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

Filtrasorb® 400, aktiv kul til rensning af MTBE-forurenet grundvand - detailundersøgelse

4 Del II: Kolonneforsøg

Indledende vurdering af aktiv-kul’s egnethed

Første trin i vurderingen af om aktiv-kul er velegnet til at rense en aktuel type forurenet vand er at fremskaffe sorptionsisotermer for det aktuelle forureningsstof for forskellige typer aktiv-kul. Udfra disse fås en indikation af sorptionskapaciteten for kullene ved det givne koncentrationsniveau. Der er dog ofte tale om et mere eller mindre optimalt bud på sorptionskapaciteten, da isotermerne som regel er fremstillet under ideelle forhold i laboratoriet, jf. afsnit 3. Isotermerne kan dog benyttes til en indledende vurdering af økonomien for en given rensningsløsning på det såkaldte "feasibility" niveau (Miljøstyrelsen, 2002); dvs. er det overhovedet realistisk at benytte aktiv-kul til rensning af det forurenede vand?

Indflydelse af dynamiske forhold

Der er dog dynamiske faktorer, som ikke tages i betragtning via isotermen, men som er relevante for design og opskalering til kolonne-niveau; herunder følgende forhold (Miljøstyrelsen, 1998):

1. Adsorptionen i en aktiv-kul kolonne sker langs en adsorptionsfront, hvor forureningskoncentrationen ændrer sig.
2. Kapaciteten for kullene udnyttes sjældent 100% i en kolonne, bl.a. på grund af mindre ideel kontakt mellem væske og kul end i omrystede batch-forsøg.

Formål med kolonneforsøg

På grund af disse faktorer anbefales det generelt at udføre pilot-kolonneforsøg for det eller de, udfra isotermerne, mest lovende aktiv-kul (Miljøstyrelsen, 1998). Pilotforsøgene kan derved danne grundlag for designvalg for et evt. fuldskalafilter. Det primære formål med at udføre kolonneforsøg i dette projekt er at teste Filtrasorb^® 400’s evne til at adsorbere MTBE under dynamiske forhold, der i højere grad simulerer den praktiske anvendelse ved on-site rensning af MTBE-forurenet grundvand, og at foretage en kvantitativ sammenligning med batchresultaterne. Kullenes funktion er undersøgt dels, hvor der udelukkende er MTBE i indløbsvandet og dels, hvor der er både MTBE og benzen i indløbsvandet.

4.1 Teori

4.1.1 Masseoverførselszonen

Under adsorption i en aktiv-kul kolonne med konstante indløbsbetingelser vil kullene, der ligger tættest på indløbet være mættet med MTBE (dvs. at kullene ideelt set har adsorberet en MTBE-mængde svarende til sorptionskapaciteten), mens kullene i udløbsenden af kolonnen stadigvæk ikke har adsorberet MTBE. Mellem de to ekstremer ligger en zone, der kaldes masseoverførselszonen, eller Mass Transfer Zone (MTZ), hvor den aktive adsorptionsproces foregår. Forholdene er illustreret i figur 4.1.

Figur 4.1:
Illustration af forholdene omkring masseoverførselszonen og mætning af en kulkolonne med MTBE.

Efterhånden som kullene mættes med MTBE vil masseoverførselszonen gradvist flytte sig længere og længere væk fra indløbet og den kan betragtes som en bølgefront, der bevæger sig gennem kolonnen. Processen er i figur 4.2 illustreret ved tre "tidsbilleder".

Figur 4.2:
Tre tidsbilleder af masseoverførselszonens placering i en aktiv-kul kolonne.

Som det fremgår af figur 4.2 kan der til de to første tidspunkter endnu ikke observeres MTBE i udløbet fra kolonnen, mens der til det tredje tidspunkt er begyndende gennembrud af MTBE.

Hvis filterløsningen er konstrueret som en enkeltkolonne, vil de aktive kul i kolonnen skulle udskiftes med friske kul på det tidspunkt, hvor koncentrationen i udløbet overskrider kravværdien til rensningen. Afhængig af indløbskoncentrationen, kravværdien og længden af masseoverførselszonen vil en større eller mindre andel af de aktive kul i kolonnen på dette tidspunkt endnu ikke være mættet med MTBE. Dette forhold gør, at længden af masseoverførselszonen relativt til den totale kolonnelængde, bliver en afgørende faktor for hvor god en udnyttelse af den samlede sorptionskapacitet, der opnås for kullene i et enkeltkolonnesystem.

Med mindre man måler MTBE-koncentrationen forskellige steder i kolonnen, og dermed opnår tidsbilleder svarende til figur 4.2, er det ikke muligt at måle længden af masseoverførselszonen direkte. Man kan dog danne sig et indtryk af formen og længden af masseoverførselszonen ved at betragte formen på en graf, hvor udløbskoncentrationen er plottet som funktion af tiden. Hvis der således går forholdsvis lang tid inden der konstateres MTBE i udløbet, og koncentrationen derefter hurtigt stiger til et niveau svarende til indløbskoncentrationen, indikerer det, at længden af masseoverførselszonen er forholdsvis kort. Hvis der derimod hurtigt konstateres MTBE i udløbet, og der går relativt lang tid inden udløbskoncentrationen stiger til indløbsniveauet, så indikerer det en forholdsvis lang masseoverførselszone (Gyselinck, 1995).

Den aktuelle længde af masseoverførselszonen afhænger af en række forhold; herunder aktiv-kul type, filterhastighed, indløbskoncentration, tilstedeværelse af flere forureningskomponenter i indløbsvandet, samt vandtype og vandkvalitet, herunder indhold af organisk kulstof i vandet (NWRI, 2000). I forhold til masseoverførselszonen afhængighed af filterhastigheden oplyser (Zwicky, 2001), at længden typisk forøges med en faktor 1,2 ved en faktor 10 forøgelse af filterhastigheden.

Med henblik på at minimere kulforbruget designes en on-site filterløsning mest hensigtsmæssigt ved at sætte flere filtre i serie. Ved eksempelvis at sætte to filtre i serie er der mulighed for at udskifte kullene i det første filter når kapaciteten i dette er fuldt opbrugt, mens masseoverførselszonen er beliggende i det andet filter. Efter udskiftning af kullene i det første filter, sættes dette efter filter 2, der således bliver det førende filter.

4.1.2 Gennembrudskurven

Udfra kolonneforsøget opnås den såkaldte gennembrudskurve, der viser koncentrationen af forureningskomponenten i udløbet fra kolonnen som funktion af tiden, eller som funktion af den behandlede vandmængde pr. vægtenhed aktiv-kul. Alternativt kan der på y-aksen plottes forholdet mellem den aktuelle koncentration og indløbskoncentrationen (C₀), hvorved der opnås en normalisering, der muliggør direkte sammenligning af gennembrudskurver opnået ved forskellige indløbskoncentrationer.

