spildevandet på landet - Centre for Environmental Studies - Aarhus ...

SPILDEVANDET PÅ LANDET
Projektopgave i Tværfaglige Miljøstudier E02
Henrik Dane-Nielsen, cand. polyt. & stud. mag. kinesisk
Karen Sørensen, stud. scient. biologi
Carsten Fomsgaard Nielsen, stud. scient. biologi
Christina Koch Perry, stud. scient. biologi

AFD. FOR
MILJØSTUDIER
AARHUS UNIVERSITET
Finlandsgade 12-14
8200 Århus N
environmentalstudies@au.dk
www.environmentalstudies.au.dk
Eksamensopgave - Tværfaglige Miljøstudier
Kursusperiode: Efterår 2002
Forfatternavne, årskort nr. og faglig baggrund:
1. Navn: Henrik Dane-Nielsen
Årskort nr.: 1977 1901
Faglig baggrund: cand. polyt. & stud. mag. kinesisk
2. Navn: Karen Sørensen
Årskort nr.: 1997 2960
Faglig baggrund: stud. scient. biologi
3. Navn: Carsten Fomsgaard Nielsen
Årskort nr.: 1999 1854
Faglig baggrund: stud. scient. biologi
4. Navn: Christina Koch Perry
Årskort nr.: 1999 0668
Faglig baggrund: stud. scient. biologi
Opgavens Titel: Spildevandet på landet.
Vejleder: Hans Brix
Udgiver: Afdeling for Miljøstudier, januar 2003
Tryk: Reprocenteret, Det Naturvidenskabelige Fakultet, Aarhus Universitet
Antal: 50
ISBN: 87-7785-142-0
2
CENTRE FOR
ENVIRONMENTAL STUDIES
UNIVERSITY OF AARHUS
FINLANDSGADE 12-14
DK-8200 AARHUS N
Denmark
Phone: +45 8942 4424
Fax: +45 8942 4426

SPILDEVANDET PÅ LANDET
Projektopgave i Tværfaglige Miljøstudier
Henrik Dane-Nielsen
Karen Sørensen
Carsten Fomsgaard Nielsen
Christina Koch Perry
3

Indhold
1 INDLEDNING............................................................................................................................................... 7
2 DEFINITIONER......................................................................................................................................... 10
2.1 FORURENING.......................................................................................................................................... 10
2.2 SPILDEVAND .......................................................................................................................................... 10
2.2.1 Husspildevand............................................................................................................................... 10
2.3 PERSONÆKVIVALENT (PE)..................................................................................................................... 11
2.4 SPREDT BEBYGGELSE............................................................................................................................. 11
3 BAGGRUND FOR FORBEDRET SPILDEVANDSRENSNING I DET ÅBNE LAND ...................... 11
3.1 LOVEN OM SPILDEVANDSRENSNING I DET ÅBNE LAND........................................................................... 11
3.2 ANTALLET AF BERØRTE EJENDOMME..................................................................................................... 15
4 HUSSPILDEVANDS SAMMENSÆTNING............................................................................................ 16
4.1 GENERELT.............................................................................................................................................. 16
4.2 ORGANISK MATERIALE .......................................................................................................................... 17
4.3 NÆRINGSSALTE ..................................................................................................................................... 17
4.3.1 Kvælstof......................................................................................................................................... 17
4.3.2 Fosfor............................................................................................................................................ 18
4.4 MILJØFREMMEDE STOFFER .................................................................................................................... 18
4.5 TUNGMETALLER .................................................................................................................................... 19
4.6 PATOGENER ........................................................................................................................................... 20
4.7 MÆNGDER AF UDVALGTE STOFFER I HUSSPILDEVAND ........................................................................... 20
5 SPILDEVAND FRA SPREDT BEBYGGELSES MILJØPÅVIRKNINGER....................................... 21
5.1 GENERELT.............................................................................................................................................. 21
5.2 EUTROFIERING AF VANDOMRÅDER ........................................................................................................ 21
5.2.1 Søer ............................................................................................................................................... 22
5.2.2 Vandløb ......................................................................................................................................... 23
5.3 OMSÆTNING AF ORGANISK MATERIALE ................................................................................................. 24
5.3.1 Søer ............................................................................................................................................... 24
5.3.2 Vandløb ......................................................................................................................................... 24
5.4 EFFEKTER AF MILJØFREMMEDE STOFFER ............................................................................................... 25
5.4.1 Tensider......................................................................................................................................... 25
5.4.2 Hormonlignende stoffer................................................................................................................. 25
5.4.3 Phthalater...................................................................................................................................... 26
5.4.4 Desinficerende stoffer ................................................................................................................... 26
5.5 TUNGMETALLER .................................................................................................................................... 26
5.6 PATOGENER ........................................................................................................................................... 27
6 RECIPIENTKVALITETSMÅLSÆTNINGER ....................................................................................... 28
6.1 BAGGRUND FOR MÅLSÆTNING AF VANDOMRÅDER ................................................................................ 28
6.2 PROCEDURE FOR TILDELING AF MÅLSÆTNING........................................................................................ 29
6.3 BESKRIVELSE AF MÅLSÆTNINGERNE ..................................................................................................... 30
6.4 KONVERTERING TIL MONITERBARE KRAV.............................................................................................. 32
7 ADMINISTRATION PÅ SPILDEVANDSOMRÅDET .......................................................................... 32
7.1 BAGGRUND............................................................................................................................................ 32
7.2 SPILDEVANDSTILLADELSER ................................................................................................................... 33
7.3 MYNDIGHEDSSTRUKTUR........................................................................................................................ 33
7.4 SPILDEVANDSPLANLÆGNING ................................................................................................................. 33
7.4.1 Retsgrundlag ................................................................................................................................. 33
7.4.2 Spildevandsplanens indhold.......................................................................................................... 33
7.4.3 Spildevandsplanens samspil med anden planlægning................................................................... 34
4

7.5 KRAV OM FORBEDRET RENSNING AF SPILDEVAND FRA SPREDT BEBYGGELSE ........................................ 35
7.5.1 Kortlægning af udledninger .......................................................................................................... 35
7.5.2 Vurdering af rensebehov ............................................................................................................... 35
7.5.3 Renseklasser.................................................................................................................................. 35
7.5.4 Vurdering af anvendelig teknik ..................................................................................................... 36
7.5.5 Udstedelse af påbud om forbedret spildevandsrensning............................................................... 37
7.5.6 Tilslutning til kommunal kloakforsyning....................................................................................... 37
7.5.7 Vandområdeopland bør behandles som helhed ............................................................................ 38
7.6 ØKONOMISKE FORHOLD......................................................................................................................... 38
7.6.1 Berørte ejendomme ....................................................................................................................... 38
7.6.2 Den kommunale kloakforsyning .................................................................................................... 40
8 EU’S VANDRAMMEDIREKTIV............................................................................................................. 40
8.1 BAGGRUND............................................................................................................................................ 41
8.2 VANDRAMMEDIREKTIVET OG DANSK MILJØADMINISTRATION ............................................................... 42
9 RENSNING AF SPILDEVAND ................................................................................................................ 44
9.1 GENERELT.............................................................................................................................................. 44
9.2 MEKANISK RENSNING ............................................................................................................................ 45
9.3 BIOLOGISK RENSNING ............................................................................................................................ 45
9.3.1 Fjernelse af organisk materiale .................................................................................................... 46
9.3.2 Omdannelse af kvælstof................................................................................................................. 46
9.3.3 Fosforfjernelse .............................................................................................................................. 48
9.4 KEMISK RENSNING................................................................................................................................. 48
9.5 SLAMHÅNDTERING ................................................................................................................................48
10 ANLÆG................................................................................................................................................... 49
10.1 BUNDFÆLDNINGSTANKEN ..................................................................................................................... 49
10.2 NEDSIVNINGSANLÆG............................................................................................................................. 50
10.3 BIOLOGISKE SANDFILTRE....................................................................................................................... 52
10.4 RODZONEANLÆG ................................................................................................................................... 53
10.4.1 Horisontalt flow ............................................................................................................................ 53
10.4.2 Vertikalt flow................................................................................................................................. 54
10.5 PILEANLÆG............................................................................................................................................ 55
10.6 MINIRENSEANLÆG................................................................................................................................. 56
10.6.1 NEW LINE Minirenseanlæg fra Faaborg Værft ........................................................................... 57
11 RECIPIENTTYPER OG KRAV TIL FORBEDRET RENSNING.................................................... 59
12 STATUS FOR FORBEDRET SPILDEVANDSRENSNING I DET ÅBNE LAND .......................... 61
12.1 EFFEKTER I VANDMILJØET AF FORBEDRET SPILDEVANDSRENSNING I DET ÅBNE LAND ......................... 62
13 SAMFUNDSØKONOMISKE MILJØASPEKTER............................................................................. 63
14 RENSNING AF HUSSPILDEVAND FRA SPREDT BEBYGGELSE I U-LANDE......................... 68
15 KONKLUSION ....................................................................................................................................... 73
16 LITTERATURLISTE............................................................................................................................. 75
5

Forord
Som afslutning på kurset Tværfaglige Miljøstudier, hvor vi er blevet
introduceret til forskellige fagområders behandling af miljøproblematikker, har
vi i denne afsluttende projektrapport valgt at arbejde med nogle aspekter
omkring spildevandsrensning.
Specielt har det været vores interesse at undersøge forholdene vedrørende
udledning af husspildevand fra spredt bebyggelse.
Ved behandling af emnet er det forsøgt at inddrage så mange relevante
discipliner som muligt, for at belyse emnet fra flere vinkler.
I denne opgave ses udelukkende på udledning til ferskvandssystemerne og
spildevandets virkninger på disse. Der er især sat fokus på de danske forhold
vedrørende de lovgivningsmæssige og tekniske tiltag på området.
6

1 INDLEDNING
Vand er en vigtig forudsætning for alt liv på jorden, men vand er samtidig
glimrende og nærmest uundværligt til bortskaffelse af mange forskellige
"affaldsstoffer". Dette resulterer i store mængder spildevand. I mange år har der
været tradition for, at dette spildevand ikke blev renset særlig grundigt, inden
udledning til vandløb, søer eller havet. Dette har haft stor betydning for den
direkte recipients dyre- og planteliv, men da vand indgår i ét stort kredsløb, har
sådan forurening langt større konsekvenser.
I Danmark blev det op gennem 1970'erne og 1980'erne klart, at der måtte gøres
noget ved det stigende forureningsniveau. Holdningen til miljøforbedrende
foranstaltninger er i dag således, at det er en selvfølge at anvende ressourcer til
beskyttelse af miljøet, og det findes nu samfundsøkonomisk fornuftigt at
regulere udledningerne af spildevand til ferskvandsområder. Ved den første
vandmiljøplans vedtagelse i 1987 blev der sat visse reduktionsmål med hensyn
til næringsstofferne fosfor og kvælstof. Generelt har det vist sig, at dette har haft
en positiv virkning. Renseanlæggene, der behandler spildevand fra byerne, er
blevet meget effektive til fjernelse af det iltforbrugende organiske stof og
næringsstofferne. Overvågningsprogrammer har dog vist, at der stadig skal ske
noget for at opnå de ønskede tilstande i vore vandløb og søer. Da det vil være
utrolig dyrt at forbedre renseanlæggene endnu mere, med kun lille virkning til
følge, er man begyndt at kigge på de mindre punktkilder, som pludselig har fået
en relativ stor betydning.
Årsagen til, at rensning af husspildevand fra spredt bebyggelse i landområder er
vigtigt, skyldes hensyntagen til det lokale vandmiljø, snarere end bekæmpelse af
forurening på nationalt niveau. Der er tale om, at spildevand fra mange
7

husstande i Danmark ledes urenset, eller kun dårligt renset, ud i naturen. På
landsplan udgør dette ikke nogen stor andel af den samlede
spildevandsudledning, men da både små og store byer i dag leder spildevand via
kloaksystemer til effektive renseanlæg, er det vigtigt også at sikre en ordentlig
rensning af spildevandet fra områder, hvor man endnu ikke møder de standarder,
der kræves for, at det lokale vandmiljø forbedres og ikke yderligere forværres.
Danmark er internationalt involveret med fastsættelse af standarder for rensning
af spildevand. EUs Vandrammedirektiv, vedtaget i år 2000, vil for fremtiden
fastsætte minimumskrav til spildevandsrensningen i hele Europa. Dansk
udviklingsbistand, som retter sig mod forbedringen af udviklingslandenes
forhold på en række områder, retter sig også mod miljøforhold. Sikring af
vandmiljøet er ofte en integreret del af et udviklingsprojekt. U-
landsproblematikken i forhold til spildevandsrensning har en høj prioritet i
denne forbindelse.
Formålet med denne opgave er, med udgangspunkt i ønsket om at forbedre
vandmiljøer i Danmark, at undersøge, hvilke konsekvenser urenset spildevand
har for vandmiljøet og hvilke krav, der stilles til spildevandsrensning. Vi ønsker
svar på, hvilke regler der skal følges, når renseanlæg til spredt bebyggelse
implementeres. Vi vil beskrive, hvordan lovgivningen virker, og hvordan den
administreres. Det tilstræbes, at give en oversigt over de forskellige løsninger til
spildevandsrensning, der vil være anvendelige til formålet. I rapporten søges at
medtage de vigtigste aspekter i forbindelse med husspildevand fra spredt
bebyggelse. Behovet for rensning af spildevandet, for at beskytte vandmiljøet
bedst muligt, vil indgå i behandlingen, idet der også skal tages hensyn til de
umiddelbare financielle investeringer, driftsudgifter og vedligeholdelses-
omkostninger, samt den værdi for samfundet et renere vandmiljø betyder.
8

Endvidere ønsker vi at vurdere om de renseanlæg, der anvendes i Danmark, er
så veludviklede, og de dermed indhentede erfaringer, af en sådan karakter, at
teknikken kan bruges i andre lande?
9

2 DEFINITIONER
I det væsentligste vil Miljøstyrelsens definitioner og begreber, som anvendt i
vejledninger og bekendtgørelser, blive brugt i denne opgave.
2.1 Forurening
Forurening er menneskelige aktiviteters direkte eller indirekte udledning af
stoffer til luft, vand eller jord, som kan skade menneskers sundhed, påvirke
kvaliteten af vandøkosystemer og terrestriske økosystemer. Forurening kan også
medføre skade på materielle værdier, forringelse eller forstyrrelse af
naturfaciliteter og anden legitim anvendelse af miljøet (Basse, 2001).
2.2 Spildevand
Begrebet spildevand omfatter i princippet alt vand, der afledes fra beboelse,
erhvervsvirksomheder, øvrig bebyggelse og befæstede arealer (arealer der på
grund af veje eller anden bebyggelse er helt eller delvis uigennemtrængelig for
vand).
I denne opgave drejer det sig om husspildevand. Vand, der kan sidestilles med
spildevand, dvs. ikke har en væsentlig anderledes sammensætning end
spildevand, kan dog også udledes ved tilladelse, selvom det ikke direkte indgår i
definitionen for spildevand (Miljøstyrelsen, 1999a).
2.2.1 Husspildevand
Husspildevand er spildevand fra almindelig beboelse, dvs. afløb fra baderum,
vaske, toiletter og køkkener. Dette deles op i sort og gråt spildevand. Sort
spildevand er spildevand, der udelukkende stammer fra toiletter, mens alt andet
spildevand fra husholdningen betegnes som gråt spildevand (Miljøstyrelsen,
1999a).
10

