Analysedage tættest på tømning af bundfældningstanke:

Tabel 4.5 Rensekildens gennemsnitlige nedbørsmængde
Se Her

Flora og fauna

I årene fra 1996-98 har man i bassinnr. 6,7 og 11 (figur 2.2) satset på at få plantet tagrør Phragmites sp., så tagrør er nu dominerende. I starten satsede man på at få en naturlig vegetation; men det blev aldrig rigtig vellykket. Vegetationen er ikke undersøgt nærmere gennem anlæggets drift. Men man fandt dog, at tagrør er effektive til at fordampe vand og hindre tilstopning med slam. I bassinnr. 9 og 13 (figur 2.2) er der plantet pil salix sp.. Der har ikke været en decideret faunaundersøgelse; men Tubifex ses i sandfangsbrønden, hvor der i starten også sås blå-grønne alger. De ses dog ikke efter, at der er blevet lagt låg på sandfangsbrønden (figur 2.2 nr.8). Der har ikke været myggeplage fra anlægget.

Der har ikke været konstateret tilfælde af sygdomme grundet arbejde med eller ved Rensekilden. Folk har dog klaget over forkølelser efter lugearbejdet i forårsmånederne; men det behøver ikke at skyldes spildevandet, en anden relevant årsag kan være kulde. Hvis folk fryser, nedsættes immunforsvaret, og forkølelsesvira får nemmere overtaget i den kolde krop, hvad der kan medføre, at folk oplever en forkølelse. I 1999 måltes indholdet af termotolerante coliforme bakterier i Rensekilden. Resultatet fremgår af tabel 4.2.

5 Diskussion

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

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

Resultaternes anvendelighed

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

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

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

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

Rensekildens belastning

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

Tabel 5.1 Husspildevandets fordeling

Tabel 5.1 Tabel over husspildevandets fordeling hos gennemsnitspersonen.

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

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

Tabel 5.2 Økosamfundets beboelsesgrad og Rensekildens belastning.

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

Belastning i personækvivalenter

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

Tabel 5.3 Mængden af indholdsstoffer i Rensekildensindløbsvand.

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

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

Dimensionering

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

Organisk stof

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

Tabel 5.4 Renseeffektivitet

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

Uopløst stof

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

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

(Jørgensen et al. 1992)

Ilt

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

Vandet iltes via vandtrappen

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

Betydning af vandtrappens placering

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

Kvælstofomsætning

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

Konkurrence mellem mikroorganismer

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

Ændret driftsform

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

Surhedsgradens påvirkning af kvælstofomsætningen

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

Kvælstoffjernelse

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

Fosforfjernelse

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

Tabel 5.6 Indholdet i menneskets urin- og fækalieudskillelse

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

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

Urinfjernelsesforsøget

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

Fosforfældningsforsøg

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

Leca som fosforbindingsmiddel

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

Tømning af bundfældningstank

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

Påvirkning fra nedbør

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

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

Floraens betydning for renseeffekten

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

Planternes formodede optag i pileanlægget

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

Fauna i Rensekilden

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

Hygiejne

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

Ikke bevis på sygdom

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

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

Rensekildens recipient påvirkning.

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

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

Nedsivning af nitrat

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

Renseeffektivitet

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

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

Hundested Centralrense-anlæg kontra Rensekilden

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

Elforbrug lavere i Rensekilden

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

Tabel 5.7 Renseeffektivitet og elforbrug

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

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

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

Renseeffektivitetens afhængighed af elforbrug

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

6 Afslutning

6.1 Forslag til forbedringer
6.2 Opfyldelse af forventninger
6.3 Vurdering af anlæggets værdi som model for andre større og mindre bosætninger
6.4 Konklusion

6.1 Forslag til forbedringer

Renseeffektivitet

Rensekildens evne til at fjerne organisk stof er stor; og den nuværende driftsform ser ud til at have forbedret renseevnen. Kvælstoffjernelsen er forbedret over årene; men der er store variationer i udledningen, og udlederkravet er svært at overholde, specielt om vinteren. Rensekildens effektivitet med hensyn til at fjerne fosfor er begrænset, og selvom det store pileanlæg i 1999 tilbageholder fosfor, er fjernelsen tidsbegrænset og ophører, når bassinmaterialet i anlægget er mættet for fosforbinding. Reduktionen af termotolerante coliforme bakterier indikerer en god fjernelse af patogene bakterier. Nedsivning af spildevandet efter Rensekilden øger vandets kontakttid med jordmedium, dette skulle øge reduktionen yderligere.

Øget kvælstoffjernelse ved denitrifikation

Med hensyn til denitrifikationen er der nogle fysiske betingelser, der skal være opfyldt. Der skal være iltfrie forhold med nitrat tilstede, så ilten fra nitrat udnyttes af de denitrificerende bakterier og frit kvælstof dannes. Samtidig skal der være organisk stof tilstede i forholdet C/N på 3-3.5 kg BOD-5/kg N (Henze et al. 1992). Allerede inden sandfang sker der en vis denitrifikation og spildevandets kvælstofindhold reduceres yderligere specielt ved gennemløb via store pileanlæg. I Rensekildens overdækkede bassin (figur 2.2 nr.11) er der sandsynligvis iltfrie forhold, da bassinet er vandmættet. Så selvom der tilledes iltet vand, vil der højst sandsynlig være områder i filteret uden ilt. Dette kan undersøges nærmere ved at undersøge bassinsubstratets sammensætning og rodnettets udbredelse. Et overfladisk rodnet kan skyldes anaerob nedbrydning af organisk stof i det nederste af bassinmaterialet. Dette medfører dannelsen af methan, som hindrer rodvækst i bassinernes dybere lag.