For et veldesignet kolonnesystem med konstante indløbsbetingelser gennemløber gennembrudskurven et tilnærmelsesvist S-formet forløb fra en koncentration på nul, til en koncentration svarende til indløbskoncentrationen (C₀). Figur 4.3 viser en principskitse af gennembrudsforløbet for et kolonnesystem med to kolonner i serie. Den venstre S-formede kurve viser gennembrudskurven for den første kolonne og den højre kurve viser gennembrudskurven for den anden kolonne. Indløbskoncentration og en arbitrær kravværdi er ligeledes indtegnet.

Figur 4.3:
Principskitse af gennembrudskurven for et kolonnesystem med to aktiv-kul kolonner i serie.

Nogle grundlæggende ting vedr. filterfunktionen kan diskuteres udfra figur 4.3. Hvis der benyttes en filterløsning med kun én kolonne (jf. gennembrudskurven for kolonne 1) vil kullene skulle skiftes på det tidspunkt hvor koncentrationen i udløbet fra kolonnen overskrider kravværdien; kaldet levetiden for filteret. For et enkelt-kolonne filter svarer det principielt til tidsbillede 3 i figur 4.2, hvor den fulde sorptionskapacitet for kolonnen endnu ikke er opbrugt.

Hvis filterløsningen er designet med to kolonner i serie, vil kullene i den første kolonne ikke skulle udskiftes før koncentrationen i udløbet fra den anden kolonne overskrider kravværdien. Hvis det primære designkriterium for filterløsningen er at minimere kulforbruget designes filterløsningen således mest hensigtsmæssigt ved at tilstræbe, at kravværdien i den anden kolonne ikke overskrides før kapaciteten i den første kolonne er opbrugt, svarende til at koncentrationen i udløbet fra kolonne 1 er på niveau med indløbskoncentrationen. Levetiden for den første kolonne i et sådant to-kolonne aktiv-kul filter vil, alt andet lige, være større end levetiden for et enkelt-kolonne filter.

Det bør dog nævnes, at det totale filtervolumen ved to kolonner i serie ofte bliver større end ved benyttelse af et filter med kun en enkelt kolonne (NWRI, 2000). Der er således alt andet lige større anlægsomkostninger forbundet med opstilling af to kolonner end én enkelt kolonne; dels på grund af det samlede større filtervolumen og dels på grund af det større antal filterenheder. Besparelsen på udgifterne til aktiv-kul ved drift af f.eks. to kolonner i serie, skal derfor ses i sammenhæng med den mulige forøgelse i anlægsomkostningerne, og rentabiliteten afhænger derfor bl.a. af den forventede totale driftsperiode for filteret på en given lokalitet.

4.1.3 Design og analyse af aktiv-kul filtre

To af hoveddesignparametrene for et aktiv kulfilter er den hydrauliske opholdstid og den lineære filterhastighed (Chemviron, 1999).

Den hydrauliske opholdstid, eller Empty Bed Contact Time (EBCT), beregnes som forholdet mellem kulfilterets volumen og vandflowet igennem filteret:

 
hvor EBCT er den hydrauliske opholdstid [min], A er filterets tværsnitsareal [m²], H er højden af kullaget i filteret [m] og Q er vandflowet gennem filteret [m³/h].

Aktiv-kul filtre til rensning af grundvand med et givent flow designes typisk så den hydrauliske opholdstid bliver mellem ca. 6 og 30 minutter (Chemviron, 1999). Det aktuelle valg af hydraulisk opholdstid skal tilgodese en vis kontakttid mellem de opløste forureningskomponenter og de aktive kul, og afhænger bl.a. typen af forureningskomponent og aktiv-kul samt krav til rensningsgraden og det absolutte oprensningsniveau. Jo mere vandopløselig forureningskomponenten er og jo skrappere krav, der stilles til rensningsgrad og oprensningsniveau, jo højere bliver den nødvendige hydrauliske opholdstid. Den hydrauliske opholdstid for aktiv-kul filtre til rensning af MTBE ligger typisk omkring 20 minutter.

Filterhastighed benævnes også Darcy-hastigheden, og beregnes af ligning 4.2:

hvor v er den lineære filterhastighed [m/h].

Filterhastigheden har betydning for tryktabet over aktiv-kul filteret, og typisk anføres en maksimal filterhastighed på 25 m/h; ofte ligger den mellem ca. 5 og 15 m/h (Miljøstyrelsen, 1998). Jo større filterhastighed og jo større højde af kullaget, jo større tryktab vil der alt andet lige være over filteret. Et stort tryktab over filteret kan muligvis medføre behov for yderligere pumpekapacitet og det er i den forbindelse vigtigt at bemærke, at "det naturlige" trykfald over et aktiv-kul filter typisk vil øges med tiden idet der kan ske en afsætning af partikler og organisk stof eller ske udfældning af jern- og manganoxider eller kalk i kullets porestruktur. En forøgelse af tryktabet kan ligeledes skyldes vækst af mikroorganismer i filteret; især ved oppumpning af grundvand indeholdende BTEX’er eller andre letomsættelige organiske forbindelser.

Den teoretiske levetid for et aktiv-kul filter kan ved fuld udnyttelse af de aktive kuls kapacitet estimeres udfra kendskab til sorptionsisotermen, indløbskoncentration og -flow, filtervolumen og kullenes pakningsgrad via ligning 4.3, der udtrykker forholdet mellem den totale sorptionskapacitet for de aktive kul og massebelastningen pr. tid.

hvor T_l er kulfilterets teoretiske levetid [d], KAP_tot er filterets totale kapacitet [g MTBE], Mass load er massebelastningen pr. tid [g MTBE/d], S er sorptionskapaciteten bestemt udfra sorptionsisotermen [mg MTBE/g kul]=[g/kg kul] ], A er filterets tværsnitsareal [m²], H er højden af kullaget i filteret [m], r _b er kolonnens pakningsgrad [kg kul/m³], C₀ er indløbskoncentrationen [mg MTBE/L] og M er den totale vægt af kullene i kolonnen [kg kul].

Pakningsgraden, r _b, for granuleret Filtrasorb^® 400 ligger typisk omkring 430 kg/m³, men kan variere i intervallet 420 – 460 kg/m³ (Crittenden et al., 1987; Hand et al., 1989; Calgon, 1998; Chemviron, 1999).

Det teoretiske kulforbrug for et aktiv-kul filter, som er designet med en optimal udnyttelse af kullenes sorptionskapacitet kan beregnes udfra kendskab til sorptionskapaciteten og indløbskoncentration via ligning 4.4:

hvor Teoretisk forbrug er det teoretiske kulforbrug [g kul/L renset vand]=[kg kul/m³].

