

Sammenfattende kan man konkludere, at der foregår mange aktiviteter i øjeblikket med henblik på at udvikle indikatorer og kriterier for bæredygtighed af spildevandssystemer samt metoder til vurdering af disse, men at der er lang vej igen, før man har generelt brugbare værktøjer, som kan bruges i praksis både centralt og på det lokale plan. Det har derfor været nødvendigt som et led i projektet at udarbejde en selvstændig metode til sammenhængende planlægning og vurdering, som er helhedsorienteret og samtidig gennemskuelig nok til at kunne anvendes på det lokale plan, hvilket er dette projekts udgangspunkt. Arbejdsmetoden introduceres i næste kapitel.

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