Tilsætning af organisk stof

Da der er sket en effektiv fjernelse af organisk stof allerede ved sandfang, er der højst sandsynligt en mangel på kulstof i forhold til kvælstof i det overdækkede bassin. Kvælstoffjernelsen i bassinet kan forsøges optimeret ved at tilføre organisk stof evt. i form af mindre renset spildevand fra anlæggets begyndelse, samtidig kan vandtrappen overspringes og derved nedsættes iltmængden i bassinet. Man kan også forsøge at øge denitrifikationen ved at tilbageføre renset spildevand til de vertikalt gennemstrømmede bassiner Recirkulering af spildevandet vil dog kræve energi, evt. vedvarende. En anden mulighed for at tilsætte organisk stof er at grave flis ned, som under nedbrydning langsomt afgiver organisk stof. Samtidig kan tilsættes ler for at tilbageholde vandet i bassinet. Allerede i de øverste bassiner (figur 2.2 nr.7) kan denitrifikation øges evt. ved forsøg med hævet vandstand og tilførsel af en vis mængde urenset spildevand medførende iltfattigt miljø med organisk stof og nitrat til denitrifikation.

Fosforfjernelse

Fjernelsen af næringsstoffet fosfor er ikke optimal. Et forslag er at udnytte Lecas fosforbindende kapacitet, se afsnit 5.1. Andre muligheder er tilsætning af glødeskal fra jernproduktion med risiko for tungmetalforurening, tilsætning af kalk eller kemisk fældning af fosfor; men af principelle grunde er Økosamfundet Dyssekilde ikke interesseret i denne løsning. I det store pileanlæg bør spildevandet have større kontakt til lermassen i bassinet. Hvis bassinmaterialets porøsitet blev øget, så det indeholder max. 12% lerpartikler, vil spildevandet nemmere trænge ned i bassinet, hvor der nu er tendens til overfladeafstrømning. Porøsiteten kan evt. øges ved at nedgrave flis. En anden mulighed er at grave tværgående grøfter og fylde grus i. Disse kan dræne vandet ned i bassinmaterialet. Det ville også være en fordel, hvis udløbet fra store pileanlæg var ved bunden, så spildevandet blev drænet ned gennem bassinmaterialet for at komme igenem pileanlægget.

Mikroorganismers omsætningsrate øges

Rensekildens drift kunne optimeres ved at øge temperaturen i anlægget om vinteren, da det er her den nedsatte effektivitet ses. Planternes næringsoptag er formodentlig ikke af den store betydning, så kunstigt lys vil nok ikke øge renseeffekten væsentligt. Derimod har mikroorganismerne stor betydning for renseeffektiviteten, og deres aktivitet er temperaturafhængig. En opvarmning af anlægget i den kolde periode vil dog øge energiforbruget væsentligt og vil ikke være miljømæssig forsvarlig. Vandtrappen køler også spildevandet, så denne bør fjernes. Da bassinerne er forholdsvis dybe vil der i de dybere lag altid være 7ºC. Hvis spildevandet løb nær bunden ville omsætningen formentlig øges. I dag er der tendens til strømning på eller ved overfladen.

Optimale vækstbetingelser for floraen

For at planterne i renseanlæg optager så mange næringsstoffer som muligt, bør forholdet mellem de forskellige næringssalte i spildevandet være tilsvarende det forhold, der findes i planternes væv. Mangelstoffer bør tilføres anlægget, så planternes næringsforhold optimeres. Det vides ikke, om floraens næringsstofbehov opfyldes.

6.2 Opfyldelse af forventninger

Demonstrationsværdi

Et af ønskerne med Rensekilden var at synliggøre spildevandets renseproces for omgivelserne. Det må siges at være lykkedes. Økosamfundet Dyssekilde modtager ca. 10.000 besøgende om året, hvoraf de fleste informeres om Rensekilden. Anlægget er bygget på et kunstigt bakkedrag og er derved placeret højt i terræn synlig også for de gæster, der ikke direkte besøger Rensekilden; men har andre ærinder i Økosamfundet Dyssekilde. Samtidig er anlægget synligt fra jernbanelinien Hillerød-Hundested, der har talrige afgange dagligt. Beplantningen med tagrør ned ad bakkeskråningen er med til at tiltrække opmærksomhed, det samme er vandtrappen, der med sin rislen også bidrager med en sanseoplevelse ud over det sædvanlige. Effekten af synliggørelsen er mindre klar; men anlægget har aldrig oplevet driftstop eller plantedød grundet tilledning af kemikalier eller lignende. Dette tyder på, at brugerne har forståelse for anlæggets funktion og drift. Det kan også skyldes at anlægget er meget stabilt grundet spildevandets lange opholdstid.

Lavteknologisk anlæg

Rensekilden er som forventet blevet et anlæg baseret på mikroorganismer, planter og sol, hvor sidstnævnte dog kunne udnyttes mere intensivt ved for eksempel at sætte solceller op til pumpedriften. Pumpen, der pumper vand fra bundfældningstankene og op til bakkehøjen, er den eneste elforbrugende komponent i Rensekilden. Den kunne udnytte solenergi eller alternativt vindenergi for at gøre anlægget mere vedvarende og nedsætte CO₂-udslippet.

Recirkulering af nærings-stoffer efter hygiejnisering

Da man planlagde hygiejniseringen af spildevandet for at kunne udnytte det rensede vand til vandingsformål, havde man en idé om at udnytte varmen fra et solfangeranlæg til at opvarme spildevandet, så en hygiejnisering opnåedes; men da man hørte om de rensende biofiltre, blev solfanger-ideen forkastet (Reinholdt 1997) og filtrene blev anvendt til hygiejniseringsforsøget. Selve hygiejniseringen blev så skrottet, da energiforbruget var for højt i forhold til hygiejniseringseffekten. En anden medvirkende faktor var, at reglerne for økologisk jordbrug forbyder brugen af hygiejniseret spildevand, spildevands-slam eller urin som gødningsmiddel. Da Økosamfundet Dyssekilde har valgt at have et økologisk jordbrug, er muligheden for at udnytte næringsstofferne fra Rensekilden som gødning afskåret. Derfor er den tilladelse, Økosamfundet Dyssekilde har om udbringning af slam på egen jord under tilsyn af kommun-en, heller aldrig blevet udnyttet. Det eneste sted, hvor næringsstofferne udnyttes til produktion, som anvendes andetsteds, er i Rensekildens pileanlæg.