Benyttelse af ligning 4.3 og 4.4 forudsætter, at der i praksis opnås en sorptionskapacitet svarende til den, der kan bestemmes udfra sorptionsisotermen ved den givne indløbskoncentration, hvilket igen forudsætter, at der er forholdsvis god overensstemmelse mellem de faktiske forhold vedr. vandtype, temperatur m.v. og de forhold, hvorunder isotermen er bestemt, jf. afsnit 3.3. Desuden forudsætter en optimal udnyttelse af kullenes sorptionskapacitet, at filteret er konstrueret flowmæssigt hensigtsmæssigt, således at der ikke opstår foretrukne strømningsveje inde i kulmatricen eller langs filterets indervægge. I praksis betyder det, at kulpakningen skal være forholdsvis homogen og, at filteret ikke konstrueres som meget langt og tyndt eller meget kort og bredt, angivet ved filterets højde-diameter forhold (H/D).

Der findes ikke mange tilgængelige oplysninger om vejledende højde-diameter forhold, men som tommelfingerregel kan benyttes forhold i størrelsen ca. 1 – 3 for fuldskalaanlæg. For de gennemførte kolonneforsøg er der opstillet mere detaljerede kriterier, der gennemgås i afsnit 4.2.

Den faktiske sorptionskapacitet (S_målt) for et aktiv-kul filter kan findes udfra den faktiske levetid af kolonnen (T_l,målt), dvs. det tidsrum der går før udløbskoncentrationen når en specificeret kravværdi, via ligning 4.5:

Hvis den faktiske sorptionskapacitet ønskes sammenlignet med den teoretiske kapacitet bestemt udfra isotermforsøget skal T_l,målt svare til det tidsrum, der går før udløbskoncentrationen når samme niveau som indløbskoncentrationen (100% gennembrud).

Det faktiske kulforbrug kan nu bestemmes ved at indsætte ligning 4.5 i ligning 4.4:

Hvor Faktisk forbrug er det faktiske kulforbrug [g kul/L]=[kg kul/m³] svarende til den bestemte faktiske kolonnelevetid (der afhænger af bl.a. kravværdien). Hvis det faktiske kulforbrug ønskes sammenlignet med det teoretiske kulforbrug, bestemt via ligning 4.4, skal T_l,målt svare til det tidsrum, der går før udløbskoncentrationen når samme niveau som indløbskoncentrationen (100% gennembrud).

Hvis det forudsættes, at kullene er pakket homogent og at de ikke ændrer porestruktur og sorptionsegenskaber med tiden, kan man benytte følgende én-dimensionale transport-dispersionsligning til beskrivelse af transporten af opløste forureningskomponenter igennem en aktiv-kul kolonne:

hvor S er den adsorberede koncentration af MTBE [mg/g kul]=[g/kg kul], C er væskekoncentrationen af MTBE [mg/L]=[g/m³], q _b er den del af kulmatricens porehulrum der bidrager til vandtransporten [m³/m³], t er tiden [h], D er dispersionskoefficienten [m²/h], u er den gennemsnitlige porevandshastighed i filteret (= v/q _b) [m/h] og z er den aktuelle afstand fra indløbet til filteret [m].

Ligning 4.7 kan omskrives til ligning 4.8:

Retardationsfaktor

hvor R er retardationsfaktoren [-], der udtrykker forholdet mellem hastigheden på et gennemsnitligt forureningsmolekyle og et gennemsnitligt vandmolekyle, eller med andre ord, hvor mange gange langsommere et gennemsnitligt forureningsmolekyle bevæger sig igennem kolonnen end et gennemsnitligt vandmolekyle.

Det totale porehulrum (q _tot) for et aktiv-kul filter, udgøres dels af de porehulrum, der opstår mellem de enkelte aktiv-kul korn ved naturlig pakning af kullene (interpartikulært/bulk porehulrum, q _b) og dels af de interne porehulrum i de enkelte aktiv-kul korn (intrapartikulært porehulrum, q _i). Størstedelen af vandtransporten igennem et aktiv-kul filter foregår typisk igennem bulk porehulrummet (q _b) og i det følgende antages det, at vandtransporten igennem filteret udelukkende finder sted i disse porer.

De to typer porehulrum fremgår skematisk af figur 4.4.

Figur 4.4:
Principskitse over opdelingen af totalt porehulrum på bulk porehulrum (q _b) og intrapartikulært porehulrum (q _i).

Det totale porehulrum for kulmatricen (q _tot) ligger, afhængigt af kultype og pakningsgrad, typisk i intervallet 0,7 – 0,8 m³/m³, svarende til, at mellem 70 og 80% af det totale kulfyldte filtervolumen er inter- og intrapartikulær luft. Bulk porehulrummet ligger typisk i intervallet 0,36 – 0,54 m³/m³ (van Vliet og Weber, 1981; Crittenden et al., 1987).

Fordelingen på de forskellige typer porehulrum for Filtrasorb^® 400 afhænger af pakningsgraden (r _b), og fremgår af tabel 4.1. Fordelingen er beregnet på baggrund af en partikeldensitet på 2,1 g/cm³ (van Vliet og Weber, 1981) og et specifikt intrapartikulært porehulrum på 0,61 cm³/g kul (Parker, 1995).

Tabel 4.1:
Fordeling af porehulrum for Filtrasorb^® 400 ved forskellige pakningsgrader.

Ved benyttelse af ligning 4.8 forudsættes det, at der er momentan ligevægt mellem den opløste fase og den adsorberede fase, hvilket i praksis betyder, at den tid det tager for forureningsmolekylerne at bevæge sig igennem det intrapartikulære porehulrum til de enkelte adsorptionssites bør være negligibel i forhold til den hydrauliske opholdstid, der er i filteret. Desuden forudsættes det, at sorptionen foregår fuldt reversibelt, hvis der eksempelvis opstår situationer med faldende indløbskoncentrationer.

Under forudsætning af at indløbsbetingelserne, dvs. flow og koncentration er (nogenlunde) konstante i tid, kan gennembrudskurven for en aktiv-kul kolonne beskrives ved hjælp af ligning 4.9, der er en analytisk løsning til ligning 4.8 (van Genuchten og Alves, 1982). Ligning 4.9 giver således koncentrationen i udløbet fra kolonnen som funktion af tiden.

hvor erfc er den komplementære fejlfunktion, der kan evalueres eksempelvis som anført i (van Genuchten, 1985; Loll og Møldrup, 2000).

Af de parametre, der indgår i ligning 4.9 kendes indløbskoncentrationen (C₀) og højden af kullaget (H). Den gennemsnitlige porevandshastighed (u) kan beregnes udfra kendskab til indløbsflowet (Q), filterets tværsnitsareal (A) og bulk porehulrummet (q _b) og er = Q/(A·q _b).

En forudsætning for at benytte ligning 4.9 er, at R er konstant, hvilket er tilfældet når C er konstant (hvis der er tale om en Freundlich-isoterm). Dette medfører, at man mht. bestemmelsen af R i princippet må antage, at forureningsfronten bevæger sig gennem aktiv-kul kolonnen som en skarp front; dvs. at længden af massetransportzonen er negligibel (stempelflow) og, at kullene opstrøms fronten er mættede med MTBE, mens kullene nedstrøms fronten endnu ikke er blevet udsat for MTBE.