2.3 Personækvivalent (PE)
En personækvivalent (PE) er defineret som en årlig udledning af 21,9 kg
organisk stof målt som biokemisk iltforbrug (BI5), 4,4 kg total kvælstof eller 1,0
kg total fosfor. Disse tal er erfaringstal for, hvor meget 1 person i gennemsnit
forurener gennem kloakspildevand (Moe, 2000), og PE anvendes netop for at
kunne sammenligne belastninger fra forskellige spildevandsudledninger og
angivelser af et renseanlægs kapacitet. Alle tre parametre skal holde sig under
det angivne niveau, for at belastningen kan betegnes som 1 PE (Miljøstyrelsen,
1999a).
2.4 Spredt bebyggelse
Ifølge Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 501 af 21. juni 1999, skal
spredt bebyggelse forstås som enkelt- eller fælles udledninger fra ejendomme
med en samlet spildevandsbelastning på 30 PE eller derunder. Spildevandet fra
disse udledninger må ikke indeholde stoffer, der ikke sædvanligvis findes i
almindeligt husspildevand. Der er således tale om afsides beliggende
ejendomme, eller samlinger af få ejendomme, i områder, der ikke er kloakerede.
Betegnelsen ”ejendomme i det åbne land” bruges ofte som synonym for spredt
bebyggelse.
3 Baggrund for forbedret spildevandsrensning i det åbne
land
3.1 Loven om spildevandsrensning i det åbne land
I 1995 udarbejdede Miljøstyrelsen en statusrapport for tiltagene på
spildevandsområdet siden den sidste statusrapport fra 1981. En af
konklusionerne i denne statusrapport var, at spredt bebyggelse i mange tilfælde
var en stærkt medvirkende årsag til manglende opfyldelse af målsætningen for
11

især ferske vande. Amternes afrapportering bla. i forbindelse med
Vandmiljøplanernes overvågningsprogram viste, at kun 39% af vandområderne
overholdte målsætningerne. Som en udløber heraf anmodede Miljø- og
Energiministeren Miljøstyrelsen om nedsættelsen af et udvalg, der kunne følge
op på spildevandsredegørelsen med konkrete tiltag. Dette udvalgs arbejde
resulterede i "Betænkning om spildevandsafledningen i det åbne land m.v." fra
1996.
Årsagen til, at blikket blev rettet mod spildevandet fra landet var, som tidligere
nævnt, at mange vandløb og søer, trods en effektiv rensning af byernes
spildevand, stadig ikke levede op til de målsætninger, man havde udarbejdet.
Der var ikke i forbindelse med feks. vandmiljøplanerne blevet opstillet konkrete
reduktionsmål for spildevandsudledninger i det åbne land, som tilfældet var med
byernes renseanlæg og den diffuse afstrømning fra landbruget. Dette var nu ikke
tilfældigt. Amterne og kommunerne var i forbindelse med Vandmiljøplan I
blevet opfordret til at udskyde planer om kloakering og rensning for spredt
bebyggelse til gennemførelsen af Vandmiljøplanen var en realitet, pga. de store
omkostninger, der ville være forbundet med dette. Spildevand fra spredt
bebyggelse har primært lokal betydning for mindre vandløb og søer, og
Vandmiljøplanen havde i første omgang til sigte at forbedre tilstanden af
grundvandet og de marine områder, hvor udledninger fra spredt bebyggelse har
forholdsvis lille betydning. Tiltag for spredt bebyggelse blev derfor udsat i første
omgang. Først i 1990'erne var forbedringerne ved de store renseanlæg ved at
være gennemført, og man kunne rette blikket mod de mindre kilder til
forurening med spildevand, som nu var kommet til at udgøre en forholdsvis
større del af forureningen.
12

Figur 1: Udledninger af BI5, N og P til ferskvand i 1984 (Miljøstyrelsen, 1984).
Som det fremgår af figur 1 udgjorde de store renseanlægs udledninger af
organisk materiale, P og N alle over 50% af de totale udledninger til ferske
vande i 1984, altså før Vandmiljøplan I trådte i kraft. De største udledninger
stammede således fra renseanlæggene og udledningerne fra den spredte
bebyggelse udgjorde til sammenligning maximalt 25%.
13

Figur 2: Udledninger af BI5, P og N til ferskvand i 1999 (Dambrugsudvalget, 2002)
På figur 2 ses de tilsvarende procentvise fordelinger for 1999, hvilket viser
vigtigheden af et tiltag på spildevandsområdet i forbindelse med spredt
bebyggelse. Udledningen af organisk stof fra spredt bebyggelse står for det
største procentvise bidrag og næringssaltet fosfor udgør en langt højere
procentdel af den samlede udledning i 1999 sammenlignet med 1984.
14

"Betænkning om spildevandsafledningen i det åbne land m.v." dannede grundlag
for en ændring af Miljøbeskyttelsesloven (loven om spildevandsrensning i det
åbne land), lov nr. 325 af 14. maj 1997, med formålet at forbedre
spildevandsrensningen i det åbne land.
3.2 Antallet af berørte ejendomme
Antallet af ejendomme i det åbne land er 348.000. Af disse er de fleste
helårsboliger, omkring 230.000, men også fritidsboliger udgør en stor del af
ejendommene i det åbne land (117.000).
Miljøstyrelsen vurderede i sin betænkning i 1996, at ca. 160.000 helårsboliger
havde udledning af spildevand uden nogen nævneværdig form for rensning. Ved
status i 2001 blev antallet af helårsboliger uden spildevandsrensning opgjort til
ca. 142.000. Af disse er det dog ikke alle, der skal forbedre
spildevandsrensningen, feks. ejendomme, der ligger i oplandet til et
forureningsfølsomt område, hvor kravene til kvaliteten af området allerede er
opfyldt, idet det ifølge den nye lov kun er ejendomme med udledning til
vandområder, der ikke opfylder disse krav, som skal have forbedret
spildevandsrensningen. Af tabel 1 fremgår det, at kun en meget lille del af
fritidshusene har direkte udledning. Langt de fleste har allerede tilstrækkelig
rensning, og derfor vil antallet af fritidsboliger, der vil få påbudt krav om
forbedret spildevandsrensning, være meget lav.
Der findes forskellige metoder til rensning af spildevand, som vil blive
behandlet i afsnit 9. Nedenstående tabel viser status for fordelingen af
forskellige rensemetoder på forskellige ejendomstyper i det åbne land.
15

Tabel 1: Antal ejendomme fordelt på rensetype, inden for de forskellige ejendomstyper
(Miljøstyrelsen, 2001c).
Rensetype Helårsboliger Fritidshuse Andet Ejendomme i alt %
Nedsivning 80.000 91.000 200 170.000 49
Øvrige uden
udledning
7.000 15.000 300 23.000 7
Uden udledning i
alt
87.000 106.000 500 193.000 56
Biologiske
rensemetoder
(minirenseanlæg,
biologisk sandfilter,
rodzoneanlæg)
1.000 90 20 1.000

industrivirksomheder til disse anlæg. Det er vigtigt at gøre klart, at langt
størstedelen af de miljøfremmede stoffer og tungmetaller stammer fra industrien,
men der er visse potentielle miljøskadelige stoffer, hvor husholdningen bidrager
med en stor del, og det er dem, der vil blive fremhævet i de senere afsnit. Det er
også vigtigt at huske på, at spildevandet fra den spredte bebyggelse kun udgør
en lille del af den samlede mængde husspildevand, der udledes. Da der ikke
direkte bliver renset for miljøfremmede stoffer og tungmetaller, vil det betyde,
at byernes husspildevand vil bidrage med en større andel af disse stoffer end
ejendommene i det åbne land.
4.2 Organisk materiale
Husspildevand indeholder meget store mængder organisk materiale. De
organiske forbindelser findes som kulhydrater, proteiner, fedtsyrer, frie
aminosyrer mm. Det organiske materiale forekommer på fire forskellige former,
i uopløst flydende form, i opløst tilstand, som suspenderet i vandfasen eller som
bundfældeligt materiale (Winther et al., 1998).
4.3 Næringssalte
4.3.1 Kvælstof
Den største kilde til kvælstof i spildevandet er den menneskelige urin og
fækalier, hvorimod afledning fra køkkenvasken kun udgør en meget lille del.
Kvælstof i spildevand findes som oftest som organisk bundet kvælstof eller
uorganisk kvælstof (ammonium) (Andersen et al., 1993). Ved metabolismen
nedbrydes proteiner og aminosyrer, hvorved det kemisk bundne kvælstof
omdannes til et simpelt ekskretionsprodukt (urea) (Schmidt-Nielsen, 1997).
17

4.3.2 Fosfor
Fosfor i spildevand kommer hovedsageligt fra den menneskelige afføring som
organisk bundet fosfor, eller fra vaskepulver som uorganisk fosfor (Andersen,
1993).
4.4 Miljøfremmede stoffer
Betegnelsen ”miljøfremmede stoffer” bruges om stoffer, der ikke forekommer
naturligt i miljøet.
Listen over, hvor de miljøfremmede stoffer i husspildevandet stammer fra, er
meget lang. Det drejer sig om produkter som kosmetik, shampoo, sæbe,
vaskepulver, rengøringsmidler, tekstiler mm. Ud over disse vil der kunne
optræde rester af lak, maling, organiske opløsningsmidler mm., men disse vil
ikke blive inddraget, da de kun optræder lejlighedsvis i spildevand. Det er især
produkter, som bruges i det daglige og derfor udledes i de største mængder, der
vil blive beskrevet. Det er især tøjvask og rengøring, som er skyld i, at der bliver
udledt miljøfremmede stoffer med husspildevand.
Ved tøjvask bruges vaskepulver, der, ud over fosfat, indeholder en lang række
andre stoffer, heriblandt de overfladeaktive/vaskeaktive stoffer. Disse findes ofte
i form af tensider, som LAS (lineære alkylbenzensulfonat) eller NPE
(nonylphenolethoxylat), hvis formål er at løsne og indkapsle fedt. LAS er
effektivt og samtidig billigt, hvilket har gjort, at det er blevet brugt i meget stor
stil igennem de sidste 30 år (Grøn Information, 1997). En anden
forureningskilde ved tøjvask, er selve tøjet, idet har vist sig, at tekstiler ved vask
frigiver mange kemikalier, metaller og farvestoffer. I en undersøgelse om
kemikalier i tekstiler blev det påvist, at der blev frigivet 8 forskellige organiske
stoffer og 4 metaller, som kan udgøre en risiko for vandmiljøet (Miljøstyrelsen,
18

2000a). Af de stoffer er det vigtigt at fremhæve phthalater (blødgørere), da de
udledte mængder fra husspildevandet er meget store. Phthalater stammer fra bla.
tekstiltryk og gulve med PVC belægning. Det er beregnet, at der alene fra
tekstiltryk frigives 12 tons phthalater pr. år. Det vurderes at 70% af
udledningerne af DEHP (diethylhexylphthalat) stammer fra husspildevand
(Miljøstyrelsen, 2000a). Det totale forbrug af phthalater var i 1997 på 12.000
tons, med PVC industrien som den største forbruger (Jensen, 1997). Da DEHP
ikke danner nogen kemisk forbindelse med de materialer, de indgår i, udvaskes
de let (Bukhave, 1998).
Foruden indholdet af forskellige tensider, er det rengøringsmidlernes indhold af
desinficerende stoffer, som har til formål at slå mikroorganismer ihjel, der er de
mest kritiske. Flere desinficerende midler indeholder klorstoffer. Ifølge Grøn
Information bruges der årligt 4.000 tons klorholdige rengøringsmidler i danske
husholdninger (Grøn Information, 1997).
Det vil i mange sammenhænge være muligt at undgå en del af de
miljøfremmede stoffer (det er sværere at undgå tungmetaller i spildevand) eller
erstatte dem med mindre farlige alternativer. Feks. er der i Sverige visse
områder, hvor der ikke må bruges klorholdige rengøringsmidler (Bukhave,
1998). For nogle stoffers vedkommende, som feks. malingrester og lignende, er
der behov for holdningsændringer i befolkningen for at komme denne type
forurening til livs.
4.5 Tungmetaller
Tungmetaller i almindeligt husspildevand stammer hovedsageligt fra urin og
fækalier (Bukhave, 1998) og har altså noget med madvaner og livsstil at gøre.
Cadmium er et godt eksempel på dette, da meget af det cadmium, der kan spores
19

i husspildevand, skyldes rygning (Bukhave, 1998). Optagelse og afgivelse af
tungmetaller til spildevandet varierer meget fra person til person. De
tungmetaller, der regnes for at være de mest almindelige i husspildevand er zink
og kobber, som udledes i størrelsesordnen 10-1000 mg/person/døgn. Øvrige
tungmetaller udledes typisk i langt mindre mængder (Bukhave, 1998).
4.6 Patogener
De vigtigste patogener i spildevand er bakterier, vira og ormeæg. Der er fastlagt
grænseværdier for forekomsten af disse organismer i renset spildevand, men det
tilstræbes at have et så lavt niveau som muligt. Særlige restriktioner angives for
vand med badevandskvalitet, og for vand til husdyr- og markvanding (Winther
et al., 1998).
4.7 Mængder af udvalgte stoffer i husspildevand
Tabel 2 giver en oversigt over nogle af de stoffer der udledes fra en typisk
husholdning i Danmark.
Tabel 2: Husspildevands gns. indhold af udvalgte stoffer pr. person pr. døgn
(Miljøstyrelsen, 1997 og Landbrugets Rådgivningscenter, 1997)
Stof Gennemsnitlig udledning pr. dag
Organisk stof 60 g
Fosfor 5 g
Kvælstof 15 g
Kviksølv 80 µg
Kadmium 89 µg
Zink 33.000 µg
DEHP 4,6 mg
NPE 1,5 mg
LAS 87 mg
20