Udnyttelse af næringsstoffer til produktion

I Danmark kan det forventes, at der kan produceres 10 tons tørstof piletræ (TSP) pr. ha pr. år (Morsing og Nielsen 1995; Skøtt 1997). Det skulle betyde, at Rensekildens store pileanlæg kan producere 300 kg TSP/år. Energiudvindelsen fra et kg piletræ er på 5.32 kWh (Dansk Skovforening 1996). Det vil sige, at piletræerne fra det store pileanlæg kan give 1.6 MWh/år. En lavenergibolig har et forbrug til rumopvarmning og varmt vand på 40 kWh/m²/år (Energistyrelsen 1994), hvad der betyder, at Rensekildens store pileanlæg kan levere energi til ca. 40 m² bolig. Hvis man ville udnytte al næringen fra spildevandet til pileproduktion og for eksempel lede spildevandet fra sandfangsbrønden til en pileskov kunne man dyrke ca. 1 ha pil og dermed udvinde ca. 50 MWh/år.

Forventningen om at udnytte spildevandets næringsstofindhold til plantepro-duktion er ikke opfyldt i den grad, det var ønsket. Årsagen skyldes hovedsage-ligt beslutningen om at have et økologisk jordbrug. Lovgivningsmæssigt er det ikke muligt på nuværende tidspunkt at forene disse to ønsker. Derfor kan næringsstofferne kun udnyttes i selve Rensekilden, og Økosamfundet Dysse-kilde har nu bestemt at nedsive det rensede spildevand. Ved nedsivning af spildevand undgåes udledning til overfladevandmiljøet. Da Rensekildens nedsivningsanlæg vil modtage renset spildevand med næringssalte; men med en begrænset mængde organisk stof er der en risiko for nedsivning af nitrat til grundvandet, da denitrifikationsprocessen vil have svært ved at forløbe.

Etableringsudgifter

Grønne anlæg er dimensioneret til færre personækvivalenter end højteknologiske anlæg, der oftest modtager spildevand fra flere tusinder personækvivalenter. Anlægsprisen pr. PE er for Rensekilden 607.000 kr./60 PE = 10.117 kr./PE (1991)(afsnit 2.8). Anlægsprisen for det polske anlæg i Sobiechy er US$8702 (1994) (Ciupa 1995). I danske kroner bliver det ca. 52.000 kr./48 PE = 1088 kr./PE. Et tilsvarende anlæg, der skal bygges i Danmark må dog formodes at blive dyrere, da f.eks. polske lønninger er kendt for at være lave, og markedspriserne ligeså. Et højteknologisk anlæg koster i anlægsudgifter for selve renseanlægget ca. 1000-3000 kr./PE. Set i disse forhold er anlægsudgiften for Rensekilden høj, og etableringen af nedsivningsanlægget bidrog med øgede anlægsudgifter. Hvis Økosamfundet Dyssekildes 38 boliger skulle tilsluttes et kommunalt renseanlæg, hvor tilslutningsbidraget er ca. 23.700 kr./bolig, når overfladevand ikke tilledes, ville prisen være godt 900.000 kr i 2000. I denne sammenhæng er anlægsprisen rimelig.

Driftsudgifter

Højteknologiske anlæg har ofte driftsudgifter på flere millioner kroner om året, hvor Rensekilden holder udgifterne nede på under 25.000 kr./år. Arbejdskraften er gratis; men selv ved lønudbetalinger til de få arbejdstimer, der ligger i anlægget, ville driftsudgiften ikke øges væsentligt. Arbejdsindsatsen var størst i de første år af anlæggets drift og er nu nedsat betydeligt. Driftsudgifterne kan fint dækkes af det opkrævede vandafledningsbidrag, der svarer til et kommunalt opkrævet beløb. Hvis driftsudgifterne udregnes pr. person ligger Rensekildens driftsudgifter over et konventionelt anlægs driftudgifter. Søholt Renseanlæg, Silkeborg havde i 1997 en driftsudgift på 65 kr./person (Silkeborg Kommune 1998), Hundested Centralrenseanlæg 180-250 kr./PE. Rensekildens driftsudgift er på ca. 350 kr./person.

Forventningerne opfyldes

Alt i alt må det siges, at forventningerne til anlægget stort set opfyldes. Det var et håb, at næringsstofferne ville blive udnyttet; men nu må man prøve at forbedre fjernelsen gennem anlægget ved at driftsoptimere dette (afsnit 6.1). De givne udledningsbetingelser er dog blevet opfyldt, da en betragtelig del af det organiske stof fjernes, og da vandet er iltet inden udledning til recipient. Anlægget må betegnes som lavteknologisk, det fungerer med en minimal arbejdsindsats, er billigt, har en stor demonstrationsværdi og trækker mange besøgende til Økosamfundet Dyssekilde.

6.3 Vurdering af anlæggets værdi som model for andre større og mindre bosætninger

Rensekildens placering i Økosamfundet Dyssekilde giver muligvis anlægget andre betingelser, end det ville have fået ved en placering i et "normalt " samfund. Borgerne i Økosamfundet Dyssekilde er forhåndsindtaget til en miljøbeskyttende adfærd og en åben attitude overfor alternative tiltag. Specielt kan det bemærkes, at vandforbruget er ca. halvt så stort som gennemsnit-danskerens. Samtidig er belastningen lav, idet borgerne udviser en miljøvenlig adfærd, benytter fosfatfrit vaskepulver eller vasker uden tilledning til Rensekilden og nogle borgere har sorterende toiletter. En placering i "normal-samfundet " vil give en højere vandgennemstrømning i anlægget og dermed nedsætte opholdstiden. Ved samme arealanvendelse til gennemsnitdanskerens spildevand må forventes en ringere rensningsgrad grundet nedsat rensetid. Det kan øge udledningen af forurenende stoffer og patogener.