Ved at ændre på R og D kan ligning 4.9 nu benyttes til at opnå bedst mulig overensstemmelse mellem det målte og det beregnede gennembrudsforløb. Denne tilpasning er foretaget ved hjælp af mindste kvadraters metode og problemløsningsmodulet i Excel. Størrelsen af retardationsfaktoren (R) afgør, under de givne flowbetingelser, hvor lang tid der går før den beregnede gennembrudskurve når et niveau på 0,5·C₀ (50% gennembrud) og størrelsen af dispersionskoefficienten (D) afgør hvor bred S-formen på kurven er. Sammenhængen mellem forløbet af gennembrudskurven og størrelsen af R og D er illustreret i figur 4.5.

Figur 4.5:
Principskitse over sammenhængen mellem gennembrudskurvens form og størrelsen af R og D.

Dispersionskoefficienten (D) er stærkt afhængig af porevandshastigheden (u) og kan betragtes som en funktion af denne. Udfra den fittede D-værdi kan man således bestemme den såkaldte dispersivitet, der er forholdet mellem D (m²/h) og u (m/h), jf. ligning 4.10. Værdien af dispersiviteten udtrykker noget om strømningsmediets korn-/porestørrelsesfordeling og homogenitet.

hvor a er dispersiviteten [cm]. Små værdier af a er karakteristiske for homogene og grovkornede strømningsmedier, mens store værdier er karakteristiske for finkornede og heterogene strømningsmedier. Biggar og Nielsen (1976) har i et større studie af strømningsforholdene på en 150 ha stor mark observeret a -værdier i størrelsesordenen ca. 0,5 og 100 cm. Der kan for strømning igennem en aktiv-kul kolonne forventes værdier i den lave ende af dette interval.

4.1.4 Konkurrerende sorption med BTX’er

Sparsomme oplysninger om konkurrerende sorption

Der foreligger i litteraturen kun meget sparsomme informationer vedrørende dynamisk adsorption under forhold med samtidig tilstedeværelse af BTX’er og MTBE. Der er således kun fundet en enkelt reference, hvor der er foretaget en sammenligning af gennembrudskurver for aktiv-kul kolonner belastet med MTBE alene og med MTBE+BTX (NWRI, 2001). Der er derfor endnu ikke er udviklet nogle generelt anvendelige metoder til kvantitativ forudsigelse af kolonnefunktionen ved samtidig tilstedeværelse af MTBE og BTX’er. Den følgende gennemgang af "teorien" for konkurrerende sorption med BTX’er bygger således på de undersøgelser, der er gengivet i den nævnte reference.

To kolonnestudier med konkurrerende sorption

NWRI (2001) refererer to separate studier med forskellige konfigurationer mht. aktiv-kul, grundvandstype (herunder indhold af totalt organisk kulstof, TOC), MTBE- og BTX-koncentrationer samt hydraulisk opholdstid. Forsøgskonfigurationer og -resultater er kort skitseret i det følgende.

Tabel 4.2:
Forsøgskonfigurationer for kolonneforsøg med afprøvning af aktiv-kul filtrering af MTBE- og BTX-forurenet vand (efter NWRI, 2001).

Stor forskel i forsøg; samme konklusioner

Som det fremgår af tabel 4.2 er der forholdsvis stor forskel på de to forsøgskonfigurationer med hensyn til de indgående forsøgsparametre, og det er således ikke umiddelbart muligt, at foretage en detaljeret evaluering af samtidig tilstedeværelse af BTX’er i forhold til de enkelte forsøgsvariable. På trods af dette giver forsøgene dog anledning til forbavsende ens konklusioner vedrørende kulforbruget og forløbet af gennembrudskurven med og uden tilstedeværelse af BTX’er:

1. Kulforbruget (målt ved 50% gennembrud) stiger i begge forsøg med ca. 40-45% ved tilstedeværelse af BTX’er.
2. Kulforbruget (målt ved 100% gennembrud) stiger i begge forsøg med ca. 30% ved tilstedeværelse af BTX’er.
3. MTBE-koncentrationen i udløbet fra begge filtre stiger i forsøgene med MTBE alene til et niveau svarende til indløbskoncentrationen, mens den i forsøgene med MTBE+BTX stiger til mellem 1,2 og 1,4 gange indløbsniveauet, for derefter langsomt at falde til indløbsniveauet.

De principielle konklusioner er skitseret i figur 4.6.

Figur 4.6:
Principskitse over betydningen af konkurrerende sorption med BTX’er på gennembrudsforløbet for MTBE.

Større ud- end indløbskoncentrationer

Den tredje konklusion vedrørende udløbskoncentrationens tendens til (for det svagest adsorberende stof) at stige til over indløbsniveauet efter 100% gennembrud er i overensstemmelse med den konklusion (Thacker et al., 1983) drager på baggrund af et modelleringsstudie af trichlormethan-gennembrud ved pludselig belastning med brom-dichlormethan. Stigningen sker ved, at det stærkere adsorberende stof fortrænger et allerede adsorberet svagere adsorberende stof, på et tidspunkt, hvor kapaciteten i kolonnen næsten er opbrugt; dvs. at restkapaciteten i kolonnen ikke er tilstrækkelig til at opfange de frigivne forureningsmængder.

Desorption ved lavere indløbskoncentrationer

Det er i øvrigt samme gennembrudsforløb, der kan observeres hvis indløbskoncentrationen falder på et tidspunkt, hvor der ikke er tilstrækkelig restkapacitet i kolonnen til at opfange de desorberede forureningsmængder (Thacker et el., 1983).

Kapacitetsreduktion: Kolonne vs. batch

I forhold til de observerede reduktioner på ca. 30% ved 100% gennembrud, bør det bemærkes, at dette umiddelbart stemmer godt overens med den reduktion som (Davis og Powers, 2000) observerede i batchforsøg ved konkurrerende sorption med m-xylen (ca. 35% ved 1 mg MTBE/L), jf. afsnit 3.2.8.

Ikke nødvendigvis stor samlet effekt af konkurrence

NWRI (2000) anfører, at reduktionen i sorptionskapaciteten for MTBE under dynamiske forhold i kolonneforsøg, ved samtidig tilstedeværelse af andre forureningskomponenter i indløbsvandet, ikke nødvendigvis behøver at være væsentlig forskellig fra den opnåede kapacitet for MTBE alene. Dette skyldes, at massetransportzonen for de stærkest adsorberende stoffer (eksempelvis BTX) vil ligge i et område tæt på indløbet, mens massetransportzonen for MTBE vil strække sig over et langt større område. Der vil således kun være tale om en reduktion af MTBE-kapaciteten i den del af kolonnen, hvor BTX-adsorptionen har fundet sted. Den samlede reduktion i sorptionskapaciteten for MTBE vil således afhænge af en lang række forskellige faktorer, herunder koncentrationsniveauet for BTX og MTBE og det relative forhold imellem komponenterne, samt af de faktorer, der har betydning for længden af massetransportzonen. Dette er illustreret i figur 4.7.