Det er dog ikke kun et spørgsmål om, hvilke forurenende stoffer spildevandet
indeholder, og i hvor store mængder, der har betydning for hvilken belastning,
det har på miljøet. Der er mange regionale faktorer, der også skal medregnes.
Det drejer sig bla. om nedbørens størrelse, hustankens (septiktank eller
bundfældningstank) størrelse og type, og i hvilken grad tanken belastes.
Landskabets typografi, altså om der er tale om et fladt eller kuperet område,
størrelsen af oplandet, og hvilken slags dræn, der udledes til (egentligt
landbrugsdræn eller rørlagte vandløb) og hvilken type recipient udledningen
sker til. Bebyggelsens karakter, om der er tale om samlet bebyggelse eller enkelt
liggende ejendomme, har også betydning (Holtze et al., 1998).
5 Spildevand fra spredt bebyggelses miljøpåvirkninger
5.1 Generelt
Udledninger af spildevand har forskellige virkninger på miljøet. Ved
udledninger af spildevand fra spredt bebyggelse er de væsentligste konsekvenser
eutrofiering og omsætning af organisk materiale under forbrug af ilt. I det
følgende vil mekanismerne for virkningerne af disse to typer forurening blive
behandlet for vandløb og søer adskilt. Effekterne af miljøfremmede stoffer og
tungmetaller vil derimod blive beskrevet mere generelt.
5.2 Eutrofiering af vandområder
Eutrofiering betyder næringsberigelse (Wetzel, 2001), og henviser oftest til
antropogen tilførsel af kvælstof og fosfor til vandområder. Dette forekommer i
form af udledninger af spildevand fra husholdninger og industri, og
overfladeafstrømning fra jordbrugsproduktion. Kvælstof og fosfor er som regel
de næringsstoffer, der sætter grænser for planteproduktion både til lands og til
vands. Produktionens størrelse bestemmes således i høj grad af mængden af
21

disse stoffer, og en øget tilførsel vil medføre en øget produktion. Dette
gødskningsfænomen er velkendt og velset i feks. landbrugets produktion, mens
virkningen ikke er ønskelig i vandområder, hvor eutrofiering kan ligge til grund
for endog meget store ændringer i de naturlige økosystemer.
Udover eutrofiering er der yderligere konsekvenser ved udledning af store
mængder kvælstof til vandmiljøet. Ammonium er giftigt for fisk og andet
dyreliv i vandløbet. Store mængder ammonium vil ligeledes medføre iltmangel,
når vandområdets mikroorganismer omdanner ammonium til nitrat under
forbrug af ilt (se afsnit 9.2.2).
5.2.1 Søer
For søer er det især spildevandets indhold af fosfor, der har betydning. I søer har
vandet en lang opholdstid og kan i overfladen opnå forholdsvis høje
temperaturer, og der er grundlag for en stor produktion af planteplankton. Hvor
stor denne produktion er, afhænger især af søens næringsstatus, og i de fleste
tilfælde er det netop mængden af fosfor, der er begrænsende for søens
produktion. Tilførsel af fosfor vil få planteplanktonet i vandsøjlen til at blomstre
op, hvilket resulterer i et algetæppe på søens overflade, vandet bliver uklart, og
søens bundplanter udskygges. Planterne er vigtige for at bevare søen i en stabil,
klarvandet tilstand (Jeppesen, 1998). Endvidere vil planteplanktonet, når det dør,
medføre et stort iltforbrug, som resulterer i iltmangel ved bunden. Således kan
eutrofiering være årsag til et langt større omfang af iltmangel pga. omsætning af
organisk materiale, end dét organiske materiale som var tilstede i det udledte
spildevand. Resultatet er en uklar sø med et ikke særligt varieret dyre- og
planteliv, bestående af få, hårdføre arter.
22

Ofte kan omsætningen på bunden slet ikke følge med den øgede produktion. Det
organiske materiale ophobes på bunden, og medvirker til en hævning af bunden.
Eutrofiering virker dog ikke kun gødende for planter tilknyttet de frie
vandmasser, men i høj grad også vegetationen tilknyttet bredderne. Her vil
rørsumpen ligeledes have en øget produktion, og hjulpet af lavere vanddybde
pga. tilslamning af bunden, kan rørsumpen brede sig ud længere ud i vandet.
Hvor hurtigt denne opfyldning forløber afhænger naturligvis af vandområdets
oprindelige dybde og graden af eutrofiering. Det skal dog nævnes, at denne
proces også vil forløbe uden antropogen forurening, men denne forurening
fremskynder processen i høj grad.
Langt størstedelen af de danske søer er lavvandede, eutrofiering er derfor en
ganske håndgribelig trussel mod deres fortsatte eksistens, som man da også har
erfaret flere steder. Et velkendt eksempel er Brabrand Sø ved Århus, hvor man
har fjernet 500.000 m 3 slam ved en både dyr og tidskrævende proces for at
bevare søen, som oplevede netop mindre middeldybde og kraftig tilvoksning
med rørsump. Sådanne restaureringer af søer, hvis tilstande er kraftigt forringede
pga. eutrofiering, er en aktivitet, som er under fortsat udvikling, og man har
erfaret, at det bestemt ikke er så ligetil at udbedre skaderne fra den
menneskeskabte forurening. Langt at foretrække er det naturligvis at forebygge
forureningen, især hvor det kan gøres forholdsvist nemt og billigt, som forbedret
rensning af spildevand fra spredt bebyggelse. En af erfaringerne fra
restaureringen af søer er, at et indgreb mod tilførslen af næringsstoffer er en
nødvendig forudsætning for at opnå et godt resultat ved et indgreb.
5.2.2 Vandløb
I et vandløb finder der ikke en stor produktion af planteplankton sted, idet
strømningshastigheden er høj. Vandløbet påvirkes derfor ikke i så høj grad af
23

eutrofiering med kvælstof og fosfor. Dette gælder især for strækninger tæt ved
vandløbets udspring hvor vandløbets fald er størst og temperaturen lavest, mens
strækninger længere nede i systemet har langsommere flydende vand og højere
temperaturer. På dette sted kan en vis produktion af planteplankton finde sted,
og eutrofiering kan medføre samme effekter som i søen.
5.3 Omsætning af organisk materiale
5.3.1 Søer
Udledes spildevand direkte til en sø, vil indholdet af organisk materiale i første
omgang have samme virkning som i vandløbet. Søer adskiller sig dog på mange
punkter fra vandløb, og de direkte effekter af tilført organisk materiale er
vanskeligere at påvise, men også her omsættes materialet under forbrug af ilt.
Lige så betydende er det dog, at der ved omsætningen af organisk materiale
frigives næringsstoffer, som vil indgå i søens komplekse kredsløb af
næringsstoffer og medvirke til eutrofiering.
5.3.2 Vandløb
For vandløb er det udledningen af organisk materiale, der har betydelige
konsekvenser. Ved spildevandsledningens udløb og i en afstand nedstrøms
udledningen, vil man kunne konstatere et øget iltforbrug pga. den mikrobielle
omsætning. Efterhånden, som det organiske materiale nedbrydes i vandløbet,
stiger iltkoncentrationen igen. Dette er et udtryk for vandløbets evne til
selvrensning (Sand-Jensen, 1996). Ofte modtager et vandløb dog spildevand fra
adskillige ejendomme gennem sit forløb, og holdes derfor i et konstant påvirket
stadie.
24

Organisk materiale i partikulær form vil udfældes i vandløbet, og lægge sig som
et slamlag på vandplanter og bund, hvorved planternes lysoptagelse mindskes,
og fiskenes gydesteder ødelægges.
5.4 Effekter af miljøfremmede stoffer
Effekterne af de forskellige miljøfremmede stoffer kan være svære at vurdere.
Der er dog tegn på, at mange af stofferne påvirker miljøet i negativ retning. I det
nedenstående afsnit vil nogle af de stoffer, der er mest almindelige i
husspildevand, blive fremhævet.
5.4.1 Tensider
Det har vist sig, at tensider på grund af deres specielle egenskab til at nedbryde
fedt og proteiner også er giftige over for stort set alle levende organismer, da
tensiderne kan opløse cellemembranstrukturen (Bukhave, 1998). LAS har
desuden vist sig at have en såkaldt synergieffekt, det vil sige, at stoffet er i stand
til at forstærke andre stoffers giftighed og gøre dem svært nedbrydelige (Grøn
Information, 1997). Flere af tensiderne har også hormonlignende effekter hos
dyr (Bukhave, 1998).
5.4.2 Hormonlignende stoffer
Et meget omdiskuteret miljøproblem, er de hormonlignende stoffer, der kan
virke på samme måde som kroppens naturlige hormoner. I dyreforsøg har man
set, at flere af de miljøfremmede stoffer påvirker hormonbalancen. Det drejer sig
bla. om tensider, som NPE, hvor man tilmed kan påvise, at nogle af
nedbrydningsprodukterne har en større østrogeneffekt end det oprindelige stof
(Bukhave, 1998). Østrogenlignende stoffer, med samme effekt som det
kvindelige kønshormon, har hos forsøgsdyr resulteret i kønsforstyrrelser. Hos
skaller i vandløb med udledninger af renset spildevand fra større renseanlæg er
25

der bla. observeret begyndende ægdannelse i testiklerne; et fænomen der kaldes
intersex (DMU, 2001). Forskere frygter nu, at stofferne kan forstyrre
kønsdifferentieringen under menneskets fosterudvikling. De hormonlignende
stoffer sættes også i forbindelse med den forøgede risiko for at udvikle
testikelkræft og den dalende sædkvalitet, der er observeret hos danske mænd
(Jensen, 1997).
5.4.3 Phthalater
Phthalater er i dyreforsøg påvist at være kræftfremkaldende. Undersøgelser
tyder på, at mennesker ikke er følsomme over for den mekanisme, som i
dyreforsøg har vist, at kunne give kræft. Phthalater er også mistænkt for at have
en østrogenlignende virkning (Bukhave, 1998).
5.4.4 Desinficerende stoffer
Desinficerende midler indeholder ofte klorstoffer, som er giftige for de fleste
levende organismer. Da klor er et meget reaktivt stof, dannes ofte forskellige
organiske klorforbindelser, der er langt farligere end det oprindelige stof. Ved
store udledninger af klor til renseanlæg er der risiko for, at de biologiske
processer i renseanlægget standses (Bukhave, 1998).
5.5 Tungmetaller
Tungmetaller er naturlige grundstoffer og hører derfor ikke ind under de
miljøfremmede stoffer. De kan forekomme i koncentrationer, der er unaturligt
høje, og medføre en skadelig virkning på miljøet. De tungmetaller, der regnes
for at være de mest kritiske, er kviksølv, bly, cadmium, zink, kobber og nikkel
(Bukhave, 1998). Cadmium, kviksølv og bly er meget giftige for alle levende
organismer ved selv meget lave koncentrationer, og effekten af stofferne er
meget voldsom ved høje koncentrationer (Bjerregaard, 1995). Tungmetallerne
26

ophobes i fødekæden, og det største problem set ud fra menneskets synspunkt er,
at det i sidste ende kan komme tilbage til mennesker via fødevarer fra forurenet
jord.
Hvor farlige tungmetaller og miljøfremmede stoffer er for miljøet, beror ikke
alene på, hvor direkte toksiske de er. Det afhænger også af, hvor biotilgængelige
de er, og hvor let de optages af levende organismer. Derudover er det af
betydning, om stofferne akkumuleres i fødekæderne, og hvor hurtigt de bliver
nedbrudt (Bjerregaard, 1995).
Som tidligere nævnt er de udledte mængder af tungmetaller og diverse
miljøfremmede stoffer fra den spredte bebyggelse relativ små i forhold til
industriens udledninger. Industriens andel af tungmetaludledningen regnes for at
være mellem 70-100%, alt efter hvilket stof der omtales (DMU, 1997). Det er
svært at give et entydigt svar på, hvor de mange forskellige tungmetaller og
kemiske stoffer ender i miljøet, da man ikke altid er klar over, hvad der sker
med disse stoffer ved rensning af spildevand.
5.6 Patogener
De sygdomme, spildevand kan forårsage, ligger i klar forlængelse af hvilke
stoffer det omtalte spildevand indeholder.
I spildevand vil der være mulighed for, at der er sygdomsfremkaldende
mikroorganismer til stede. Der kan også optræde direkte livsfarlige
mikroorganismer, men disse er dog ikke noget der almindeligvis forbindes med
dansk spildevand.
27

Sygdomsfremkaldende mikroorganismer er en af hovedårsagerne til, at man ikke
udlede spildevand direkte på jordoverfladen, men også risikoen for, at
tungmetaller og miljøfremmede stoffer kan sprede sig i naturen, spiller ind.
6 Recipientkvalitetsmålsætninger
Når spildevand udledes til et vandområde påvirkes området i større eller mindre
grad, afhængigt af mængderne og sammensætningen af spildevandet. Omfanget
af påvirkningen afhænger af, i hvor høj grad vandområdet er i stand til at lade
de udledte stoffer indgå i den naturlige omsætning uden skadevirkning på
vandområdets organismer. En vis menneskeskabt påvirkning af miljøet må
accepteres, men det forsøges at minimere omfanget af forurening, og tage
stilling til hvor stor påvirkning man vil acceptere i det enkelte vandområde.
Dette gøres ved at fastsætte krav til kvaliteten af vandområdet, i form af
recipientkvalitetsmålsætninger.
6.1 Baggrund for målsætning af vandområder
Amterne skal i henhold til Planlovens §6 udfærdige en recipientkvalitetsplan for
alt overfladevand, dvs. vandløb, søer og kystvande, i forbindelse med
regionplanlægningen. Herunder skal alle vandområder tildeles en målsætning,
der beskriver, hvilken ”tilstand” man ønsker, at et vandområde skal leve op til
(kvalitetsmål). Recipientkvalitetsplanen skal medvirke til, at forureningen af
vandområder mindskes mest muligt gennem styring af og kontrol med
udledninger af forurenende stoffer. Herunder tilvejebringes et grundlag for
afvejning af de forskellige interesser, der er knyttet til vandområderne
(Miljøstyrelsen, 1983). Den overordnede ide er, at kun ubetydelige eller svage
ændringer i vandmiljøets tilstand, pga. menneskelig aktivitet, kan accepteres,
men planlægningen skal integrere de mange ofte modsatrettede interesser, der
findes omkring vandområderne. Recipientkvalitetsplanlægningen skal således
28

virke som en ”integreret vandplanlægning”, der kortlægger og afvejer de
forskellige interesser, og den vil herunder virke som styringsmiddel for den
administrative behandling af spildevandsudledninger.
6.2 Procedure for tildeling af målsætning
Proceduren for tildeling af målsætning indeholder en rent teknisk fase, hvor
vandområdets forureningstilstand og baggrundstilstand kortlægges, og en mere
subjektiv fase, hvor de forskellige interesser afvejes, inden målsætningen
fastlægges.
1. Kortlægning af forureningstilstand og belastning fra de enkelte
forureningskilder.
Hertil benyttes data fra amternes tilsyn med vandområderne, og fra de
kommunale spildevandsplaners oplysninger om spildevandsudledninger.
2. Fastlæggelse af baggrundstilstand.
Denne tilstand vurderes ud fra kendskab til oplandets geologi, nedbør,
omgivende arealers vegetation og dyrkningsforhold, afvanding,
reguleringer mv. Denne tilstand fastlægges for at sikre, at vandområdet
ikke tildeles en målsætning, som det ikke er realistisk at kunne opfylde.
3. Indsamling af oplysninger om de interesser, der er knyttet til det
pågældende vandområde.
De fleste af de ofte modsatrettede interesser i tilknytning til et
vandområde, varetages gennem anden lovgivning, feks. vandløbene som
afledere af drænvand fra de omgivende arealer (Vandløbsloven), fred-
ningsinteresser (Naturbeskyttelsesloven), og vandindvindingsinteresser
(Vandforsynings-loven), hvilke naturligvis ikke kan tilsidesættes, når en
29

målsætning tildeles. Ligeledes kan der være væsentlige økonomiske
interesser forbundet med produktionvirksomheders muligheder for
afledning af spildevand, som myndighederne ikke kan se bort fra.
4. Konsekvensvurdering og afvejning af de forskellige interesser, der
har betydning for den fremtidige recipientmålsætning.
Denne del indebærer en subjektiv vurdering og prioritering af de
interesser, der er tilknyttet det enkelte vandområde. Amtet skal i denne
fase forsøge at imødekomme de potentielle konflikter, der kan være
tilknyttet en bestemt målsætning af vandområdet.
5. Fastlæggelse af recipientmålsætning.
Vandområdet tildeles en målsætning, og der redegøres for, hvilke
forudsætninger, der ligger til grund for denne, samt for, hvornår det
planlægges, at målsætningen skal være opfyldt, hvis dette ikke allerede er
sket.
(Miljøstyrelsen, 1983)
6.3 Beskrivelse af målsætningerne
Vandområderne tildeles overordnet en af følgende målsætninger:
• Skærpet målsætning: Vandområder, som i særlig grad skal beskyttes mod
kulturpåvirkninger.
• Generel målsætning: Vandområder, som højest må være svagt påvirket af
menneskelige aktiviteter, der kan reguleres gennem regionalplanen.
Vandområder, som ikke specifikt er nævnt i recipientkvalitetsplanen, har som
udgangspunkt en generel målsætning.
30