Rensekilden som model

Rensekildens principper kan udnyttes til andre renseanlæg. Specielt det lave energiforbrug, der skyldes en naturlig udnyttelse af tyngdekraften, er med til at holde driftsudgifterne nede. Selve udformningen af Rensekilden bør dog ikke genbruges. Anlægget bør ændres, så vandtrappen flyttes og blot medvirker til iltning af det rensede spildevand inden udledning til recipient. Det første rensetrin med vertikalt gennemstrømmede grusbassiner er effektive til fjernelse af organisk stof og nitrificering af ammoniak-N. Der ses også en vis denitrifikation. Ruten via det overdækkede, horisontalt gennemstrømmede bassin, filterrenden og det lille pilebassin kan erstattes med et stort, horisontalt gennemstrømmet pilebassin svarende til den alternative rute. Dette bør nedsætte anlægsprisen. Vandtrappen placeres efter dette trin. Reguleringen af anlægget, så spildevandet ledes af skiftevis den ene eller anden rute gennem anlægget, bør undgåes, da det øger arbejdsindsatsen unødigt og dermed driftsudgiften. Generelt bør anlægget altså.

Model til sommerhusområde

Den forbedrede renseeffekt i sommerperioden peger straks hen imod en udnyttelse af anlægget som model til sommerhusområder.

Renseanlæg med demonstrationsværdi

I sommerhusområder, hvor belastningen er størst i sommerperioden, vil anlægget kunne fungere som turistattraktion. Ferierende folk er ofte mere åbne for påvirkninger, end de er i den hektiske hverdag udenfor ferien. Et budskab i sommerboligerne om fornuftig omgang med kemikalier og rengøringsmidler og en invitation til anlægget, vil nok få mange feriegæster oplyst om spildevandsbehandling og udledningernes betydning for anlæggets drift.

Ved at placere anlægget i et sommerhusområde vil der dog være en ujævn belastning over året. I Rensekilden er fjernelsen af organisk stof god året igennem. Der foreligger en mulighed for, at en del af mikroorganismerne vil gå tabt ved at nedsætte deres adgang til vækstmedium i vinterhalvåret. I mange sommerhusområder er der dog en vis belastning året rundt og en gradvis øgning og sænkning af belastningen omkring sommerperioden.

Model til rensning ved organisk forurenelse

Anlægsideen kan også bruges ved virksomheder, der udleder organisk stof i spildevandet. I områder, hvor kvælstof- og fosforreduktionen har minimal betydning vil anlægget også have værdi som model.

6.4 Konklusion

Renseevne

Rensekilden er et lavteknologisk anlæg, der fjerner organisk stof med samme effektivitet som et konventionelt renseanlæg. Kvælstoffjernelsen er svingende og udledningen af ammonium-kvælstof overskrider amtets udlederkrav. For total-kvælstof overholdes udlederkravet (lempet krav på 21 mg/l). Renseeffektiviteten for total-kvælstof er lidt lavere end konventionelle anlægs effektivitet; men lidt bedre end andre lavteknologiske anlægs effektivitet. Måleserien foretaget i 1999 har klargjort, hvor de enkelte renseprocesser finder sted. I det første rensetrin fjernes som forventet den største mængde organisk stof. Samtidig foregår der nitrifikation og en vis denitrifikation. I pilebassinerne sker der en yderligere kvælstoffjernelse, som er større i det store pileanlæg end via den alternative rute. Fosfor fjernes hovedsageligt ved tilbageholdelse i anlægget, og bassinmaterialets fosforbindingskapacitet er i den oprindelige del af Rensekilden udnyttet; medens der i det senere etablerede store pileanlæg stadig er en vis fosfortilbageholdelse. Der sker en reduktion af patogenindikatorer via Rensekilden, og der ses en større reduktion i det store pileanlæg end via den alternative rute. Reduktionen af patogenindikatorer er tilsvarende øvrige rensningsmetoders bakteriereduktion, og i 89% af målingerne fjernes mindst 99% patogenindikatorer, i 72% af målingerne er reduktionen ³ 99.9%. Spildevandets iltindhold ved udløb ligger over amtets udlederkrav om 60% iltmætning i udløbsvandet.

Driftsoptimering

Måling af nitrifikationen i det første rensetrin førte til en driftsændring af Rensekilden, så de vertikalt gennemstrømmede bassiner nu er konstant belastet. Rensekilden kan dog stadig driftsoptimeres (afsnit 6.1).

Genanvendelse af nærings-stoffer

Den forventede udnyttelse af spildevandets næringsindhold er ikke blevet opfyldt. Hvis piletræerne i anlæggets store pileanlæg høstes til brænde, kan 40 m² lavenergibolig få dækket behovet for opvarmning og varmt vand. Spildevandets næringsindhold muliggør en pileproduktion, der kan dække ca. 1250 m² lavenergiboligs forbrug til rumopvarmning og varmt vand. Da Økosamfundet Dyssekildes arealer er udlagt til økologisk

Ressourceforbrug

Rensekildens forbrug af ressourcer er ringe, eksempelvis fældes fosfor ofte kemisk i andre anlæg. Til gengæld er fosforfjernelsen lav i Rensekilden. Rensekildens elforbrug pr m³ renset spildevand er ca. 40% i forhold til de højteknologiske anlægs elforbrug. Rensekilden renser dog kun en begrænset mængde vand fra tøjvask og har ingen slambehandling. Hvis topografien tillod spildevandet at løbe ved naturligt fald fra boligerne og videre via Rensekilden kunne opnås samme rensegrad af spildevandet uden et strømforbrug. Blot kræves installering af mekanisk doseringssystem.