Figur 4.7:
Principskitse over den relative længde af massetransportzonen for BTX og MTBE. Reduktionen i MTBE-kapacitet finder udelukkende sted, hvor BTX findes adsorberet.

4.2 Kolonneopstilling

I det følgende gennemgås dels en række krav til konstruktionen af forsøgs-kolonneopstillingen og dels konfigurationen for den aktuelt benyttede kolonneopstilling.

4.2.1 Krav til kolonneopstilling

Indløbskoncentrationerne for kolonneforsøget er valgt, så de ligger i et område, der vurderes at være realistisk i forhold til forekommende grundvandskoncentrationer under danske forhold, men samtidig under hensyntagen til forsøgslængden. Forsøgene er derfor designet med en indløbskoncentration af MTBE på ca. 10 mg/L.

Kolonneforsøgene er udført med den samme vandtype, som er benyttet til batchforsøgene, for at muliggøre en sammenligning af sorptionskapaciteter opnået i batch og under dynamiske forhold i kolonneforsøgene.

Creek og Davidson (2001) anbefaler, at der på grund af MTBE’s forholdsvis lave adsorption til aktiv kul, og dermed forholdsvis lange massetransportzone, benyttes to eller flere kolonner i serie ved rensning af MTBE-forurenet vand. Der er derfor som udgangspunkt udført forsøg med to kolonner i serie.

Gyselinck (1995) anfører, at laboratorieskala kolonner kan nedskaleres til en minimal diameter på 50 mm. Ved mindre diametre er der risiko for betydelige randeffekter med strømning langs indersiden af kolonnevæggen. I (Crittenden et al. 1991) anføres det endvidere, at der som minimum skal benyttes en kolonnediameter, der er 50 gange større end partikelstørrelsen. Chemviron (1999) anfører, at partikeldiameteren for granuleret Filtrasorb^® 400 er mellem 0,425 og 1,7 mm, hvilket medfører, at kolonnediameteren skal være større end ca. 20 – 85 mm. Forsøgene er udført i kolonner, med en diameter på 73,6 mm.

Zwicky (2001) oplyser, at højden af kullaget (bed depth) bør være mindst 50 cm, for at fange hele massetransportzonen. Det blev besluttet at udføre forsøgene således, at forholdet mellem kolonnehøjde og kolonnediameter (H/D-forholdet) var mindst 1-3. Kolonnehøjden er valgt til mellem ca. 55 og 60 cm, svarende til at H/D-forholdet er ca. 7-8.

Der bør maksimalt anvendes en filterhastighed på 25 m/h, svarende til de i praksis maksimalt forekommende filterhastigheder, jf. afsnit 4.1.3. Forsøgene er udført, så filterhastigheden er ca. 1,2 m/h.

Det anføres i (Gyselinck, 1995), at for laboratorie- eller pilotkolonner bør kontakttiden være større end eller lig med kontakttiden i det on-site anlæg, der simuleres. Det blev derfor valgt, at udføre forsøgene med en hydraulisk opholdstid på ca. 30 minutter pr. kolonne i serie.

4.2.2 Benyttet kolonneopstilling

Der er udført to parallelle kolonneforsøg, og der er for hvert af de parallelle forsøg foretaget en dobbeltbestemmelse. Der er udført forsøg med følgende forureningstyper i indløbet til kolonnerne:

1. Kun MTBE.
2. MTBE og benzen.

Benzen som konkurrerende forureningskomponent

Benzen er valgt som konkurrerende BTX-komponent, da denne efter de indledende isotermanalyser (før de statistiske analyser) udviste den største (positive) effekt på MTBE-sorptionskapaciteten, jf. afsnit 3.2.8. Effekten var på niveau med den samlede effekt af tilsætning af både benzen, toluen og m-xylen.

Design-specifikationer for kolonneopstillingen

Under hensyntagen til kravene til kolonneopstillingen, jf. afsnit 4.2.1, er kolonneforsøgene opstillet udfra design-specifikationerne gengivet i tabel 4.3. De aktuelle specifikationer for hver kolonne afhænger af den faktiske kolonnepakning og de faktiske driftsforhold for pumper m.v., og er gengivet i bilag E.1.

Tabel 4.3:
Kolonneopstillingernes design-specifikationer.

Kolonneforsøget udelukkende med MTBE i indløbsvandet er opstillet med to kolonner i serie (Kolonne 1 og 2), mens forsøget med MTBE og benzen er opstillet som enkelt-kolonner (Kolonne 3 og 4). Forsøgene er udført med opadrettet flow for at mindske effekten af eventuelle luftbobler. Forsøgsopstillingen er skitseret i figur 4.8 og gennemgås i det følgende.

Se her!

Figur 4.8:
Skematisk fremstilling af den benyttede forsøgsopstilling. Prøveudtagningspunkter er benævnt (Inlet), (A) og (B).
  

Kulvådtning og kolonnepakning

De aktive kul til hver kolonne er afvejet, dækket med vand og stillet til vådtning i separate beholdere i 48 timer, svarende til den anbefalede forvådtningsperiode (Gyselinck, 1995). Vådtningen er foretaget for at afgasse kullene og sikre, at der ikke er fanget luft i de interne porer i kullene. De vådtede kul er efterfølgende tilført hver kolonne og det er sikret, at der hele tiden er et frit vandspejl over kullene i kolonnen. Alle slanger er fyldt med vand inden samling af systemet, for at sikre, at der ikke presses luftlommer igennem kolonnerne under opstarten af forsøget.

Reservoirer og pumper

Forsøgsopstillingen er designet med tre reservoirer; ét reservoir med rent hanevand, ét gastæt reservoir med en koncentreret MTBE-forurening og ét gastæt reservoir med en koncentreret MTBE+benzen-forurening. Konstruktionen med et reservoir til det rene hanevand er anvendt for, at det benyttede vand har samme temperatur som rum og kolonner, hvilket forhindrer en eventuel afgasning fra vandfasen ved opvarmning af vandet i pumper, slanger og kolonner (Gyselinck, 1995). Hanevandet fødes til kolonnerne via 4 stk. Iwaki EH/R-B20 stempelpumper, der har indbygget automatisk aftapning af falsk luft. Forureningsopløsningerne fødes til kolonnerne via 4 stk. Alitea U-1 peristaltiske præcisionspumper.

Opblanding af rent vand og koncentreret forurening

Efter sammenblanding af rent vand og koncentreret forureningsopløsning gennemløber vandet en 7 meter lang oprullet slangestrækning (coils) for at sikre fuldstændig opblanding af de to vandvoluminer til det ønskede niveau for indløbskoncentrationen.