• Lempet målsætning: Vandområder, der tillades væsentligt påvirkning af
nærmere angivne menneskelige aktiviteter, som kan reguleres gennem
regionalplanen.
Disse overordnede målsætninger specificeres nærmere for de forskellige
vandområder som angivet i tabel 3:
Tabel 3: Beskrivelser af målsætninger for vandområder (Ringkøbing Amt, 2001).
31

6.4 Konvertering til moniterbare krav
Med tildelingen af en målsætning er rammerne for forvaltningen af
vandområderne sat, mens en gennemførelse af tiltag kræver mere håndgribelige
krav. Myndighederne skal således efter målsætningsfasen beregne specifikke
krav i form af fysiske, kemiske og biologiske parametre, som skal overholdes
for, at målsætningen kan forventes at blive overholdt, eller opnået.
Miljøstyrelsen angiver i sin vejledning om recipientkvalitetsmålsætning (1983)
vejledende værdier for de forskellige parametre, men disse værdier vil dog
afhænge meget af lokale forhold, foruden at de anvendte parametre ikke er ens
for vandløb og søer.
7 Administration på spildevandsområdet
7.1 Baggrund
Megen af den administrative praksis på spildevandsområdet, som vi kender den i
dag, er grundlagt i forbindelse med Miljøbeskyttelseslovens og Lands- og
Regionplanlovenes vedtagelse i 1973, og Kommuneplanlovens vedtagelse i
1975. Indtil dette tidspunkt lå megen af den forurenings- og miljørelaterede
lovgivning spredt i de kommunale sundhedsvedtægter, vandløbs- og
vandforsyningslovgivningen, og den var således også underlagt flere forskellige
ministerier og administrative enheder. Med øget opmærksomhed på
forureningsproblemer, og ikke mindst vigtigheden af forebyggelse heraf,
samledes lovgivningen derfor med Miljøbeskyttelseslovens vedtagelse i 1973.
Loven introducerede ”central forskriftsudarbejdelse” fra et egentligt
forureningsministerium, med en decentral myndighedsstruktur baseret på de
"nye" kommuner og amtskommuner (AUC, 2001). Loven havde som et vigtigt
element "planlægning som forebyggende funktion", og dette overordnede
32

princip udmøntede sig feks. for spildevandsområdets vedkommende i, at
kommunerne blev forpligtet til at udarbejde spildevandsplaner.
7.2 Spildevandstilladelser
Miljøbeskyttelsesloven indeholder et generelt forbud mod at tilføre forurenende
stoffer til vandmiljøet. Spildevand kan dog udledes til vandløb, søer eller havet
efter forudgående indhentning af tilladelse (Miljøstyrelsen, 1999a).
7.3 Myndighedsstruktur
Kompetencefordelingen på spildevandsområdet er bestemt af antallet af PE, der
tilledes renseanlægget, eller der søges om udledningstilladelse til. Som
hovedregel gælder det, at kommunen er myndighed for anlæg op til 30 PE,
herunder også for spredt bebyggelse, mens amtet er myndighed for alle anlæg
over denne størrelse (Miljøstyrelsen, 1999a).
7.4 Spildevandsplanlægning
7.4.1 Retsgrundlag
Kommunerne skal i henhold til Miljøbeskyttelseslovens §32 udarbejde en plan
for bortskaffelse af spildevand fra kommunens industri og husholdninger. Loven
angiver retningslinier for spildevandsplanens indhold.
7.4.2 Spildevandsplanens indhold
En række forhold med betydning for spildevandshåndteringen skal angives i
kommunens spildevandsplan. Det drejer sig om oplysninger om eksisterende og
planlagte kloakeringsområder og renseforanstaltninger, eksisterende og
planlagte nedsivningsanlæg, samt ejerskabsforhold ved etablering af nye anlæg
på spildevandsområdet. Vedtagelsen af loven om spildevand fra spredt
33

ebyggelse indebærer, at kommunen, som noget nyt i
spildevandsplanlægningen, ligeledes skal redegøre for tiltag på
spildevandsområdet for spredt bebyggelse. Herunder skal kommunen kortlægge
og vurdere de enkelte ejendommes udledninger af spildevand til vandmiliøet.
Samtidig skal de udarbejde en strategi til opfyldelse af de i
recipientkvalitetsplanen fastsatte målsætninger for disse vandområder, samt
anføre en tidsplan for forbedringernes gennemførelse. Ligeledes skal de
økonomiske aspekter af spildevandshåndteringen fremgå af spildevandsplanen.
7.4.3 Spildevandsplanens samspil med anden planlægning
For at sikre en sammenhængende indsats i miljøbeskyttelsen sker
spildevandsplanlægningen i tæt samspil med flere andre former for planlægning.
Spildevandsplanens rensekrav tager udgangspunkt i målsætningen for
recipienten. For at sikre overensstemmelse mellem kommunens udstedelse af
krav til forbedret rensning og opfyldelse af recipientens målsætning, skal forslag
til en spildevandsplan også fremsendes til amtet for en vurdering af, om de
planlagte tiltag vil være tilstrækkelige. Ligeledes er der krav om, at en
spildevandsplan skal være vedtaget senest halvandet år efter vedtagelsen af en
regionplan eller et regionplanstillæg.
Ved planlægningen af renseforanstaltninger for spredt bebyggelse skal der tages
væsentligt hensyn til drikkevandsforsyningen, og udarbejdelsen af
spildevandsplanen foregår derfor i tæt samarbejde med vandforsyningen. Det
skal bla. sikres, at spildevand ikke udledes i nærheden af indvindingsanlæg til
drikkevand. I regionplanlægningen udpeger amtet områder med drikkevandsin-
teresser. Det skal derfor ved planlægning af nedsivningsanlæg påses, at disse
ikke sker for tæt på grundvandsspejlet, så grundvandsforekomster, der i
fremtiden skal inddrages i drikkevandsforsyningen, ikke forurenes.
34

7.5 Krav om forbedret rensning af spildevand fra spredt
bebyggelse
Når det er konstateret, at udledninger af spildevand er medvirkende til, at et
vandområde ikke lever op til sin målsætning, vil ejendomme, der udleder til
dette område, blive mødt med et krav om forbedret rensning af spildevandet.
7.5.1 Kortlægning af udledninger
Inden kommunen kan pålægge en ejendom at forbedre rensningen af
spildevandet, skal det påvises, at ejendommen udleder til netop det berørte
vandområde. Kommunen har registreret de fleste udledningsforhold i
forbindelse med ansøgninger om udledningstilladelse, og de fleste oplysninger
vil kunne hentes her. Ofte vil et besøg på ejendomme omkring det berørte
vandområde være på sin plads for at sikre, at der rent faktisk udledes til det
pågældende vandområde. Størrelsen af den enkelte ejendoms udledning har
ingen betydning, idet ingen har tilladelse til at forurene, og det er den samlede
udledning af spildevand, der bestemmer, hvor påvirket vandområdet bliver.
7.5.2 Vurdering af rensebehov
Når kortlægningen af spildevandsudledningerne fra den spredte bebyggelse er
gennemført, skal kommunen vurdere hvilke tiltag, der må iværksættes, for at
spildevandet renses tilstrækkeligt til, at recipienten kan leve op til målsætningen.
Dette sker i form af en vurdering af, hvilken renseklasse spildevandet skal
renses til.
7.5.3 Renseklasser
Rensningen af spildevandet inddeles i klasser efter det minimum, som
spildevandet skal renses for, og i hvilken grad, inden udledningen til recipienten.
35

Tabel 4: Krævet stofreduktion for renseklasser der benyttes når kravene til rensning af
spildevand fra spredt bebyggelse defineres (Miljøstyrelsen, 1999a).
Renseklasse Organisk stof Total fosfor Nitrifikation
SOP 95 % 90 % 90 %
SO 95 % 90 %
OP 90 % 90 %
O 90 %
SOP: Skærpet krav til reduktion af organisk stof, nitrifikation samt fosfor
SO: Skærpet krav til reduktion af organisk stof samt nitrifikation
OP: Reduktion af organisk stof og fosfor
O: Reduktion af organisk stof
Grunden til, at man vælger forskellige renseklasser med forskellige krav til
rensegrader, når man har med små udledninger at gøre, skyldes, at udledningen
ofte foregår sammen med drænvand, og at det derfor er umuligt at måle
koncentrationerne fra renseanlægget. Man fastsætter derfor nogle standarder,
som anlæggene skal kunne leve op til, og grupperer disse i renseklasser. Der
opstilles ikke specifikke krav til det udledte, rensede spildevands
koncentrationer af bestemte komponenter, som tilfældet er med større
renseanlæg, idet udledningerne som oftest sker stødvist, og i høj grad påvirkes af
nedbørsmængder, især i de mange tilfælde hvor spildevandet udledes via
markdræn.
7.5.4 Vurdering af anvendelig teknik
Når en påkrævet renseklasse er fastlagt, skal det vurderes, hvilke tekniske
løsninger der er mulige for den enkelte ejendom til at rense spildevandet til den
krævede renseklasse. Man har forventet, at det langt de fleste steder vil være
mest hensigtsmæssigt at etablere et nedsivningsanlæg (se afsnit 9.3.2), idet dette
36

anlæg er både let og billigt at etablere og vedligeholde. Der kan dog forekomme
forhold, hvor etablering af nedsivning ikke er muligt pga. jordbundens
beskaffenhed, grundvandsspejlets højde, eller hvor det ikke er muligt at
overholde afstandskravene til andre nedsivningsanlæg, vandindvindinger,
vandløb, søer eller havet (Miljøstyrelsen, 1999a). Det er naturligvis også en
mulighed at etablere en anden type anlæg, så længe dette lever op til den
påkrævede renseklasse.
7.5.5 Udstedelse af påbud om forbedret spildevandsrensning
Når de nødvendige oplysninger omkring afløbsforhold, rensekrav og anvendelig
teknik er tilvejebragt, vil kommunen udstede et påbud om, at den forbedrede
rensning skal gennemføres. Dette påbud kan ikke påklages til højere myndighed
(Miljøstyrelsen, 1999a), men man har dog altid mulighed for at bringe sagen for
domstolene.
Der er mulighed for, at en borger, der kan blive mødt med et krav om forbedret
spildevandsrensning, kan gøre indsigelse allerede inden påbuddet udstedes.
Første gang er ved den offentlige høring af regionplanen inden denne vedtages i
amtsrådet, anden gang er ved offentliggørelsen af spildevandsplanen, før denne
vedtages i byrådet. Hvis disse indsigelsesmuligheder skal benyttes, kræver det
naturligvis en aktiv deltagelse af borgeren selv.
7.5.6 Tilslutning til kommunal kloakforsyning
Udstedes påbud om bedre rensning er kommunen efter den nye lov (Lov nr. 325
af 14. maj 1997) forpligtet til at tilbyde tilslutning til den kommunale
kloakforsyning. Dette vil som oftest ikke betyde, at ejendommen tilsluttes
kloaknettet, men at kloakforsyningen mod betaling af et tilslutningsbidrag vil
forestå installation og drift af det påkrævede spildevandsanlæg.
37

7.5.7 Vandområdeopland bør behandles som helhed
Miljøstyrelsen anbefaler kommunerne at udstede påbud til et helt vandområdes
opland på samme tid. Naboer taler sammen, og det er vigtigt, at
sagsbehandlingen er konsekvent og standardiseret, således at den enkelte borger
føler sig retfærdigt behandlet. Især i områder, hvor forskellige husstande bliver
påbudt forskellige installationer/rensekrav (se afsnit 11), er det vigtigt at
informere om baggrunden for tiltagene.
7.6 Økonomiske forhold
7.6.1 Berørte ejendomme
Vælger borgeren at tilslutte sig kloakforsyningen, skal der betales
vandafledningsafgift, selvom vandet ikke ledes til et egentligt større renseanlæg.
Det er frit for den enkelte borger at vælge et andet anlæg end det af kommunen
foreslåede, blot det ønskede anlæg lever op til rensekravet, og installationen
forestås af borgeren selv. Hvad der er økonomisk mest fordelagtigt for den
enkelte ejendom, vil afhænge af hvilket anlæg, der som minimum skal etableres.
I tabel 5 angives de typer af renseanlæg, man vurderer, kan anvendes til
forbedret spildevandsrensning ved spredt bebyggelse, samt anslåede priser på de
forskellige anlæg. Tabellen viser de faktiske omkostninger ved etablering af et
renseanlæg. Til denne vurdering er der i tabellen nedenfor foretaget en
beregning af nutidsværdien ved at kapitalisere driftsudgifterne over en 20-årig
periode med en rente på 7%, plus anlægsinvesteringen. Dette giver et udtryk for,
hvor meget der skal investeres ved etableringen for, at anlægget er betalt,
samtidig med, at driftsudgifterne for de næste 20 år også er betalt. Eksempelvis
vil et anlæg, der er billigt at etablere, men dyrt i drift, have en høj nutidsværdi.
38

Tabel 5: Udgifter til spildevandsrensning ved forskellige løsninger (Varde Kommune,
2001).
Anlægstype Nutidsværdi kr.
inkl. moms 2001
39
Anlægsomkostnin
ger kr. inkl. moms
Årlige
driftsudgifter kr.
inkl. moms *)
Nedsivningsanlæg 25.000 20.000 495
Nedsivningsanlæg med
pumpe
31.500 25.000 595
Nedsivningsanlæg i
sandmile
36.500 30.000 595
Biologisk
sandfilteranlæg
48.000 40.000 750
Typegodkendt
minirenseanlæg
130.500 60.000 6.650
Pilerenseanlæg 60.500 50.000 1.000
Rodzoneanlæg 40.500 30.000 1.000
Medlemskab af
Spildevandsforsyningen
45.500 24.150 2.000**
*) Driftsudgifterne er baseret på forventede omkostninger til bl.a. tømning af
hustank, strøm til pumpe og/eller renseproces, service, kemikalier og
spildevandsafgift til staten.
**) Vandafledningsafgiften er baseret på vandafledningsbidraget (12,50 kr. i 2001
inkl. moms og et vandforbrug på 140 m 3 /år).
Tabellen viser, at det normalt er en fordel for ejeren selv at stå for anlæggelse og
driften af et nedsivningsanlæg, hvor dette er muligt, da nutidsværdien herfor er
væsentlig lavere end den offentlige tilslutningsafgift (plus den årlige
vandafledningsafgift). Derimod vil et biologisk minirenseanlæg være væsentligt
dyrere i både etablering og drift. Den høje nutidsværdi peger på, at det med
fordel kan overlades til den kommunale kloakforsyning at forestå etableringen. I
priserne er der ikke indregnet udgifter til mulig omlægning af septiktank og egne
kloakledninger, da ejeren selv skal afholde sådanne udgifter, uanset om
anlægget bliver kommunalt eller privat.