Informationskilde

Rensekilden som redskab til at synliggøre spildevandsrensning og derved øge bevidtsheden om vore spildprodukter, må siges at være opfyldt. Den fremtrædende placering af anlægget, højt i terrænet, med svajende tagrør til at tiltrække opmærksomheden er effektiv. Udfra Rensekildens opbygning er det nemt at hente yderligere information om renseprocesserne ved at undersøge de enkelte bassiner nærmere. Rensekilden er derfor velegnet som studieobjekt.

Rensekilden som model

Rensekilden med sin nuværende udformning kan ikke bruges som model; men med visse anlægsændringer og modifikationer kan principperne benyttes.

7 Litteratur

Al Seadi, T., Kiel, P. (1997). Salix Positiv. Udviklingsafdelingen og Biomasseinstituttet, Sydjysk Universitetscenter, Esbjerg, Danmark.

Berg, L., Liisberg, C., Krause, K., Jensen, N.G. (1996). Redegørelse for det "grønne" spildevandsrensningsanlæg i den økologiske landsby ved Torup. Økosamfundet Dyssekilde, privat tryk.

Boisen, T. (1991). Vurdering af mulighederne for anvendelse af grøn teknologi til rensning af spildevand i Danmark. Et udredningsprojekt for Energistyrelsen. Danmarks Tekniske Universitet.

Boisen, T. (1995). Alternativ håndtering af spildevand og humant affald. Ph.d. rapport. Danmarks Tekniske Universitet.

Brix, H., Schierup, H.-H. (1989).The Use of Aquatic Macrophytes in Water-Pollution Control. Ambio, Vol. 18, No. 2, 1989, s. 100-107.

Brix, H. (1994). Functions of macrophytes in constructed Wetlands. Wat. Sci. Tech. Vol. 29, No. 4, 1994, s. 71-78.

Brix, H. (1998). Denmark. I: J. Vymazal, H. Brix, P.F. Cooper, M.B. Green, R. Haberl (eds) Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe, s. 123-152, Backhuys Publishers, Holland.

Ciupa, R. (1995). Results of nutrients removal in constructed wetland in Sobiechy - North Eastern Poland. I: J. Vymazal (ed) Nutrient cycling and retention in wetland and their use for wastewater treatment. Institute of Botany, Academy of Sciences of the Czech Republic. s. 221-229.

Danmarks Meteorologiske Institut. Statistik for månedlig nedbør 1991-1999, gældende for station 30105 Frederiksværk.

Dansk Skovforening (1996). Brænde og varme - skoven har det. Pjece.

DIF=s anvisning (1981). Dansk Ingeniørforenings anvisning for vandforureningskontrol. Normstyrelsens publikationer NP-150-R. 1. udgave maj 1981. Teknisk forlag.

Energistyrelsen (1994). Normalforbrug af energi til varme og varmt vand. Check på Energien. Pjece nr. 1.

Frich, P., Rosenørn, S., Madsen, H., Jensen, J.J. (1997). Observed Precipitation in Denmark, 1961-90. Dansk Meteorologisk Institut, Transportministeriet. Teknisk rapport. København 1997.

Gregersen, P. (1997). Spildevand og ressourcer på landet - kilde til beskatning og/eller fremdrift. Konference den 27.09.1997. Danmark.

Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J.C., Arvin, E. (1992). Spildevandsrensning - biologisk og kemisk. Polyteknisk Forlag.

Hiley, P. D. (1995). The reality of sewage treatment using wetlands. Wat. Sci. Tech. Vol 32, No. 3, 1995, s. 329-338.

Jacobsen, B.N., Nielsen, K.S. (1990). Rodzoneforsøgsanlæg: forsøgsanlæg i Ringsted og Rødekro. Spildevandsforskning fra Miljøstyrelsen nr. 7, 1990.

Jenssen, P.D., Krogstad, T., Briseid, T., Norgaard, E. (1991). Testing of reactive filter media (LECA) for use in agricultural drainage systems. Proc. International Seminar of the Technical Section of C.I.G.R. on Environmental Challenges and Solutions in Agricultural Engineering, Agricultural Univ. of Norway, Ås, Norway, July 1-4, s. 160-166.

Jørgensen, K.R., Dalgaard, O., Schack, U. (1992). Biologisk rensning af spildevand fra enkeltejendomme. Spildevandsforskning fra Miljøstyrelsen. Nr. 41, 1992.

Kopp, R. (1983). Rodzonemetoden: et alternativ til konventionel spildevandsrensning: metodens grundlag og funktion. Sammenligning mellem forskellige rensningsmetoder. FAG, København Danmark.

Kowalik, P., Obarska-Pempkowiak, H. (1998). Poland. I: J. Vymazal, H. Brix, P.F. Cooper, M.B. Green, R. Haberl (eds) Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe, s. 217-225, Backhuys Publishers, Holland.

Løgstrup, J. (1996). Rodzone/filteranlæg. I: Forny Danmark med bæredygtige løsninger - Tema: vand. Nordvestjysk Folkecenter for Vedvarende Energi, Danmark.

Miljøstyrelsen (1999). Rodzoneanlæg op til 30 PE. Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 1, 1999.

Morsing, M., Nielsen, K.H. (1995). Tørstofproduktionen i danske pilekulturer 1989-94. Skovbrugsserien nr. 13 1995. Forskningscentret for Skov og Landskab, Hørsholm, 1995, 35 s., ill.

Mæhlum, T., Jenssen, P.D., Warner, W.S. (1995). Cold-climate constructed wetlands. Wat. Sci. Tech. Vol. 32, No. 3, 1995, s. 95-101.

Nørremark, I. (1990). Hygiejneproblemer ved udnyttelse af husspildevand til plantedyrkning. Dansk Institut for Fiskeri Teknologi og Akvakultur.

Pfirrmann, A., Bossche, G.V. (1994). Vorkommen und Isolierung von humanen Enteroviren aus der Luft von Abfallbeseitigungs- und -verwertungsanlagen. Zbl. Hyg. 1994, s. 38-51.

Reinholdt, L. (1997). Bosætningseksperimenter. Svanholm Forlag. Danmark.