Flow og koncentrationsniveau

Det aktuelle flow fra hver kolonne er dagligt målt i afløbet fra hver kolonne og om nødvendigt justeret til et konstant niveau for at sikre en konstant massetilførsel af MTBE igennem hele forsøgeperioden. For hver kolonne er der én til to gange dagligt foretaget måling af MTBE-koncentrationen i hvert prøveudtagningspunkt; hhv. i indløbet (Inlet), imellem kolonnerne (A) og efter den anden kolonne (B). For kolonne 3 og 4 er der endvidere udtaget prøver til måling af benzen-koncentrationen i (Inlet) og (A). Forsøgsbetingelserne mht. indløbsflow og – koncentrationer er så vidt muligt opretholdt konstante igennem forsøgsperioden. Der er udtaget prøver til både intern og ekstern analyse for MTBE.

Det bemærkes, at den ønskede benzen-koncentration på 10 mg/L ikke blev opnået i praksis. Grundet en betydelig biomassevækst i de oprullede slangestrækninger er middelkoncentrationen af benzen i indløbet blevet målt til ca. 3,75 mg/L for Kolonne 3 og 3,80 mg/L for Kolonne 4. Der er efter endt forsøgsrække ligeledes konstateret biologisk vækst i indløbsenden af aktiv-kul kolonnerne. I alt er Kolonne 3 og 4 belastet med ca. 3 gange så meget MTBE som benzen, hvilket umiddelbart vurderes at ligge i den høje (men realistiske) ende af praktisk forekommende forhold.

Der er ikke konstateret benzen over detektionsgrænsen i udløbet (A) fra kolonne 3 og 4.

Temperatur

Temperaturen i indløbsvandet er målt til mellem ca. 15 og 18°C.

4.3 Resultater

4.3.1 Målte gennembrudskurver

Målte gennembrudskurver for både interne og eksterne MTBE-målinger for kolonneforsøgene fremgår af figur 4.9 , hvor middel indløbskoncentrationen ligeledes er gengivet. De tidslige forløb for flow og MTBE-koncentration i kolonneindløbene fremgår af hhv. bilag E.2 og E.3.

Figur 4.9:
Målte gennembrudsforløb plottet som udløbskoncentration som funktion af tid efter forsøgets igangsættelse.
  

Overensstemmelse mellem interne og eksterne målinger

Som det fremgår af figur 4.9 er der konstateret god overensstemmelse mellem de interne og eksterne MTBE-målinger. Dette tages som udtryk for en tilfredsstillende kvalitetskontrol af både de interne og eksterne målingers absolutte niveau. De efterfølgende kvantitative betragtninger foretages alle på baggrund af resultaterne fra de interne målinger, hvor datagrundlaget er størst.

Kolonne 2: Afbrud i MTBE-tilførsel

Der er observeret en afbrydelse i det S-formede gennembrudsforløb for Kolonne 2 efter ca. 14 dage, hvilket skyldes en afbrydelse i tilførslen af MTBE til Kolonne 2, hvor en slangekobling var blevet utæt og fødepumpen trak falsk luft ind.

Reproducérbarhed af kolonneforsøgene

Det er værd at bemærke, at reproducérbarheden for de to parallelle sæt kolonneforsøg, på trods af forskelle i kolonnepakning og indløbsbetingelser (flow og koncentration), umiddelbart forekommer god. For at bekræfte reproducérbarheden af forsøgene, er gennembrudskurverne for Kolonne 1 og 2 samt Kolonne 3 og 4 vist i samme plot, figur 4.10, hvor akserne er normeret mht. den behandlede vandmængde (x-koordinat) og relativ koncentration (y-koordinat).

Figur 4.10:
Gennembrudsforløb for replikatforsøg plottet i diagrammer med normerede akser.
  

God reproducérbarhed

Som det fremgår af figur 4.10 er der opnået en meget god overensstemmelse mellem de udførte replikatforsøg, og det er værd at bemærke, at afbrydningen i MTBE-tilførslen til Kolonne 2 tilsyneladende ikke har haft betydning for gennembrudsforløbet for kolonne 2b, i forhold til det forventede, at dømme udfra forløbet for Kolonne 1b.

B-kolonner: Udløbskoncentration > indløbskoncentration

Det bemærkes, at udløbskoncentrationen for Kolonne 1b og 2b når et niveau, der er højere end gennemsnitsindløbskoncentrationen for disse kolonner. I den forbindelse er det væsentligt at bemærke, at indløbsvandet til b-kolonnerne er udløbsvandet fra a-kolonnerne.

Kolonne 1b

For Kolonne 1b skyldes det høje niveau for udløbskoncentrationen en faldende koncentration i udløbet fra Kolonne 1a, jf. figur 4.10, dvs. i indløbet til kolonne 1b. Ved faldende indløbskoncentration b-kolonnen sker der en desorption internt i Kolonne 1b, jf. afsnit 3.2.6. Da der ikke er restkapacitet i kolonnen til at optage den mængde MTBE der frigives ved desorptionen stiger udløbskoncentrationen fra Kolonne 1b til det observerede niveau.

Kolonne 2b

For Kolonne 2b skyldes det høje udløbsniveau (i forhold til middel indløbsniveauet; C/C₀ = 1) en stigning i udløbskoncentrationen fra Kolonne 2a. Igen huskes det, at udløbet fra a-kolonnen svarer til indløbet på b-kolonnen. Det ses således, at udløbskoncentrationen for Kolonne 2b stort set er på niveau med indløbskoncentrationen til kolonnen. Der er således tale om et "almindeligt" gennembrudsforløb, hvor indløbskoncentrationen er steget stødt igennem oprensningsforløbet. Det kan endvidere bemærkes, at stigningen i udløbskoncentrationen fra Kolonne 2a skyldes et fald i indløbskoncentrationen til denne kolonne (jf. figur E.2 i bilag E.3), der medfører en desorption fra denne kolonne.

EBCT = 27-28 min medfører optimal udnyttelse af kapacitet

Som det fremgår af gennembrudskurverne for Kolonne 1 og 2 konstateres der ikke MTBE i udløbet fra b-kolonnerne før udløbskoncentrationen fra a-kolonnerne har nået indløbsniveauet; for Kolonne 1 end dog forholdsvist længe efter. Det vil med andre ord sige, at kapaciteten for kullene i a-kolonnen under de givne dynamiske forhold er udnyttet maksimalt inden en arbitrært lav kravværdi til den samlede afløbskvalitet efter b-kolonnen overskrides. Dette tyder på, at den aktuelle hydrauliske opholdstid (EBCT) på ca. 27-28 minutter pr. kolonne, jf. tabel E.1 i bilag E.1, samt det valgte højde/diameter-forhold på ca. 7,5 – 8 er valgt hensigtsmæssigt i forhold til den aktuelle længde af massetransportzonen. På den anden side betyder det også, at det samlede anlæg, teoretisk set, er overdimensioneret i forhold til den aktuelle rensningsopgave, og at anlægsomkostningerne dermed er højere end strengt nødvendigt. Den teoretisk optimale anlægskonfiguration mht. anlæggets størrelse ville være opnået, hvor udløbskoncentrationen fra b-kolonnen endnu ikke overskrider kravværdien (men er forholdsvist tæt på) samtidig med, at kapaciteten i a-kolonnen er opbrugt.