7.6.2 Den kommunale kloakforsyning
Differencen, mellem det beløb borgeren betaler for kloaktilslutningen og den
reelle pris for anlægget, afholdes i første omgang af kommunen. Da den danske
kloakforsyningsvirksomhed bygger på et ”hvile i sig selv”-princip, er det dog i
sidste ende alle brugere, og dermed de fleste borgere i kommunen, der kommer
til at finansiere anlæggene. Såfremt et stort antal ejendomme vælger at benytte
muligheden for tilslutning til kloakforsyningen, kan det betyde væsentlige
investeringer i nye anlæg med øgede driftsomkostninger til tilsyn og
vedligeholdelse af disse anlæg til følge. Disse øgede udgifter skal således
afholdes af brugerne, og vil sandsynligvis medføre prisstigninger i
vandafgifterne. Kommunerne har indberettet forventede prisstigninger på "nogle
få procent", og kun få kommuner vurderer, at skulle hæve
vandafledningsbidraget med op til de tilladte 15% (Bielecki et al., 2001).
Miljøstyrelsen vurderer, at kun få kommuner vil opleve store stigninger. Der
skal dog gøres opmærksom på, at statusrapporten er udarbejdet på grundlag af
data fra år 1999 fra et begrænset antal kommuner, nemlig de der på daværende
tidspunkt havde vedtaget en spildevandsplan. Miljøstyrelsen konkluderer derfor,
at det er for tidligt at vurdere de økonomiske konsekvenser på landsplan som
følge af reglen om kontraktligt medlemskab (Miljøstyrelsen, 2001d).
8 EU’s Vandrammedirektiv
Efter gennemgangen af den hidtidige lovgivning og forvaltning på
spildevandsområdet er det passende at rette blikket mod Europa-Parlementets og
Rådets direktiv (2000/60/EF af 23. oktober 2000) om fastlæggelse af en ramme
for EU’s miljøpolitiske foranstaltninger på vandområdet.
40

8.1 Baggrund
Baggrunden for vedtagelse af Vandrammmedirektivet skal findes i de
ministerseminarer, som blev afholdt i slutningen af 80’erne og starten af
90’erne, hvor ønsket om en fælles vandpolitik blev drøftet. I konklusionerne fra
disse seminarer blev det gjort klart, at det var nødvendigt med nye initiativer, for
på lang sigt at undgå en forringelse af ferskvandskvaliteten og overudnyttelse af
ferskvandsressourcerne (Miljøstyrelsen, 2000b).
Vandrammedirektivet må betegnes som den vigtigste nyhed i europæisk
vandlovgivning. Direktivet vil uden tvivl komme til at spille en vigtig rolle for
fremtidens lovgivning i Danmark, da rammerne for den fremtidige forvaltningen
af vandområdet i Danmark er beskrevet i dette. Danmark er på en del punkter
godt rustet til de krav, der nu stilles fra EU, men der er dog også mange
områder, der skal ændres væsentligt for, at vi kan leve op til
Vandrammedirektivet. Som noget nyt er der i Vandrammedirektivet rettet fokus
mod de biologiske/økologiske forhold, hvilket vil sige, at dets primære formål er
at sikre gode levevilkår for både planter, dyr og mennesker (Andersen et al.,
2001).
Vandrammedirektivet er et minimumsdirektiv, hvilket betyder, at de enkelte EU
lande i national lovgivning kan fastsætte strengere krav til beskyttelse af det
fremtidige vandmiljø, end det kræves i direktivets bestemmelser (Miljøstyrelsen,
2000b).
Inden for miljøområdet har EU-landene etableret et uformelt samarbejde om
implementeringen af Vandrammedirektivet. Det betyder, at landene kan trække
på hinandens erfaringer og faglig viden og derved muligvis løse problemerne på
en bedre og billigere måde (Miljøstyrelsen, 2001c).
41

8.2 Vandrammedirektivet og dansk miljøadministration
Vandrammedirektivet skal være implementeret i den nationale lovgivning senest
3 år efter dets ikrafttrædelse, det vil sige senest den 22/12 2003. Hermed menes,
at de administrative rammer for fremtidens forvaltning af vandområderne skal
være på plads. Der er meget længere frister for gennemførelse af de enkelte
elementer, der skal gøre det muligt at nå frem til direktivets formål om at opnå
god tilstand for både overfladevand og grundvand (Andersen et al., 2001). At
der er tale om lange tidsfrister illustreres af, at opfyldelse af miljømål for
overfladevand og grundvand er sat til at skulle være opnået senest 15 år efter
direktivets ikrafttrædelse, med mulighed for yderligere 12 års forlængelse.
Forlængelsen kan opnås, hvis forbedringerne er af en sådan størrelse, at de
teknisk set ikke kan klares inden for tidsrammen på 15 år (EU, 2000).
Vandrammedirektivet indeholder en beskrivelse af, hvorledes de administrative
enheder skal oprettes. For Danmark vil dette betyde, at der skal oprettes mindst
3 vandområdedistrikter. Her er Jylland/Fyn, Sjælland/Lolland-Falster og
Bornholm foreløbig skitseret som en mulig inddeling (Miljøstyrelsen, 2000c).
Vandområdedistrikterne baseres på de naturlige grænser for vandløbsoplandene
og tager altså ikke hensyn til de nuværende kommune- og amtsgrænser, som
miljøadministrationen i dag er underlagt. Dette giver således en bedre kobling
mellem det enkelte vandområdeopland og dets forvaltning. For hver
vandområdedistrikt udpeges en ansvarlig myndighed, som skal udarbejde en
vandområdeplan, der omfatter hele vandområdedistriktet og som skal stå for
udarbejdelse og drift af et overvågningsprogram. Overvågningsprogrammet ser
ret omfattende ud og der skal uden tvivl bruges betydelige ressourcer. I
Danmark er dette allerede tilfældet i form af amternes tilsyn og det nationale
overvågning program (NOVA 2003), så det forventes ikke, at der bliver tale
42

yderligere udgifter. Det vil sikkert være muligt at tilpasse de nuværende tilsyn,
så de kan leve op til kravene (Andersen et al., 2001).
Fremover skal der laves økonomiske analyser af vandanvendelsen. I direktivet
er kræves det, at alle medlemslande senest i år 2010 har sikret, at
prissætningspolitiken tilskynder brugerne til at anvende vandressourcerne så
effektivt som muligt (EU, 2002). Loven om betalingsregler for
spildevandsanlæg mv. regulerer i dag økonomien i de kommunale
kloakforsyninger og indeholder økonomiske instrumenter, der gerne skulle have
en sådan adfærdsregulerende effekt på tilledningen af spildevand til
renseanlæggene (Miljøstyrelsen, 2001b).
Vandrammedirektivet vil på mange punkter få direkte indflydelse på de
offentlige administrative procedurer. Et stort arbejde med at kortlægge områder,
hvor praksis, og evt. lovgivning, skal ændres, er allerede iværksat. Eksempelvis
skal regionplanlægningens recipientkvalitetsmålsætning redigeres, idet
direktivet arbejder med 5 kvalitetsklasser for overfladevand (høj, god, moderat,
ringe og dårlig) og 2 kvalitetsklasser for grundvand (god og dårlig). De hidtil
anvendte målsætningskriterier (se afsnit 6.3) skal således tilpasses det nye
system (Andersen et al., 2001). For at opnå et moniterbart og gennemskueligt
system, må EU landenes kriterier harmoniseres og standardiseres.
43

9 RENSNING AF SPILDEVAND
9.1 Generelt
Husspildevand i landområder kan udledes urenset, eller det kan undergå en
teknisk rensning til en vis grad af renhed ved anvendelse af en af flere mulige
metoder, eller kombinationer af metoder. Spildevandet kan udledes til vandløb,
sø, kyst eller et vådområde, feks. en eng eller en rismark. Alternativt kan det
benyttes til overrisling eller nedsives.
Der har været tradition for, at husholdninger i spredt bebyggelse har udledt
spildevand gennem et simpelt system, bestående af en septiktank og en
sivebrønd, eller udledning til et markdræn. Mere primitive anlæg, hvor
toiletaffald nedgraves eller spredes som gødning, og hvor husspildevandet blot
ledes bort fra husene via en simpel åben rende og flyder ud på jordoverfladen
tæt ved bebyggelsen, var almindeligt i Danmark for ikke så længe siden, og er
stadig almindelig praksis i mange dele af verden.
Rensning af spildevand har primært til formål at fjerne indholdet af organisk
materiale, kvælstof og fosfor. På hvilken måde og hvor effektivt dette sker
afhænger af hvilken type renseanlæg, der anlægges.
Spildevandets mange forskellige bestanddele kan undergå separation,
nedbrydning og omdannelse i et renseanlægs forskellige sektioner. Det følgende
afsnit vil give en generel introduktion til spildevandsrensningens primære
processer, som groft kan opdeles i tre forskellige generelle processer, mekanisk,
biologisk og kemisk rensning.
44

9.2 Mekanisk rensning
Den mekaniske rensning af spildevand involverer riste og en tank til
bundfældning. Formålet med en bundfældningstank er at fjerne bundfældeligt
materiale (massefylde >1) og flydestoffer (massefylde

omsætningen i disse ”klumper” kan blive meget høj. Den kraftige beluftning i
renseanlæggets aerobe tank bevirker, udover iltningen, at slammet slås i stykker,
hvilket gør at det aktive slam hele tiden er i vækst og dermed omsætter stofferne
i spildevandet. En del af det aktive slam recirkuleres for at opretholde en god
bestand af aktive mikroorganismer (Winther et al., 1998).
Størstedelen af de store danske renseanlæg og de mere avancerede
minirenseanlæg, er baseret på anvendelsen af aktivt slam, og flere af de mindre,
lavteknologiske anlæg, samt nogle minirenseanlæg er baseret på dannelsen af
biofilm.
9.3.1 Fjernelse af organisk materiale
Ved den biologiske rensning fjernes organisk materiale, som består af et utal af
kemiske forbindelser, idet mikroorganismer udnytter det energirige organiske
stof til vækst. Samtidig sker der en frigivelse af vand, kuldioxid, næringsstoffer
mv. til omgivelserne. Den forenklede biokemiske omsætning af organisk stof,
er:
9.3.2 Omdannelse af kvælstof
(CH2O) + O2 → CO2 + H2O + energi
Råt spildevand indeholder store mængder kvælstof, hvor størstedelen findes i
form af organisk bundet kvælstof og ammonium. Idet ammonium er giftigt for
fisk og smådyr i vandmiljøet, er et af kravene til forbedret rensning af
spildevand i det åbne land, at spildevandets indhold af kvælstof omdannes til en
ikke-giftig forbindelse inden udledning. Dette sker ved omdannelsen af
ammonium til nitrat, i en proces der kaldes nitrifikation.
46

Nitrifikation
Denne proces sker i to trin, og involverer to forskellige typer bakterier. Første
trin udføres bla. af bakterien Nitrosomonas, der omdanner ammonium til nitrit
(NO2 - ). Nitrit omdannes videre af Nitrobacter til nitrat (NO3 - ). Begge processer
kræver tilstedeværelse af ilt. Nitrifikationens totale kemiske proces:
NH4 + + O2 → NO3 - + H2O + H + + energi
Omdannes ammonium ikke til nitrat inden udledning, vil denne proces som
tidligere finde sted i det vandområde, der modtager spildevandet. Da processen
forbruger ilt, kan dette medføre iltmangel. Der er altså flere grunde til, at der
stilles krav om omdannelse af kvælstof i rensningen.
Denitrifikation
Denitrifikation er den proces, der skal forløbe, for at nitrat omdannes til frit
kvælstof, N2. N2 afgives til atmosfæren og fjernes på denne måde fra systemet.
Den denitrificerende bakterie er Pseudomonas denitrificans, som under iltfrie
(anoxiske) forhold kan bruge den ilt, som er bundet i nitrat til at omdanne
organisk stof til kuldioxid og vand.
C5H7NO2 + NO3 - → CO2 + N2 + NH3 + OH - + energi
Nitrifikation og denitrifikation er, som al anden biologisk aktivitet,
temperaturafhængig. Jo højere temperatur, jo større omsætning. De
nitrificerende bakteriernes optimale temperaturer ligger på ca. 35 grader. Dette
kan i vinterperioder medføre, at nitrifikationen nedsættes (Andersen et al.,
1993).
47

Kvælstof fjernes i den biologiske renseproces ved at cirkulere vandet mellem en
oxisk og en anoxisk tank med aktivt slam. Det er på denne måde man udnytter
forskellige bakteriers egenskaber, idet én type bakterier under oxiske forhold
kan omdanne kvælstof til forbindelser, der kan udnyttes af andre bakterier under
anoxiske forhold.
9.3.3 Fosforfjernelse
Kun en lille del af spildevandets indhold af fosfor fjernes biologisk ved de
naturlige mikrobielle processer. En effektiv fosforfjernelse i de lavteknologiske
anlæg kan derfor kun opnås, hvor der kan ske en effektiv binding i anlæggets
substrat.
9.4 Kemisk rensning
Med kemisk rensning af husspildevand refereres sædvanligvis til fjernelse af
fosfor ved fældning med kemikalier, idet kun en mindre del af spildevandets
indhold af fosfor kan fjernes ved biologisk rensning. Der kan anvendes
aluminiumsulfat, ferriklorid, ferrosulfat eller kalk. Resultatet af processen er
udfældning af de fosforholdige forbindelser, og disse fjernes ved at føre
spildevandet gennem en mekanisk rensning (Winther et al., 1998).
På nogle mindre anlæg til spredt bebyggelse vil en enhed til fosforfældning blive
installeret som den sidste komponent (Faaborg Værft, 2002).
9.5 Slamhåndtering
Fra de forskellige renseprocesser opstår der restprodukter, hovedsageligt i form
af slam. Det er primært slam fra den mekaniske rensning, og i visse tilfælde
slam fra kemisk fosforfældning. Bundfældningstanken tømmes mindst een gang
48

om året, og slammet køres til rensning i et større renseanlæg, afhængigt af den
enkelte kommunes praksis.
10 Anlæg
Spildevandet skal renses til den renseklasse som angives i kommunens
spildevandsplan. Da der er mange ejendomme i det åbne land, der for fremtiden
vil blive mødt med et påbud om forbedret rensning, er det vigtigt, at der er
anlæg, der kan bruges til spildevandsrensning for spredt bebyggelse. Der er flere
mulige anlægstyper, som forventes anvendt i Danmark.
10.1 Bundfældningstanken
Formålet med bundfældningstanken er, ved en mekanisk rensning, at sikre en
effektiv bundfældning af slam og separation af flydestoffer.
Figur 3: Principskitse af bundfældningstank (Winther et al., 1998)
49

Selve bundfældningstanken kan bestå af mellem 1 og 3 kamre (mindst to kamre
i henhold til danske regler). Tilløb og afløb skal være forsynet med et T-stykke,
som forhindrer tilstopning i disse. Ved at bygge tankene med flere kamre sikres
længst mulig transportvej for spildevandet. Det betyder lavere gennem-
strømningshastigheder i tanken, hvilket forhindrer turbulens i tanken og derved
sikrer en mere effektiv separation af organisk stof. Samtidig skal der være
højdetab mellem kamrene, så vandet passerer den rigtige vej igennem tanken,
idet gravitationen skaber fremdriften. For at tilbageholde flydestofferne i
bundfældningstanken, placeres udløbet dykket under vandoverfladen.
I bundfældningstanken sker der kun en lille, anaerob omsætning. Ved denne
omsætning kan der produceres gasser, som ved for kraftig turbulens i tanken,
kan sive til overfladen og give lugtgener.
Ifølge danske regler skal en bundfældningstank være det første led i enhver form
for spildevandsrensning.
10.2 Nedsivningsanlæg
Formålet med nedsivning er, at vandet renses under dets vej gennem jordlagene,
og at der er ikke sker udledning til vandområder fra anlægget. I jorden sker en
filtrering, ionbytning, adsorption (vedhæftning), udfældning, samt omdannelse
af det organiske og uorganiske stof (Winther et al., 1998). På sandkornene i
jorden findes en naturlig bakterieflora, som omdanner det organiske stof.
Nedsivning lever op til kravene om kvælstof- og fosforfjernelse, dvs.
renseklasserne O, OP, SO og SOP .
50