Rensekilden (1991). Rapport over opbygningsfasen af et solenergidrevet spildevandsrenseanlæg i Økologisk Landsbysamfund K/S, Torup 01.11.1991. Økosamfundet Dyssekilde, privat tryk.

Saxe, H., Hinge, J. (1989). Optimal lavteknologisk spildevandsrensning - i danske landsbyer. Roskilde Universitet Center. Institut for biologi og kemi.

Schierup, H.-H., Brix, H., Lorenzen, B. (1990). Spildevandsrensning i rodzoneanlæg. Status for danske anlæg 1990 samt undersøgelse og vurdering af de vigtigste renseprocesser. Spildevandsforskning fra Miljøstyrelsen. Nr. 8, 1990.

Silkeborg Kommune (1998). Grønt regnskab 1994-1997 for Søholt Renseanlæg. Silkeborg Kommune, Teknisk Forvaltning, Forsyningsafdelingen og Søholt Renseanlæg. Udskrevet 20. maj 1998.

Skøtt, T. (1997). Ringe opbakning til miljøvenlige afgrøder. Dansk BioEnergi, nr. 36, 1997, s. 6-7.

Strid, M. (1990). Avlopp i flerfamiljshus: Systemlösningar för lokala kretslopp. Avdelingen for restproduktteknik, Tekniska högskolan i Luleå, Sverige.

Sundberg, K. (1995). Vad innehåller avlopp från hushåll? Naturvårdsverkets rapport 4425. Sverige.

Videnblad (1992). Slamgødskning af pileplantager. Videnblad nr. 7.8-1, Genanvendelse. Park og Landskab. Landbrugsministeriet, Forskningscenteret for Skov og Landskab.

White, K.D. (1995). Enhancement of nitrogen removal in subsurface flow constructed wetlands employing a 2-stage configuration, an unsaturated zone, and recirculation. Wat. Sci. Tech. Vol 32, No. 3, 1995, s. 59-67.

Winther, L., Linde-Jensen, J.J., Mikkelsen, I., Jensen, H.T., Henze, M. (1978). Teknisk Hygiejne, spildevandsteknik. Polyteknisk Forlag. Danmark.

Winther, L., Henze, M., Linde, J.J., Jensen, H.T. (1998). Spildevandsteknik. Polyteknisk Forlag. Danmark. 

Bilag 1

Recipienten 1993-1999 

Det rensede spildevand ledes via et offentlig rørlagt vandløb med forbindelse til Nødebo Huse Pumpekanal. Nødebo Huse vandløb udspringer vest for Torup og nord for Tømmerup Halsnæs. Vandløbet munder ud i Kattegat. Ved udløbet til Kattegat pumpes vandet fra vandløbet op til Kattegat. De sidste 2.2 km strækning af Nødebo Huse vandløb inden udløb til Kattegat er amtsvandløb. Vandløbet har karakter af dræningskanal.

Forureningstilstanden i vandløbet blev i 1991 bedømt til III og III-IV, ret stærkt forurenet. Årsagen til forureningen skal sandsynligvis findes i landbrugsbelastningen og den tidligere spildevandsbelastning fra det mekaniske renseanlæg i Torup. Torup renseanlæg er nedlagt i 1990.

Nødebo Huse vandløb er i udkast til regionplan målsat til en lempet målsætning som "vandløb, der anvendes til afledning af spildevand". Forureningsgraden i vandløbet må ikke overstige en forureningsgrad på II-III. Udledningstilladelsen skal være i overensstemmelse med regionplanen. (Frederiksborg Amt, i skrivelse af 11.02.93, udledningstilladelsen)

Se Kort

Bilag 2

Rensekildens udledning er kontrolleret i henhold til DIFs anvisning for vandforureningskontrol (DIFs anvisning 1981). Den beregningsmæssige kontrol udføres som almindelig tilstands- eller transportkontrol. I de tilfælde, hvor stikprøveantallet n>14 er resultaterne kontrolleret ved skærpet kontrol. Ved krav om mindsteudledning som i tilfældet med iltmætningsprocenten skal kontrolstørrelsen være større end kravværdien (udledningskravet).Ved krav om maksimal tilladte udledningskoncentrationer skal kontrolstørrelsen være mindre end udledningskravet. For at kontrollen er gældende, skal antallet af stikprøver være mindst 6.

Se Tabel A
Statistisk vurdering af Rensekildens udledninger i perioden 1991-1993. Total-P og total-N er vurderet ved transportkontrol, de øvrige parametre ved tilstandskontrol.

Se Tabel B
Statistisk vurdering af Rensekildens udledninger i perioden 1994 og fremefter. Total-P og total-N er vurderet ved transportkontrol, de øvrige parametre ved tilstandskontrol.

Tabel C Revurdering af kravopfyldelse for suspenderet stof, organisk stof (BOD-5), total-N og total-P.

Bilag 3

A. Resultater 1991-1993
A.1 Beskrivelse af resultater 1991-1993 afbildet i figur A
B. Resultater 1994-1998
B.1 Beskrivelse af resultater 1994-1998 afbildet i figur B
C. Resultater 1999 afbildet i figur C
C.1 Beskrivelse af resultater 1999

A. Resultater 1991-1993

Figur A

Ind- og udløbskoncentrationer af organisk stof (COD), kvælstof og fosfor i perioden 1991-1993. Samt ind- og udløbsvandets iltindhold og temperatur.

Figur A.2
Iltindhold (mg/l) i ind- og udløbsvand, målt i perioden 1991-1993.

Figur A.4
Ind- og udløbsværdier af ammoniak-kvælstof (mg/l), målt i perioden 1991-1993.

A.1 Beskrivelse af resultater 1991-1993 afbildet i figur A

Organisk stof

 Der ses for organisk stof en god rensning i de første år af Rensekildens drift (figur A.1). Af tabel A, bilag 2 fremgår, at det senere givne udlederkrav overholdes. Der ses en øget tilledning af organisk stof over perioden.