EBCT = 10-20 min er formentlig nok ved konstante indløbsbetingelser

I (NWRI, 2001) anføres det, at der typisk kan benyttes en EBCT på 10 – 20 minutter ved rensning af MTBE-forurenet vand. Der er observeret en tendens til, at lavere indløbskoncentrationer og højere baggrundsniveau af organisk stof i indløbsvandet alt andet lige kræver en større EBCT. Disse konklusioner er baseret på enkelt-kolonne opstillinger med konstante indløbsbetingelser.

Hvis der for et øjeblik ses bort fra det teoretisk optimale, må det på baggrund af resultaterne fra Kolonne 2 konkluderes, at der med den givne anlægskonfiguration har været "plads" til den aktuelle afvigelse i indløbskoncentrationen fra det ideelle, konstante niveau til stadigvæk at overholde en given arbitrær lav kravværdi i udløbet fra b-kolonnen. Det vurderes således umiddelbart, at være hensigtsmæssigt at designe et givent on-site anlæg med en større hydraulisk opholdstid end det strengt påkrævede minimum, baseret på teoretiske overvejelser. Der vil i givet fald være taget nogen højde for eventuelle fluktuationer i indløbsbetingelserne i forhold til en optimal udnyttelse af kullenes kapacitet.

Større kapacitet ved MTBE+benzen i indløbsvandet

En af de mest markante konklusioner på kolonneforsøget er dog, at gennembrudskurverne for Kolonne 3 og 4 er beliggende betydeligt senere end for Kolonne 1a og 2a. Med andre ord bekræfter resultaterne fra kolonneforsøget de resultater, der blev opnået i batchforsøgene, dvs. at MTBE-kapaciteten for Filtrasorb^® 400 stiger ved samtidig tilstedeværelse af benzen, jf. afsnit 3.2.8. Til forskel fra batchforsøgene er kolonneforsøgene dog dokumenteret med parallelle målinger ved benyttelse af to forskellige målemetoder, samt ved dobbeltforsøg, der alle giver samme resultat: Der er god reproducérbarhed i forsøgene og der er, under de givne betingelser, en signifikant højere MTBE-kapacitet for Filtrasorb^® 400 ved tilstedeværelse af benzen i indløbsvandet til aktiv-kul filteret.

Mulige forklaringer

Da der ikke er rapporteret om tilsvarende resultater i aktiv-kul litteraturen er det svært at anføre nogle endegyldige grunde til den observerede positive effekt af benzens tilstedeværelse på MTBE-kapaciteten. Der vurderes dog umiddelbart at kunne være tale om to mulige forklaringer:

1. Tilstedeværelsen af benzen i et relativt højt MTBE/benzen-forhold muliggør adgang for MTBE-molekylerne til nogle sorptionssites, som er utilgængelige når benzen ikke er tilstede. Det er i den forbindelse værd at bemærke, at benzen har adgang til ca. 10 gange så mange sorptionssites som MTBE, udtrykt ved sorptionskapaciteten.
2. Der sker sorption af MTBE til den biomasse, der er observeret i kolonnerne med benzen i indløbsvandet. Der er efter kolonneforsøgets udførelse observeret biomasse i Kolonne 3 og 4, men ikke i Kolonne 1 og 2.

I forhold til den første mulige forklaring kan det bemærkes, at forholdet mellem benzen og MTBE i det nærværende forsøg var ca. 1:3, mens forholdet i tilsvarende forsøg fra litteraturen, hvor den omvendte effekt blev observeret, var mellem 1:1 og 15:1, jf. afsnit 4.1.4. I batchforsøgene blev der endvidere observeret en negativ effekt af benzen på MTBE-kapaciteten ved benzen/MTBE-forhold på mindre end ca. 1:1,8, jf. afsnit 3.2.8. Det er uvist om benzen/MTBE-forholdet er den afgørende faktor, eller om det absolutte koncentrationsniveau, der er højere i de aktuelle forsøg end i forsøgene afrapporteret i litteraturen. Endvidere er det muligt, at den benyttede vandtype eller andet i forbindelse med gennemførelsen af de konkrete forsøg har indflydelse på det observerede fænomen.

I forhold til den anden forklaring skal det bemærkes, at den ikke umiddelbart kan benyttes i forhold til batchresultaterne, hvor der ikke observeret visuel biomassevækst i serumflaskerne. Dette kan skyldes, at batchforsøgene er udført over en meget mindre tidshorisont end kolonneforsøget (1 vs. 30 dage), hvilket alt andet lige giver mindre biomassevækst i forsøgsperioden.

Kolonne 3 og 4: Ikke observeret konkurrerende desorption

Der ses ingen tendens til, at der opnås større udløbs- end indløbskoncentrationer i Kolonne 3 og 4, som følge af konkurrerende sorption med benzen, hvilket formentligt skyldes den forholdsvist lave benzenmængde, relativt til MTBE-mængden (ca. en faktor 3 mindre), og den forholdsvist høje benzen-kapacitet i forhold til MTBE-kapacitet (ca. en faktor 10 højere). Situationen er illustreret i figur 4.7.

Nøgletal for målte gennembrudsforløb

Diverse nøgletal vedr. de målte gennembrudsforløb baseret på interne målinger fremgår af tabel 4.4. Af tabellen fremgår:

	Middelindløbskoncentration for MTBE
	Teoretisk kolonne-levetid (Tl) estimeret via ligning 4.3
	Faktisk levetid (Tl,målt), svarende til det tidspunkt, hvor den målte koncentration i udløbet er lig indløbskoncentrationen (C0)
	Samlet massebelastning af kolonnerne frem til det målte 100% gennembrud
	MTBE-kapacitet (S) bestemt udfra sorptionsisotermen
	"målt" MTBE-kapacitet (Smålt), bestemt udfra den faktiske levetid via ligning 4.3
	Teoretisk og faktisk kulforbrug bestemt vha. ligning 4.4.

Tabel 4.4:
Nøgletal vedr. de målte gennembrudsforløb.

* = inklusiv desorptionshændelse (kunstigt høje værdier for faktisk levetid og kapacitet).
^# = svarer til det faktiske kulforbrug ved benyttelse af én aktiv-kul kolonne til 100% gennembrud.
  

Levetider

Som det fremgår af tabel 4.4 er de faktiske kolonnelevetider for Kolonne 1 og 2 lavere end estimeret ud fra enkeltkomponentisotermen, mens den faktiske levetid for Kolonne 3 og 4, belastet med både MTBE og benzen, er højere end levetiden estimeret ud fra enkeltkomponentisotermen. Det er værd at bemærke, at den forlængede levetid for Kolonne 3 og 4 ikke skyldes, at kolonnerne er blevet belastet med en mindre MTBE-mængde end Kolonne 1a og 2a - det forholder sig snarere omvendt.