Figur 4: Principskitse af nedsivningsanlæg (Winther et al., 1998)
Spildevandet bliver ledt fra bundfældningstanken til nedsivningsanlægget, enten
ved gravitation eller ved pumpning. Siveanlægget (Figur 4) består af dræn, som
fordeler spildevandet i hele nedsivningsanlægget, som er lagt ud over et stort
areal. Fordelerrørene lægges på nøddesten, så vandet har nemt ved at sive ned.
Sivedrænene lægges under hensyntagen til terrænforhold og jordbundstype. De
skal ned i frostfri dybde, hvilket vil sige mindst 60 cm. Måske egner jorden sig
slet ikke til nedsivning, da jorden skal være sandholdig. Samtidig er det svært at
kontrollere rensningen af det nedsivende vand. Et nedsivningsanlæg er ikke
anvendeligt hvor grundvandsstanden er høj, da det forringer rensningen og kan
give anledning til forurening af grundvandet. Derfor lægges nedsivningsanlæg
ikke tættere på drikkevandsboringer end 300 m, og tættere på andre
vandindvindingsanlæg end 150 m (Miljøstyrelsen 1999a), og ligeledes kan
afstanden mellem flere nedsivningsanlæg være kritisk.
Nedsivningsanlæg er en relativ god og billig løsning til spildevandsrensning ved
spredt bebyggelse, og som samtidig kræver meget lidt vedligeholdelse. En
højtryksspuling af sivedrænene hvert 5. – 10. år kan evt. være nødvendig.
Et tidligere anvendt nedsivningsanlæg til rensning af spildevand fra spredt
bebyggelse er de såkaldte sivebrønde. I dette anlæg fordeles spildevandet dog
51

over et forholdsvist lille areal, denne form for spildevandsrensning skønnes ikke
længere at være tilstrækkelig, og er ikke længere tilladt efter danske normer
(Winther et al., 1998). Det kan dog være en billig løsning for steder hvor der for
nuværende ingen rensning sker overhovedet, eksempelvis i u-lande.
10.3 Biologiske sandfiltre
Anlægget virker i princippet som et nedsivningsanlæg, men i stedet for at sive
ned gennem jorden til grundvandet, ledes spildevandet gennem et sandfilter og
derefter til et vandområde. Sandfiltret er nedgravet, og beklædt med en
membran af geotekstil, således at anlægget virker som en tank, hvor vandet
ledes ind fra toppen, og det rensede spildevand udledes via et dræn i bunden til
recipienten (Miljøstyrelsen, 1999c).
Figur 5: Principskitse af biologisk sandfilter (Winther et al., 1998)
Sandfiltret fjerner store mængder af organisk stof og suspenderet stof. Samtidig
sker der nitrifikation af spildevandets kvælstof. Sandfiltret lever op til
renseklasserne O og SO, men renser ikke for fosfor.
52

Sandfiltrets filtermateriale består af sand eller grus med en lavtykkelse på
omkring 1 m. Filtrene skal med jævne mellemrum renses for ophobet materiale,
idet gennemstrømning ellers hindres.
10.4 Rodzoneanlæg
Rensning af spildevand i rodzoneanlæg omtales ofte som grøn
spildevandsrensning. Dette blev introduceret i Danmark i begyndelsen af
firserne, idet man ønskede bedre rensning af spildevand, baseret på ikke
energikrævende metoder med et minimum af vedligehold. Betegnelsen ”grøn”
refererer både til de lave ressourcekrav, og til at metoden er baseret på
omsætning af de forskellige stoffer i spildevand, i og omkring grønne planter.
Konceptet er under fortsat udvikling, hvor der bla. eksperimenteres med
forskellige planters egnethed i anlæggene.
Rødderne fra sumpplanter, som regel tagrør, sørger for, at vandet kan flyde frit
gennem en porøs rodzone, og samtidig holder de anlægget frostfrit. Der sker
ligeledes i rodzoneanlægget en fikseringen af metaller mm. i det døde organiske
materiale (Andersen et al., 1993).
Der findes i dag to hovedtyper af rodzoneanlæg, hvor vandet enten bliver ledt
horisontalt eller vertikalt gennem beplantningens rodzone. Kombinationer af
disse bliver også anvendt.
10.4.1 Horisontalt flow
Denne type rodzoneanlæg er beplantede grusfiltre, hvor igennem spildevandet
løber horisontalt (Figur 6). Planternes funktion er at holde jorden porøs og i
nogen grad tilføre ilt gennem de hule rødder til de mikrobielle omsætninger, der
sker i rodzonen (COWIconsult, 1991). Rodzoneanlæg med horisontalt flow
53

fjerner effektivt organisk materiale fra spildevandet, for kvælstof og fosfor er
rensningsgraden til gengæld kun på ca. 30%. Disse anlæg er altså ikke specielt
effektive overfor andet end organisk materiale, og lever kun op til renseklasse O.
Der er desuden ikke megen erfaring med små anlæg op til 5 PE, altså anlæg i
den størrelsesorden der ville være relevant for enkeltliggende ejendomme i det
åbne land, og man må nok forvente, at kun få husstande vil vælge denne løsning
indtil disse anlæg er bedre udviklede (Raahauge et al., 2001).
Et af problemerne med disse anlæg er, at der ved vandret gennemstrømning
risikeres overfladeafstrømning og kanaldannelse, så kontakten med
mikroorganismerne i rodzonen ikke er tilstrækkelig til en tilfredsstillende
rensning (Winther et al., 1998).
Figur 6: Principskitse af rodzoneanlæg med horisontalt flow (Winther et al., 1998)
10.4.2 Vertikalt flow
De nye typer af rodzoneanlæg er beplantede filteranlæg med vertikal
vandstrømning (Figur 7). Anlægget fungerer i princippet som et biologisk
sandfilter. Spildevandet risler ned gennem et ikke-vandmættet substrat, feks.
grus, hvor det bliver bedre iltet, sammenlignet med anlæg med horisontalt flow.
Spildevandet ender derefter i dræn og bliver ført væk. Rodzoneanlæg med
vertikalt flow har en bedre renseeffekt end anlæg med horisontalt flow, hvilket
skyldes, at vandet har større kontakt med mikroorganismerne i rodzonen og ned
54

gennem substratet. Omsætningen af kvælstof er ligeledes bedre i denne type
anlæg, pga. de bedre iltforhold. Ydermere vælges filtergrus med et stort
fosforbindende potentiale, for at sikre en effektiv fjernelse af dette næringsstof,
som oftest ikke fjernes mikrobielt fra spildevandet i tilstrækkelig grad til at
grønne anlæg kan leve op til rensekravene.
Figur 7: Principskitse af rodzoneanlæg med vertikalt flow (Miljøstyrelsen, 2001a).
Undersøgelser har vist, at et anlæg med vertikal gennemstrømning kan leve op
til alle renseklasser, dvs. O, OP, SO og SOP. Der mangler dog praktisk erfaring
med disse anlæg, og det vides endnu ikke, hvilke anlægsstørrelser, der kræves
for at rense spildevandet tilstrækkeligt. Miljøstyrelsen angiver derfor en række
anbefalinger til brug ved etablering af sådanne anlæg (Miljøstyrelsen, 2001a).
10.5 Pileanlæg
En anden type grønt renseanlæg er pileanlæg (Figur 8). Disse adskiller sig fra
rodzoneanlæg primært ved, at der ikke udledes vand til en recipient.
Ved etablering af et pilerensningsanlæg placeres en ikke-permeabel membran,
der har til formål at hindre vand i at sive ned til undergrunden. Dvs. at alt det
vand, der tilledes, skal optages og fordampes af pilen. Anlægget lever derfor op
55

til alle renseklasser. I anlægget udnyttes pilens evne til at optage store mængder
næringsstoffer og tungmetaller under væksten. Anlægget fordamper mest vand i
vækstsæsonen, og det er vigtigt, at anlægget er dimensioneret korrekt.
Spildevandet har en relativ lang opholdstid i forhold til eksempelvis rodzone-
anlæg. Dette betyder, at der fra de naturligt forekommende mikroorganismer kan
udvikles specialiserede mikroorganismer, som er i stand til at nedbryde ellers
svært nedbrydelige stoffer. Med mellemrum høstes pilen for at fjerne biomasse,
således at det sikres at pilen har et højt forbrug af fosfor ved fortsat vækst. Den
høstede biomasse afbrændes, og de bundne tungmetaller tilbageholdes i asken,
som skal deponeres.
Store udledninger af zink, der normalt ikke betragtes som et af de kritiske
tungmetaller, fra husholdningsspildevandet kan være et problem i pile-
anlæggene, da de hindrer pilens vækst (Bukhave, 1998).
Figur 8: Principskitse af pileanlæg (Århus Akademi, 2000).
10.6 Minirenseanlæg
Minirenseanlæg er i princippet små kopier af store kommunale renseanlæg.
Minirenseanlæg er betegnelsen for flere forskellige typer biologiske renseanlæg,
som netop udelukkende er designet til rensning af husspildevand fra
56

enkeltejendomme og mindre bebyggelser i det åbne land, der ikke har
kloakering.
Inden en ny type minirenseanlæg kan godkendes til brug, skal det
præstationsafprøves, for at se om anlægget er funktionsdygtigt under danske
klimatiske forhold og med den forskel der er i kalkindholdet i vandforsyningen.
Kritisk for minirenseanlæg, såvel som store renseanlæg, er belastningsvariation
(døgn-, uge-, og årstidsbelastning), idet mikroorganismerne i biofilm og aktivt
slam kræver konstant tilstedeværelse af organisk materiale for stabil rensning.
Belastningsvariation er stor ved små anlæg, vekslende fra høje belastninger ved
familiefester eller ved udtømning af badekar, eller meget lave ved ferie.
Spildevandet må ikke indeholde miljøfremmede stoffer som tungmetaller,
organiske opløsningsmidler, toksiske stoffer, kraftige rengøringsmidler,
malerrester, fenoler, klor og lign. Overfladevand og drænvand må heller ikke
tilledes minirenseanlægget.
10.6.1 NEW LINE Minirenseanlæg fra Faaborg Værft
Til brug ved spildevandsrensning fra spredt bebyggelse findes der flere
gennemprøvede danske præfabrikerede anlæg, hvoraf et skal nævnes:
De eneste biologiske minirenseanlæg, der for nuværende er typegodkendt i
Danmark, er "New Line" minirenseanlægene fra Faaborg Værft.
Renseanlæggene opfylder kravene i Miljøstyrelsens bekendtgørelse nr. 500 og
kan leve op til rensekravene på 10 mg BI5/l. Anlæggene er godkendt til alle
renseklasser, altså O, OP, SO og SOP.
De fremstilles i tre størrelser til at dække behovet for husspildevandsrensning fra
bebyggelser med kapaciteterne 5, 15 og 30 PE.
57

Anlæggene, uanset størrelse, består af to enheder; foruden selve det biologiske
minirenseanlæg, først af en for-bundfældningstank, som kan være en allerede
eksisterende tank på stedet.
Selve renseanlægget betår af en indløbspumpebrønd, en biologiske del, samt en
efterklaringstank. Der kan desforuden leveres en efterfølgende del til
fosforfjernelse.
Figur 9: Principskitse af minirenseanlæg (Faaborg Værft, 2002)
Den biologiske del arbejder med en fastsiddende biofilm. Fastfilmteknikken
bruges, da den kræver lille vedligeholdelse og eftersyn, idet den er
selvregulerende. Faaborg pointerer, at denne teknik, i modsætning til et aktiv-
slamanlæg, styringsmæssigt er helt ukompliceret. Bakteriekulturen kan arbejde
under meget forskellige belastningsforhold.
I den biologiske zone, hvor bakteriekulturen er sikret en meget stor
arbejdsoverflade, forsynes kulturen med ilt ved gennemluftning, som sikrer den
aerobe nedbrydningsproces, samt hjælper med at fjerne og transportere det
dannede slam. I efterklaringsdelen bundfældes slammet, som derefter pumpes
58

tilbage til bundfældningstanken. Denne skal så tømmes for slam, som regel et
par gange om året (Faaborg Værft, 2002). Ud over den aerobe nedbrydning af
organisk materiale i det beluftede kammer, sker der som en sideeffekt også en
denitrifikation i bundfældningstanken når slammet fra den aerobe tank
recirkuleres til denne. Der kan således forventes en 50-70% fjernelse af total-
kvælstof i et sådant anlæg (Faaborg Værft, pers. komm., 2003).
11 Recipienttyper og krav til forbedret rensning
Efter en gennemgang af procedurerne for udstedelse af påbud og mulige
løsninger på det tekniske område, kan tiltaget for forbedret rensning ved spredt
bebyggelse i praksis, illustreres gennem nogle eksempler.
Figur 10 viser placeringer af ejendomme i det samme vandområdeopland, med
udledning af spildevand til forskellige dele af vandområdet. Hvilket krav til
renseklasse den enkelte ejendom vil blive mødt med, afhænger i høj grad af,
hvor i vandområdet der udledes til, hvor mange der udleder, hvilken målsætning
dette har, hvor robust det er, og ikke mindst om målsætningen er opfyldt.
59

Figur 10: Eksempler på ejendomme der vil blive berørt af forskellige krav til rensning
af spildevand (Vejle Amt, 1998).
Eksempel 1: Udledes spildevandet til en sø, eller et mindre vandløb, der løber til
en sø, kræves forholdsvis omfattende rensning. Her skal både organisk
materiale, ammonium-kvælstof og fosfor fjernes. Ejendomme i oplandet vil
blive mødt med et krav om rensning til renseklasse SOP, hvilket kan opnås med
nedsivningsanlæg, rodzoneanlæg med vertikalt flow, pileanlæg eller et biologisk
minirenseanlæg. Det vil ofte være i denne kategori, at en ejendoms ejer vil
benytte sig af retten til tilslutning til den kommunale kloakforsyning, især hvor
nedsivning ikke er muligt.
Eksempel 2: Hvis spildevandet udledes til et mindre vandløb, er det især
indholdet af organisk materiale og kvælstof i form af ammonium, der er kritisk.
Ejendomme i et sådant opland vil derfor blive mødt med et krav om rensning til
renseklasse SO. Dette kan gøres ved etablering af feks. et biologisk sandfilter.
60