Iltindhold

For iltindholdet ses, at det senere givne udlederkrav på mindst 60% ilt i det rensede spildevand kun overholdes i fire ud af 16 målinger svarende til 25% af tiden. Lidt over halvdelen af tiden (56.25%) iltes vandet dog gennem renseanlægget, hvorimod der resten af tiden ses et iltforbrug (figur A.2 og A.3). Statistisk set overholdes det senere givne udlederkrav på 60% iltmætning ikke (tabel A, bilag 2).

Kvælstofindhold

 Kvælstofmålingerne viser, at der foregår en effektiv nitrifikation (figur A.4 og A.5). I vinteren 1991-92 er den dog lettere nedsat. Det samme ses i december 1992 og i april 1993. Det ses af nitrat-indholdet i udløbsvandet, at kvælstoffjernelsen ikke er særlig effektiv. Kvælstoftilledningen til anlægget er svingende og øget indbyggertal ser ikke ud til at øge kvælstofbelastningen. Det senere givne udlederkrav for ammoniak/ammonium-kvælstof på henholdsvis 2 og 4 mg/l sommer (05-10) og vinter (11-04) overholdes i sommerperioden (05-10) (tabel A, bilag 2).

Fosforindhold

 Der er ikke foretaget mange målinger af total-fosforindholdet i spildevandet. Der ses en vis fjernelse af fosfor gennem anlægget, specielt i marts 1992. Fosfortilledningen til Rensekilden og tilbageholdelsen i anlægget stiger over perioden. Det senere givne udlederkrav for total-fosfor på 1.5 mg/l overholdes kun i en enkelt måling; nemlig den 19.03.1992 svarende til 17% af målingerne (figur A.6). Udledningen af total-P vurderet ved transportkontrol viser, at det senere givne udlederkrav på 1.5 mg/l ikke overholdes (tabel A, bilag 2).

B. Resultater 1994-1998

Rensekildens udledning af organisk stof (BOD-5), suspenderet stof, kvælstof og fosfor i perioden 1994-1998. Samtidig vises det rensede spildevands iltindhold og vandtemperatur.

Se Her!

Se Her!

Se Her!

B.1 Beskrivelse af resultater 1994-1998 afbildet i figur B

Den statistiske vurdering af om kravene overholdes viser, at udlederkravet for BOD-5 modificeret er overholdt i de to første kontrolperioder 1994-97 (tabel B i bilag 2). I kontrolperioden 1998-99 overholdes udlederkravet, når der ses bort fra den minimale og maksimale udledning (tabel C, bilag 2).

Statistisk vurderet overholdes udlederkravet for suspenderet stof (SS) på 15 mg/l kun i første kontrolperiode 1994-95 (tabel B, bilag 2). I kontrol-perioderne 1996-97 og 1998-99 er der stor variation i udløbskoncentration-erne. Ved at fjerne den mindste og højeste udløbskoncentration i kontrolperioden 1996-97 ses, at udlederkravet overholdes (tabel C, bilag 2). I kontrolperioden 1998-99 er der ikke analyseresultater nok til en statistisk vurdering (tabel B, bilag 2). Betragtes resultaterne enkeltvis ses, at udlederkravet overholdes i 83% af målingerne i perioden 1994-1998 (figur B.2).

I første kontrolperiode er det ikke muligt at foretage en statistisk vurdering af iltmætningsprocenten, da stikprøveantallet er for lavt (tabel B, bilag 2). Det ses dog, at udløbskravet på mindst 60% iltmætning i udløbsvandet er overholdt (figur B.4). I kontrolperioderne 1996-97 og 1998-99 overholdes iltmætningsprocenten på mindst 60% ligeledes (tabel B, bilag 2).

For total-kvælstof (total-N) gælder, at udlederkravet (vejledende) generelt er overholdt i sommerperioden og kun svagt overskredet i forårs- og efterårsmånederne (figur B.5). Udløbskoncentrationen af total-N er statistisk vurderet udfra en transportkontrol, hvor vandmængden gennem anlægget modsvarer indløbsmængden. Af tabel B, bilag 2 fremgår, at udlederkravet overholdes i perioden 1994-95. I perioden 1996-97 overholdes udlederkravet ikke (tabel C, bilag 2). I perioden 1998-99 er udløbskoncentrationen fra både det store og lille pileanlæg vurderet. Når spildevandet løber via det store pileanlæg overholdes udlederkravet (tabel B, bilag 2). Det samme er tilfældet, når spildevandet løber via det lille pileanlæg (tabel C, bilag 2).

Der er ikke analyseret for ammoniak-N før i 1996 (figur B.6). For ammoniak-N gælder, at det kun er i kontrolperioden 1996-97, at der er datagrundlag til at foretage en statistisk vurdering. Udlederkravene på henholdsvis 2 og 4 mg/l i sommer- og vinterperioderne er ikke overholdt (tabel B, bilag 2). Der er stor variation i udløbskoncentrationerne; men kravene er ikke på noget tidspunkt overholdt (figur B.6).

Generelt ses en god nitrifikation i sommermånederne hen til og med oktober-måned. I sommermånederne er er der også god kvælstoffjernelse evt. ved denitrifikation, også denne proces nedsættes i oktober. I november er kvælstofomsætningen nedsat. I marts/april begynder udnyttelsen af kvælstofforbindelser ved nitrifikation og evt. denitrifikation eller planteoptag, og udledningen af kvælstof til recipienten nedsættes (figur B.5-7).

Fosforindholdet i det rensede spildevand ligger over det vejledende udlederkrav på 1.5 mg P/l (figur B.8). Af tabel B, bilag 2 fremgår, at udlederkravet for fosfor ikke er overholdt. Generelt er udledningen af fosfor konstant med en lille standardafvigelse. Dog ses der, at udløbskoncentrationen fra det store pileanlæg er varierende; men selv efter en revurdering af resultatet overholdes udlederkravet for total-fosfor vurderet ved transportkontrol ikke (tabel C, bilag 2).