Der kan dog også vælges et anlæg, der lever op til en højere renseklasse, feks.
nedsivning eller minirenseanlæg.
Eksempel 3: Hvor der udledes til et større vandløb, der ikke løber til en sø, er det
organisk materiale og i visse tilfælde ammonium-kvælstof, der skal fjernes fra
spildevandet. Hvor grundigt spildevandet skal renses beror på amtets og
kommunens skøn. Hvor der kun er krav til fjernelse af organisk materiale, skal
der renses til renseklasse O, hvilket kan opnås med rodzoneanlæg med
horisontalt flow. Alle beskrevne anlæg lever dog op til kravet om rensning til
renseklasse O, og hvilket anlæg, der vælges, vil afhænge af pris og personlige
præferencer.
Det fremgår af eksemplerne på figur 10, at der er mulighed for, at to tætliggende
ejendomme kan blive mødt med forskellige krav til rensning, hvis der udledes til
forskellige vandområder, eller blot forskellige dele af samme vandområde. Dette
understreger vigtigheden af udstedelsen af påbud til et helt vandområdeopland
på samme tid, og god oplysning om baggrunden for påbudet.
12 Status for forbedret spildevandsrensning i det åbne
land
I en opgørelse over planlagte installationer indberettet af 38 kommuner med en
godkendt spildevandsplan, fremgår det, at kommunerne planlægger tiltag, der
forventes at medføre tilstrækkelig forbedret rensning til overholdelse af
målsætningen. Figur 11 viser fordelingen af planlagte tiltag på forskellige
renseklasser sammenholdt med kravene i regionplanerne. Det ses, at både
kloakering og den "bedste" renseklasse (SOP) udgør en større andel af
anlæggene end forventet. Nedsivningsanlæg, som ligeledes opfylder kravene til
61

enseklasse SOP, udgør ikke en større andel end forventet, men sammenlagt
udgør disse tre tiltag ifølge spildevandsplanerne 60% mod de ca. 45%, som
kunne forventes ud fra regionplanlægningen (Miljøstyrelsen, 2001d). Dette er
måske et udtryk for, at kommunerne ønsker at sikre sig, at anlæggene også i
fremtiden vil leve op til kravene om spildevandsrensning, således at snarlige nye
indgreb undgås. Da datamængden er ret begrænset (blot 38 kommuner fordelt på
tre amter), skal der tages forbehold for store regionale forskelle, men der ses dog
en tydelig tendens.
Figur 11: Sammenligning af renseklasser i regionplaner for Fyn, Århus og Vejle med
planlagte renseforanstaltninger i vedtagne spildevandsplaner (Miljøstyrelsen, 2001d).
12.1 Effekter i vandmiljøet af forbedret spildevandsrensning i det
åbne land
Som det fremgår af det ovenstående afsnit, er det kun en meget lille del af
kommunerne, der overhovedet har fået vedtaget en spildevandsplan, hvor tiltag
for spildevandsrensning ved spredt bebyggelse er medtaget. Dette betyder, at det
62

er alt for tidligt at regne med, at der allerede nu er sket en forbedring i de danske
vandløb og søer. Udstedelsen af påbud er kun i sin spæde opstart, og der vil gå
lang tid før ejendommene i alle udpegede vandområder, har fået påbud om at
rense spildevandet bedre. Flere kommuner arbejder med lange tidsplaner for,
hvornår de forskellige områder vil få udstedt krav. Det er også værd at huske på,
at der er en vis træghed i de biologiske systemer, så selv ved en betydelig
indsats, er det muligt, at effekten lader vente på sig.
13 Samfundsøkonomiske miljøaspekter
Udover de direkte økonomiske forhold vedrørende finansiering, vedligeholdelse
og drift af et renseanlæg, findes der nogle samfundsøkonomiske perspektiver,
som er væsentlige at medtage i vurderingen af spildevandsrensningen. Det er de
teoretiske modeller, som er relevante i forbindelse med miljøproblematikken
generelt og i vurderingen af spildevandsforholdene, der her vil blive
introduceret.
Når de almindelige markedskræfter virker, dvs. under fuldkommen konkurrence,
bestemmes prisen på et gode eller en vare som en funktion af udbud og
efterspørgsel, idet udgangspunktet for al økonomi er knaphed. Vi taler normalt
om private goder og så er den nytte samfundet opnår, den samme som den nytte
det enkelte individ opnår for godet, dvs. svarende til efterspørgselsprisen. Når
der er tale om fællesgoder, som for eksempel miljøet, hvor der ikke er tale om,
at de frie markedskræfter bestemmer prisen/værdien af godet, siger man, at der
er eksterne virkninger. Sådanne virkninger kan være af både positiv og negativ
karakter (Pindyck et al., 2001)
63

Et gode har en nytteværdi, og man siger, at til en vis mængde af et gode svarer
en vis totalnytte. En forøgelse af godet fra en vis mængde med een enhed af
godet vil forøge nytten med en vis værdi, grænsenytten. På samme måde er der
forbundet visse omkostninger for at opnå et gode, og man taler om
grænseomkostningerne, når mængden af et gode forøges med een enhed.
Grænseomkostningerne, altså prisen i kroner for at fjerne yderligere et kg
miljøskadeligt materiale er højere, jo renere spildevandet skal være. Tilsvarende
er velfærdstabet større ved en yderligere forurening.
En negativ ekstern virkning kan for eksempel være, når en virksomhed udleder
spildevand til en fjord, hvorved mængden af de fisk, fiskerne i fjorden er
afhængig af at kunne fange, formindskes. Her er de samfundsmæssige
grænseomkostninger større end de private, idet der i prisen på virksomhedens
produkter ikke er indregnet fiskernes tab. Derimod er situationen en anden, hvis
virksomheden bliver tvunget til at rense sit spildevand og derfor må indregne
omkostningerne til dette i prisen på produkterne.
En positiv eksternalitet kan for eksempel være, at en husejer vælger at få malet
sit hus og få anlagt en pæn have, hvilket har til følge, at naboernes livskvalitet
stiger, fordi der egentlig er tale om en forbedring af bymiljøet, der gavner de
omkringboende. Her er der tale om, at den private grænsenytte er mindre end
samfundets nytteeffekt.
Det er sådanne eksterne forhold, der er bestemmende for nogle af de værdier
eller med et andet ord, nytter, vi er omgivet af. Goder, hvis pris ikke er bestemt
direkte af udbud og efterspørgsel gør sig gældende i miljøspørgsmål, og dette
skal med i overvejelserne, når feks. tiltag mod forurening skal vurderes.
64

Fællesgoder er de goder, der er frit tilgængelige, uanset om man individuelt
kan/ikke kan fravælge goderne. Det drejer sig om naturen, biodiversitet, ren luft,
rent vand osv. Ved en udnyttelse af naturen, for eksempel ved fiskefangst, vil en
fisker fange fisk, så længe grænseomkostningerne ikke er større end den ekstra
pris, han kan få for at sælge et ekstra kg fisk. Men da en fiskers merfangst
påvirker de andre fiskeres fangstmuligheder, bliver de samfundsmæssige
grænseomkostninger højere end de private. Det samme gælder for anvendelse af
andre naturressourcer, feks. udnyttelse af naturens evne til at rense spildevand.
Andre personers livskvalitet forringes, når vi udleder urenset spildevand.
Før i tiden har man bedømt rensning af spildevand således, at det ikke var
investeringen af samfundets knappe arbejdskraft- og kapitalressourcer værd at
rense spildevandet fra spredt bebyggelse, idet grænseomkostningerne er større
end grænsenytten. Derimod har det været almindeligt i lang tid at rense
byspildevand, idet samfundsnytten er større end omkostningerne. Nu er der
ligeledes fokus på spildevand i det åbne land, fordi gevinsten ved
miljøforbedringen overgår grænseomkostningerne ved den ekstra rensning og
dermed et renere vandmiljø, da man nu i samfundet anser miljøet for at have en
højere værdi. Hvis man betragter forureningen som en produktionsfaktor, uanset
om denne stammer fra en virksomhed eller en husstand, og man beregner
omkostningerne for en forbedret rensning og sammenholder dette med værdien
af en ændring i produktion eller en ændring i livskvalitet, bedre hygiejne mm.,
kan man finde en ligevægt. Ligevægten, den optimale forureningsgrad, er en
funktion af virksomhedens og husstandens grænseomkostninger ved en
merrensning af spildevandet og de samfundsmæssige omkostninger, som en
ekstra forureningsenhed giver. Ved denne beregning vil den optimale
forureningsgrad ikke betyde et fuldstændigt rent miljø, men at man må acceptere
et vist forureningsomfang (Madsen et al., 1988). Hvis den forureningsgrad, som
65

opnås gennem de samfundsøkonomiske mekanismer, er uacceptabel, må der
fastsættes regler, som medfører en bedre spildevandsrensning. Dette sker
gennem lovgivning.
Det kan være samfundsøkonomisk fornuftigt at acceptere et vist
forureningsniveau, idet de samfundsmæssige grænseomkostninger er
bestemmende, og nogen forurening vil være samfundsøkonomisk bedre end
ingen forurening. Den sidste krone anvendt på spildevandsrensning skal netop
give en gevinst på een krone i forbedret miljø. At indsætte eksakte tal i denne
funktion for værdien af et renere miljø er vanskeligt og derfor er det ofte de
lovgivningsmæssige instrumenter, der er bestemmende for den accepterede
forureningsgrad. Såfremt udledningen af spildevand påvirker de biologiske
systemer i en sådan grad, at der er tale om en miljøforringelse, er der tale om en
samfundsøkonomisk omkostning, uanset om størstedelen af de miljøskadelige
stoffer er blevet fjernet fra spildevandet.
I Danmark er en meget stor del af de skadelige stoffer blevet fjernet fra det
spildevand, der udledes, men det kan sagtens vise sig, at den sidst anvendte
krone til rensning af spildevand, er den vigtigste, idet målsætningen for
vandområderne da bedre kan opfyldes. Da der endnu udledes urenset spildevand
til ferskvandsområderne og disse påvirkes i uacceptabel grad, anses rensningen i
Danmark stadig for at være utilstrækkelig. I fremtiden kan det samfundsmæssigt
vise sig, at gevinsten fra de sidste investeringer er endog meget gode. Når
spildevandet fra det åbne land er renset tilfredsstillende, kan det vise sig, at
andre udledninger, som i dag skønnes forholdsmæssigt små, er dem der skal
fokuseres på i fremtiden, da disse, når mere væsentlige udledninger allerede er
renset, så bliver de mest fremtrædende.
66

Betalingsvilligheden er en anden måde at finde et rimeligt omkostningsniveau
på for et renere miljø, hvor det undersøges, hvor meget den enkelte husstand er
villig til at betale for spildevandsrensning. Holdningen til miljøspørgsmål
generelt er bestemmende for fastsættelse af prisen på miljøgevinsten.
Omkostningerne ved forurening, dvs. omkostningerne ved feks. forøget
sygelighed og forringet livskvalitet er bestemmende for folks villighed til at
betale for forureningsbekæmpelse.
Hvis det ikke var et problem at udlede spildevand fra spredt bebyggelse taler
man om et frit gode. Tidligere har man haft den opfattelse, at naturen er i stand
til at omsætte udledningerne, uden at der derved opstår miljøproblemer. Når der
er knaphed på naturens evne til spildevandsomsætning, skabes der
miljøproblemer.
Ved vurderingen af værdien af et tiltag i retning af en forbedret
spildevandsrensning bør man medtage de økonomiske betragtninger ved et
forbedret vandmiljø. Det er vanskeligt at estimere kvantitative værdier for
miljøpåvirkninger fra menneskeskabte aktiviteter, både med hensyn til de
negative og de positive konsekvenser, men det forsøges dog gjort feks. i
forbindelse med beregninger af miljøkonsekvenser af indførelse af alternative
energiformer (Det Økonomiske Råd, 2002), hvor man beregner resultatet af
energipolitiske tiltag, idet man feks. værdisætter ændring af udledning af CO2,
hvilket så sammenholdes med de nødvendige investeringer for en vis
formindskelse af CO2-udledningen. På tilsvarende måde kan man værdisætte en
ændring af udledningen af eksempelvis N og P fra spildevand fra spredt
bebyggelse.
67

Da der eksisterer flere forskellige modeller til vurdering af miljøspørgsmål, både
kvalitative og kvantitative, må der ske et valg, men det kan være vanskeligt. Det
Økonomiske Råds konklusion er, at der ikke kan peges på en enkelt metode til
værdisætning af ikke-markedsbaserede goder, og at der er store
usikkerhedsmarginer ved værdisætning (Det Økonomiske Råd, 2002).
Man betragter miljøet som et fællesgode for befolkningen i samfundet, men
hvad er det værd for miljøet alene, at spildevandet bliver renset, inden det ledes
ud i naturen, eller hvilke omkostninger påfører man miljøet, såfremt man øger
udledningen af urenset spildevand? Et renere vandløbsmiljø betyder større
biodiversitet, og værdien af dette stiger, ikke alene for mennesker i form af et
fællesgode, men også for naturen alene. Værdisætningen set ud fra menneskets
synspunkt kan være anderledes end den værdi et renere miljø har for naturen
selv. Dette er en vanskelig og ligefrem abstrakt problemstilling, men flere
organisationer har nu gennem mange år virket som advokat for naturen i
miljødebatten. Dette spørgsmål er mere i retning af det etiske, end det er et
økonomisk aspekt.
14 Rensning af husspildevand fra spredt bebyggelse i u-
lande
Danske løsninger til rensning fra spredt bebyggelse kan overføres til u-landenes
indsats for miljøforbedringer. Udviklingslandenes kapacitet til rensning af
spildevand er typisk meget dårlig, og i landområder renses spildevand over-
hovedet ikke. Eksempelvis bor ca. 70% af Kinas befolkning i landområder, hvor
en stor del er bosat på ejendomme bestående af et enkelt hus eller små klynger
af huse med mange mennesker. I disse områder vil der formentlig ikke blive
etableret kloakering nogensinde, eller i det mindste ikke i lang tid fremover.
68

Derfor er det vigtigt at finde alternative løsninger til beskyttelse af det lokale
vandmiljø ved indførelse af små renseanlæg. I u-lande kan der være andre
miljøforhold og andre miljøforureningsproblemer end dem, der er væsentlige i
Danmark. Feks. kan problemer med patogener i spildevandet være alvorlige,
derfor kan det være nødvendig at anvende andre metoder til spildevands-
rensning. Prioriteringen af, hvilke metoder, der vælges i et u-land, bør udformes
fra et samfundsøkonomisk synspunkt for det enkelte land.
Økonomisk vækst og øget velstand betyder øget privat vandforbrug, idet folk får
nye sanitære installationer, samt en tradition for bedre hygiejne, hvilket forøger
spildevandsmængden. Udledes spildevandet urenset, betyder det negative
konsekvenser for miljøet.
En betragtningsmodel, som behandler korrelationen mellem miljøbelastning og
øget økonomisk vækst, er ”The Environmental Kuznets Curve”, EKC (Figur
12), (Stern, 1998). Denne funktion postulerer, at øget vækst fra et lavt
økonomisk aktivitetsniveau vil betyde en højere grad af miljøbelastning, idet
miljøet i områder med lav indkomst pr. capita ikke belastes i særlig grad, og at
højere vækst ikke umiddelbart betyder investeringer i forureningsbegrænsende
foranstaltninger. Yderligere vækst vil senere betyde en højere grad af
opmærksomhed omkring miljøproblemer, og der vil så blive anvendt
økonomiske midler til miljøbeskyttende tiltag. Forløbet af udviklingen kan
illustreres ved en omvendt U-kurve, hvor miljøbelastning kan ses som funktion
af bruttonationalindkomst pr. capita.
69

Figur 12: The Environmental Kuznets Curve (Stern, 1998)
På første del af kurven (Figur 12) følges forløbet af øget vækst fra et lavt
indkomstniveau, hvilket betyder en væsentlig øget miljøbelastning. Når et vist
indkomstniveau er opnået begynder kurven at vende, og for en yderligere
forhøjelse af indkomsten vil belastningen af miljøet falde.
Kurven kan tegnes med varierende former for forskellige miljøbelastninger.
Kurven for spildevandsbelastningen kunne have et meget stejlt
begyndelsesforløb og et meget langt langsomt aftagende forløb i slutfasen,
medmindre der sættes speciel fokus på de vandmiljømæssige problemer i u-
landene.
Bæredygtige udviklingsprojekter skal sikre, at miljøet ikke skades som
konsekvens af den øgede udvikling. I forundersøgelsesfasen til
udviklingsprojekter, skal der foretages en interdisciplinær undersøgelse af alle
forhold, som kan få miljømæssige konsekvenser, det være sig både den naturlige
og den kulturmæssige habitat (UNIDO, 1991). For Danidas vedkommende, er
70

det væsentligt, at miljøaspekterne er integrerede i sektorprogrammerne og at
udviklingslandene opbygger kapacitet til at kunne leve op til internationale
standarder og forpligtelser på miljøområdet (Danida, 2000).
De rensesystemer, som anvendes i Danmark og andre lande, hvor man i lang tid
har haft en tradition for at rense spildevandet, kan også anvendes i u-landene,
når man blot er opmærksom på, at der findes nogle problemer dér, som ikke er
problemer her. Uddannelsesniveauet er lavere end her og det skal derfor være en
integreret del af et spildevandsrenseprojekt i et uland, at der ydes undervisning i
bygning af, brug af, samt vedligeholdelse af rensesystemer. Når det drejer sig
om rensning af husspildevand på landet i ulande, er der nogle helt andre forhold,
der gør sig gældende i forhold til det, vi kender fra Danmark. Infrastrukturen er
meget dårlig, og det, at en slamsuger skulle kunne komme frem for periodevis
tømning af en bundfældningstank for slam, er illusorisk. Et nedbrudt renseanlæg
vil ikke kunne repareres med samme hastighed som her i Danmark, og det er
ligeledes ikke altid muligt at finde anvendelige reservedele, som så skal ordres
langvejs fra. Den kulturmæssige dimension spiller ligeledes en væsentlig rolle
når ny teknologi skal introduceres. I Kina er der eksempelvis en tradition for at
indsamle ekskrementer fra mennesker, der sælges som gødning, og som så
spredes blandt grøntsagerne på marken. En sådan tradition er svær at komme
uden om, og det vil tage tid at få ændret folks indstilling til rensning af miljøet i
det hele taget. Da der ofte heller ikke er en stabil energikilde tilstede, skal der
absolut, i mange af u-landenes landdistrikter, satses på de lavteknologiske
anlæg, såsom bassinanlæg og rodzoneanlæg. Simple nedsivningsanlæg, som
septiktank med sivebrønd er i dag ikke acceptabelt at anvende i Danmark, men
som alternativ til ingen spildevandsrensning kan dette være en brugbar løsning i
u-lande. De geologiske forhold i området vil ofte være bestemmende for,
hvilken løsning der skal findes. Hvor infrastrukturen er bedre, og området i det
71

hele er under udvikling, og hvor der kan opbygges et servicenetværk, kan der
indføres de mere avancerede minirenseanlæg. Faaborg Værft har allerede nu
påbegyndt leverancer af minirenseanlæg til Malaysia og Vietnam.
72

15 Konklusion
Forbedret rensning af spildevand fra spredt bebyggelse berører mange
mennesker i Danmark. Det er dog vigtigt at der gøres noget på området idet
vandområderne lider under spildevandsbelastningen. For vandløb medfører det
organiske materiale de mest negative konsekvenser, hvorimod søerne påvirkes
væsentligst af næringssalte.
Nationalt har vandmiljøet især været i fokus siden 1987, men først med
ændringen af Miljøbeskyttelsesloven i 1997 fik kommunerne et redskab til at
påbyde, at ejendomme i det åbne land bedre spildevandsrensninger. Vi har
undersøgt, hvilke regler for udledning af spildevand fra spredt bebyggelse, der
nu er gældende og skal føres ud i livet. Det er først nu, at de specifikke krav til
rensningen af spildevandet er fastlagt og skal implementeres. Der er udformet
lovgivning som giver myndighederne både mål og midler til at iværksætte
foranstaltninger der sikrer forbedringer af vandmiljøet. Der er i reglerne
indbyggede frister for, hvornår bebyggelserne i det åbne land skal have
installeret anlæg til forbedret spildevandsrensning. Det er vores opfattelse, at der
nok er tale om en meget lang frist for disse installationer, men vi indser, at de
praktiske forhold, det vil sige information til brugerne, kortlægning af
eksisterende udledninger og administrationen af hele området mm., gør det
vanskeligt at gennemføre implementeringen hurtigere. Der skal også træffes
politiske beslutninger om de regionplaner, som er det formelle planlægnings- og
beslutningsgrundlag bag tiltagene. Dette vil også tage nogen tid, ligesom
borgernes indsigelsesmulighed kan forsinke processen. Alt i alt er det et
kompliceret system, som skal kunne fungere i sin helhed for at udøve sin
virkning.
73

Der findes forskellige effektive renseanlæg at vælge blandt for at finde en
passende løsning til konkrete spildevandsproblemer. Vi har fundet det
overraskende, at så mange af de metoder, der anvendes i de store kommunale
anlæg, også kan designes til lille skala, idet de biologiske processer i de mere
avancerede renseanlæg er følsomme for uregelmæssigheder. I Danmark er der
dog tale om, at kun nogle få af anlægstyperne vil blive anvendt til
spildevandsbehandling for spredt bebyggelse. Nedsivningsanlæg, som er en
lavteknologisk type, der ikke kræver megen vedligeholdelse og er forholdsvis
billige i anlægsudgift, er sandsynligvis det anlæg borgerne eller kommunerne vil
foretrække at etablere. Geologiske forhold eller præference for det grønne kan
betyde, at man alternativt vælger de grønne anlæg eller et præfabrikeret
minianlæg.
I Danmark har vi, i forhold til mange andre lande, haft en mangeårig tradition
for udvikling af teknologiske løsninger på miljø- og energiområdet. De
erfaringer, der høstes på spildevandsområdet, nu også for små anlægs
vedkommende, burde andre lande også kunne drage nytte af. Danske
vindmøllefabrikanter har fundet store oversøiske markeder, og dette kunne
måske også blive tilfældet for danske virksomheder, som producerer mindre
renseanlæg.
Gruppen hilser ethvert tiltag i retning af et renere vandmiljø velkommen.
74

16 Litteraturliste
Andersen, C. og Christensen, N.N. (1993), Spildevand: Miljølære for
ingeniører, Akademisk Forlag.
Andersen, J., Munk, L.M. og Petersen, S. (2001), Vandrammedirektivet,
indhold og perspektiver. Vand & Jord. 8. årgang, nr. 1.
AUC (2001), Miljøbeskyttelseslovens historie. Forelæsningsnoter Aalborg
Universitetscenter.
http://216.239.51.100/search?q=cache:2TtYCkxJrP4C:www.i4.auc.dk/aunsborg/
PML3/Miljobeskyttelseslov-
Overheads.pdf+spildevandsplan%2Bhistorie&hl=da&ie=UTF-8 (02-01-03)
Basse, E, M. (2001), Miljøretten – Bind III, Affald, jord, råstoffer og
undergrund. Jurist- og Økonomforbundets Forlag.
Bielecki, J. og Plesner, V. (2001), Spildevandsrensning i det åbne land - status.
Miljøstyrelsen. http://www.mst.dk/vand/05030500.htm (27-11-02)
Bjerregaard, P. (1995), Økotoksikologi, GAD, København
Blanchard, O. (2000), Macroeconomics, Prentice Hall, New Jersey.
Boardman, A.E., et al. (2001), Cost-Benefit Analysis: Concepts and Practice,
Prentice Hall, New Jersey.
Bukhave, M. (1998), Husholdningskemikalier og spildevand. Det Økologiske
Råd.
http://www.ecocouncil.dk/download/husholdningskemi_spildevand.rtf (23-12-
02)
Bunce, N. (1994), Environmental Chemistry, Wuerz Publishing, Canada.
COWIconsult (1991), Idekatalog til rensning af spildevand fra
enkeltejendomme. Storstrøms Amt.
Cracknell, B.E. (2000), Evaluating Development Aid: Issues, Problems and
Solutions, Sage Publications, New Delhi.
75

Daly, H.E. (1996), Efter Væksten: Den bæredygtige udviklings økonomi,
Hovedland, Denmark.
Dambrugsudvalget (2002), Rapport. Udvalget vedr. dambrugserhvervets
udviklingsmuligheder. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri.
Danida (1996), Logical Framework Approach: A Flexible Tool for
Participatory Development, Copenhagen.
Danida (2000), Danmarks udviklingspolitik: Analyse, København.
Det Økonomiske Råd (2002), "Vurderinger af 90'ernes miljø- og
energipolitik", Dansk Økonomi, forår 2002, kap. 3.
DMU (1997), Natur og Miljø 1997 – Påvirkninger og tilstand. Faglig rapport fra
DMU nr. 224.
DMU (2001), Natur og Miljø 2001 – Påvirkninger og tilstand. Faglig rapport fra
DMU nr. 385.
EU (2000), Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000-60-EF af 23. oktober
2000 om fastlæggelse af en ramme for Fællesskabets vandpolitiske
foranstaltninger. EF-tidende nr. L327 af 22/12 2000, s. 0001-0073.
http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?smartapi!celexplus!prod!CELEXnumd
oc&numdoc=32000L0060&lg=DA (24-11-02)
EU (2002), Vandrammedirektivet.
http://europa.eu.int/scadplus/leg/da/lvb/l28002b.htm (24-11-02)
Faaborg Værft (2002), brochuremateriale og tekniske data.
Finansministeriet (2001), "Metoder til opgørelse af miljøpolitikkens
økonomiske fordele", Miljøpolitikkens økonomiske fordele og omkostninger,
kap. 8, p. 135-145.
Fenchel, T. (1998), Bacterial Biogeochemistry: The Ecophysiology of Mineral
Cycling, Academic Press, San Diego.
Grøn Information (1997), Det hemmelige vaskemiddel. Grøn rapport om lineær
alkylbenzensulfonat.
76

http://www.greeninfo.dk/artikel.asp?artikelID=3971&kategoriID=95 (23-12-02)
Holstebro Kommune (2000), Spildevandet på landet.
http://www.holstebro.dk/service/Teknisk_Forvaltning/Miljoe/spildevandet_paa_
landet.html (08-11-02)
Holtze, A., Mathiasen, B. og Muttuvelu, V. (1998), Projekt ”Spredt” – en
undersøgelse af spildevandsbelastningen fra den spredte bebyggelse, Storstrøms
Amt.
Jensen, C., B. og Paludan-Müller, P. (1997), Økotoksikologi – pesticider og
østrogenlignende stoffer. Nucleus.
Jeppesen, E. (1998), Lavvandede søers økologi – biologiske samspil i de frie
vandmasser. Faglig rapport fra DMU nr. 248.
Landbrugets Rådgivningscenter, Miljøgruppen (1997), Spildevand fra
landbrugsejendomme.
Madsen, E.S. et al. (1988), Økonomisk Teori: i internationalt perspektiv, Jurist-
og Økonomforbundets Forlag.
Miljøstyrelsen (1983), Vejledning fra Miljøstyrelsen. Vejledning i
recipientkvalitets- planlægning. Del I. Vandløb og søer, Miljøministeriet.
Miljøstyrelsen (1984), NPO-redegørelse. Miljøministeriet.
Miljøstyrelsen (1992), Vejledning fra Miljøstyrelsen. Nr. 12 1992.
Håndhævelse af Miljøbeskyttelsesloven, Miljø- og Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1995), Spildevandsredegørelse 1995, Miljø- og
Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1996), Betænkning om spildevandsafledning i det åbne land
m.v., Miljø- og Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1997), Miljøprojekt nr. 357. Miljøfremmede stoffer i
husholdningsspildevand, Pjece, Spildevandet på landet, Miljø- og
Energiministeriet.
77

Miljøstyrelsen (1999a), Vejledning til bekendtgørelse om spildvandstilladelser
m.v. efter miljøbeskyttelseslovens kap. 3 og 4, Miljø- og Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1999b), Nedsivningsanlæg op til 30 PE, Miljø- og
Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1999c), Biologiske sandfiltre op til 30 PE, Miljø- og
Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (1999d), Typegodkendelsesordning for minirenseanlæg, Miljø-
og Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (2000a), Miljøprojekt nr. 534. Kemikalier i tekstiler. Miljø- og
Energiministeriet.
Miljøstyrelsen (2000b).Vandmiljø 2000. Status og perspektiver for indstasen
for et renere vandmiljø.
http://www.mst.dk/udgiv/Publikationer/2000/87-7944-267-6/html/helepubl.htm
(27-11-02)
Miljøstyrelsen (2001a), Beplantede filteranlæg til rensning af spildevand i det
åbne land. Sammenfatninger og konklusioner.
http://www.mst.dk/default.asp?Sub=http://www.mst.dk/udgiv/publikationer/200
1/87-7944-866-6/html/samfat.htm
Miljøstyrelsen (2001b), Gældende lovgivning og andre retsgrundlag der bliver
berørt af Vandrammedirektivet.
http://www.mst.dk/vand/spildevand/05050207.htm (09-12-02)
Miljøstyrelsen (2001c), Mere om Vandrammedirektivet.
http://www.mst.dk/vand/05050300.htm (24-11-02)
Miljøstyrelsen (2001d), Statusredegørelse for en forbedret spildevandsrensning
i det åbne land.
http://www.mst.dk/vand/05030400.htm (09-12-02)
Miljøstyrelsen (2002), Vandrammedirektivets opgaver sammenholdt med
eksisterende opgaver.
78

http://www.mst.dk/vand/05051500.htm (27-11-02)
Moe, M. (2000), Miljøret – Miljøbeskyttelse. Forlaget Thomson.
Pindyck, R. S. og Rubinfeld, D.L. (2001), Microeconomics, Prentice Hall,
New Jersey.
Pretty, J.N. (1995), Regenerating Agriculture: Politics and Practice for
Sustainebility and Self-Reliance, Earthscan Publications, London.
Raahauge, D., Schrøder-Thomsen, K., Kaas E.K., Jensen, L., Bruus, A.,
Carstens, H. og Lund, K. (2001), Rensning af spildevand i det åbne land –
oversigt over løsningsmuligheder. Dansk afløbs- og spildevandsforening.
http://www.ggk.dk/GGKiB/baser/base4.nsf/255da9cbd681daec41256722005951
3a/281792198f997e5d41256ad7005b96d9/$FILE/_cedo6ir34gph6arg_.pdf (28-
01-03)
Ringkøbing Amt (2001), Regionplan 2001.
http://www.ringamt.dk/Internet/RingAmtP1.nsf/DokumentBilagFilnavn/Region
plan%202001.pdf/$File/Regionplan%202001.pdf (16-12-02)
Sand-Jensen, K. og Lindegaard, C.(1996), Økologi i søer og vandløb. GAD.
Sand-Jensen, K,.(2001), Søer – en beskyttet naturtype. GAD.
Schmidt-Nielsen, K. (1997), Animal Physiology – Adaptation and environment.
Cambridge University Press.
Stern, D.I. (1998), "Progress on the environmental Kuznets curve?",
Environment and Development Economics, 3, 173-196.
UNIDO (1991), Manual for the Preparation of Industrial Feasibility Studies,
Vienna.
Varde Kommune (2001), Spildevandsplan 2001-12 (Forslag) – Generel
beskrivelse.
Vejle Amt (1998), Spildevandet på landet, Grafisk Service, Vejle.
Wetzel, R.G. (2001), Limnology. Lake and River Ecosystems. Academic Press.
79

Winther, L., Henze, M., Linde, J.J. og Jensen, H.T. (1998),
Spildevandsteknik, Polyteknisk Forlag, Lyngby.
Århus Akademi (2000), Opgave online, Eksamenssæt maj 2000, Små opgaver,
Opgave nr. 3 http://www.aarhusakademi.dk (08-01-03)
Århus Amt (2001), Regionplan 2001.
80