C. Resultater 1999 afbildet i figur C

C.1 Beskrivelse af resultater 1999

På nær den 29.03.99 ses en effektiv fjernelse af organisk stof gennem Rensekilden. Allerede efter gennemløbet af de vertikalt gennemstrømmede bassiner (figur 2.2 nr. 6-7) er der fjernet en stor mængde organisk stof, og efter gennemløb af det lille og store pilebassin ses en yderligere reduktion af organisk stof (figur C.1).

Af figur C.2.1 ses, at indløbsvandet til Rensekilden har en lav og konstant koncentration af nitrit-nitrat-N og en forholdsvis konstant koncentration af total-N. Når spildevandet er nået til sandfangsbrønden, og altså har gennemløbet de vertikalt gennemstrømmede bassiner (figur 2.2 nr. 6-7) er der på nær den 03.11.99 sket en reduktion i total-N koncentrationen. Samtidig ses en stigning i nitrit-nitrat-N koncentrationen; men dog ikke tilsvarende reduktionen i total-N (figur C.2.2). Ved udløb er der sket en yderligere reduktion af kvælstofmængden i spildevandet (figur C.2.3-4, bilag 3). Kvælstoffjernelsen er ringere i lille pileanlæg end i store pileanlæg.

Koncentrationen af total-P i Rensekilden i 1999 var ved målingerne i indløb og sandfang ret konstante over året (figur C.3). For ruten via lille pileanlæg ses i sommermånederne en vis reduktion (35-61%) i total-P-koncentrationen. Ved gennemløb via store pileanlæg ses generelt en god fosfortilbageholdelse.

Bilag 4

Forsøg med fosforfældning. I efteråret 1996 lavedes følgende målinger og manipulationer på Rensekilden.

Se her

Bilag 5

Bilag 6

OM BENYTTELSE AF RENSEKILDEN

BRUG AF RENSEKILDEN

Du tænker måske ikke over det i det daglige, men faktisk bruger du Rensekilden mange gange i løbet af dagen for eksempel når du går på wc, når du vasker hænder, når du vasker tøj hjemme og ikke mindst når du bruger køkkenvasken. Det er derfor også vigtigt, at du ikke hælder hvad som helst i afløbet.

AFLØBET ER INGEN SKRALDESPAND

Det vigtigste budskab i denne vejledning er, at afløbet IKKE er en skraldespand. Det vil sige, at man skal lade være med at hælde ting i køkkenvasken eller wc'et, som ikke er nødvendigt. Madaffald, te / kaffe, sur mælk, stegefedt, papirlommetørklæder og selvfølgelig menstruationsbind / kondomer behøver ikke komme i afløbet, men bør afskaffes på anden vis. - Smid mest muligt i skraldespanden, tør pander, gryder mv. af i køkkenrulle inden du vasker op og hæld den sure mælk i læhegnet. En liter mælk forurener lige så meget med organisk materiale, som en person i et døgn. Undgår du fedt og brødkrummer i afløbet sparer du også brugen af det giftige afløbsrens. Komposttoiletter og urinseperation er selvfølgelig bedst for Rensekilden, og vil være et oplagt valg i tilfælde af nybyggeri.

Miljøfremmede stoffer som f.eks. plastikblødgørere (phtalater, DEPH), tungmetaller (bly, cadmium, kviksølv mv), LAS, PAH, mange aroma og farvestoffer, osv. osv. er ofte svært nedbryde-lige i naturen og bør generelt undgås mest muligt. Der findes desværre uendelig mange miljøfremmede stoffer og det vil være umuligt at undgå dem helt eller at lave en liste over hvilke man ikke må hælde i renseanlægget.

Er du i tvivl så spørg i Taraxacum eller på Miljø- og Energikontoret, hvor vi har positivlister liggende.

RENGØRING

Jo mere avancerede rengøringsmidler man anvender, des sværere er de ofte at nedbryde i naturen. Anvend derfor så få og så traditionelle midler som muligt.

Det meste rengøring kan klares med eddike / eddikesyre og brun sæbe / sæbespåner. Eddike er fortræffeligt som kalkopløser på badeværelset og sæbespåner og brun sæbe kan bruges til alt lige fra gulve til bageovne. Hvis noget sidder ekstra godt fast på ildfaste fade, gryder mm. smøres de ind i brun sæbe og pakkes det ind i en plastikpose natten over - så er skidtet lige til at vaske af.

Udover brun sæbe og eddike har du måske brug for et miljøvenligt opvaskemiddel (f.eks Ecover, Green Care, Green Clean) og almindelig husholdningssprit til at pudse spejle med. Groft køkkensalt og sand kan i vid udstrækning anvendes i stedet for skurepulver.

VASK

Vask mindst muligt - eller med andre ord fyld maskinen op.

Brug et kompakt vaskemiddel men husk at dosere korrekt. (selvom brugen af kompakte midler er steget de seneste år er mængden af vaskepulver ikke faldet tilsvarende !) Brug vaskepulver uden blegemiddel til at vaske alt, der ikke skal være hvidt. Til hvidvask anvendes percarbonat som blegemiddel ikke optisk hvidt.

Miljø- og Energikontoret har en liste over miljøvenlige vaskemidler (f.eks Ecover, Greencare, Keminus m.fl.) Da vi ikke bruger kemikalier til at udfælde fosfor i Rensekilden, bør man vælge et fosfatfrit vaskemiddel - som erstatning for fosforen er det bedste citrat eller zeolit. Brug ikke skyllemiddel og undgå udover optisk hvidt, EDTA, fosfonat. og LAS. Brugere af opvaskemaskiner bedes være opmærksomme på at der ofte er 40 % fosfor i maskinopvaskemidler.

KROPSPLEJEMIDLER

Dette er en jungle.Vælg et produkt med miljømærke eller spørg hos Taraxacum. Undgå balsam og 2-i-1 produkter, da disse indeholder svært nedbrydelige og for vandmiljøet giftige stoffer.