For Kolonne 1 og 2 er sorptionskapaciteten ca. 15 – 20% lavere under dynamiske forhold end i batchforsøgene. Det betyder omvendt, at det specifikke kulforbrug [kg kul/m³ vand] under dynamiske forhold er ca. 20% højere end estimeret ud fra isotermen.

For Kolonne 3 og 4 er sorptionskapaciteten ca. 55 – 70% højere under dynamiske forhold i kolonnerne end estimeret udfra enkeltkomponent MTBE-sorptionsisotermen. Det betyder, at det specifikke kulforbrug [kg kul/m³ vand] under dynamiske forhold er ca. 35 – 40% lavere end estimeret ud fra enkeltkomponent MTBE-isotermen.

Kapacitet 2,1-2,4 gange højere ved benzen

Sammenlignes den faktiske kapacitet fra Kolonne 3 og 4 med den faktiske kapacitet fra Kolonne 1a kan det beregnes, at den faktiske kapacitet, under de aktuelle betingelser, er mellem ca. 2,1 og 2,4 gange højere ved tilstedeværelse af benzen end når der udelukkende er MTBE i indløbsvandet. Tilsvarende kan det beregnes, at kulforbruget er ca. 45% mindre.

4.3.2 Modelberegninger

Figur 4.11 viser resultaterne af modelberegningerne plottet sammen med de målte gennembrudsforløb. Det bør bemærkes, at modellen (dvs. ligning 4.9) kun er gældende under forudsætning af konstante indløbsbetingelser, hvorfor den ikke kan beskrive koncentrationsforløb, der skyldes desorptionshændelser, som medfører større udløbskoncentrationer end den specificerede middel-indløbskoncentration. For de kolonner, hvor denne forudsætning ikke er gældende (1b, 2a og 2b) er parameterfitningen foretaget i det tidsinterval, hvor forudsætningen om konstante indløbsbetingelser er opfyldt.

Figur 4.11:
Målte og fittede gennembrudsforløb plottet på normerede akser.

Som det fremgår af figur 4.11 er der opnået relativt god overensstemmelse mellem de beregnede og de målte gennembrudsforløb.

Nøgletal for modelberegninger

Nøgletal vedr. de fittede gennembrudsforløb fremgår af tabel 4.5, der indeholder informationer vedr. fittede værdier for retardationsfaktor (R) og dispersionskoefficient (D), samt beregnede dispersiviteter (a ) (ligning 4.10). Parameterfitningen for Kolonne 1b, 2a og 2b er kun foretaget i det tidsrum, hvor modelforudsætningerne er opfyldt.

Kulforbrug ved udløbskrav på 5 µg/L

Tabel 4.5 indeholder endvidere beregnet sorptionskapacitet og kulforbrug under forudsætning af, at kravet til udløbskvaliteten fra kolonnerne svarer til Miljøstyrelsens drikkevandskvalitetskriterie på 5 µg/L. Da denne værdi ligger under analysemetodens detektionsgrænse på ca. 0,2 – 0,3 mg/L, benyttes modelberegningerne til at estimere det tidspunkt, hvor udløbskoncentrationen overskrider kravværdien (T_l,målt) og sorptionskapaciteten (S_målt) og kulforbruget beregnes af hhv. ligning 4.5 og 4.6. Kulforbruget afhænger selvfølgelig i nogen grad af indløbskoncentrationen (og dermed den påkrævede rensningsgrad ved en fastsat kravværdi), hvorfor gennemsnitsindløbskoncentrationen ligeledes er angivet i tabellen. Det beregnede kulforbrug svarer for alle kolonner til en opnået rensningsgrad på >99,9%.

Tabel 4.5:
Nøgletal vedr. de fittede gennembrudsforløb.

* = fittet i den del af gennembrudsforløbet, hvor modelforudsætningerne er opfyldt.
# = svarer til det faktiske kulforbrug ved benyttelse af én aktiv-kul kolonne til 100% gennembrud.
  

Retardationsfaktor

Af tabel 4.5 fremgår det af de fittede værdier af retardationsfaktoren, at hastigheden af et gennemsnitligt MTBE-molekyle, grundet adsorptionen til de aktive kul, er mellem ca. 1.200 og 2.600 gange lavere end hastigheden af et gennemsnitligt vandmolekyle. Det bemærkes endvidere, at forsinkelsen af MTBE-molekylerne gennemsnitligt er dobbelt så stor for kolonnerne med MTBE+benzen-forurenet indløbsvand (Kolonne 3 og 4), som for kolonnerne med MTBE-forurenet indløbsvand (Kolonne 1a og 2a).

Dispersivitet

Som forventet er de beregnede dispersiviteter alle forholdsvist lave, svarende til, at den aktive kul matrice er homogen og leder vandet godt. Denne konklusion understøttes af mættede hydrauliske ledningsevner for aktiv-kul kolonner, bestemt af (Christensen et al., 2001), der, ved en pakningsgrad (r _b) på 460 kg/m³, fandt ledningsevner på 270-340 m/d, hvilket svarer til den hydrauliske ledningsevne for grus (Miljøstyrelsen, 1996).

Kapacitet ved udløbskrav på 5 m g/L

Den faktiske kapacitet for enkeltkolonnerne belastet udelukkende med MTBE ligger på ca. 6,0 [mg MTBE/g]. Hvis denne værdi sammenholdes med den værdi på 17,5, der beregnedes for Kolonne 1a, ved fuld udnyttelse af kapaciteten under dynamiske forhold, jf. tabel 4.4, ses det, at den effektive sorptionskapacitet, ved brug af én kolonne og med et rensningskrav på 5 m g/L er ca. 3 gange lavere end ved fuld udnyttelse af kapaciteten, svarende til at køre med to kolonner i serie. Tilsvarende er den effektive kapacitet mellem 2 og 2,3 gange lavere for kolonnerne belastet med både MTBE og benzen i indløbet.

Kulforbrug ved udløbskrav på 5 m g/L

Som det fremgår af tabel 4.5, ligger det beregnede kulforbrug for Kolonne 1a og 2a (enkeltkolonner belastet udelukkende med MTBE), på mellem 1,5 og 1,7 kg/m³, mens forbruget ved benyttelse af to kolonner i serie falder til det faktiske forbrug ved 100% udnyttelse af de aktive kul. Der er for de udførte forsøg altså ca. en faktor 3 – 3,3 i forskel på det faktiske kulforbrug, afhængigt af om der benyttes én eller to kolonner i serie ved et udløbskrav på 5 µg/L. For Kolonne 3 og 4 ses kulforbruget, ved sammenligning med resultaterne i tabel 4.4, at være ca. 2 – 2,3 gange så højt som ved en fuld udnyttelse af de aktive kuls faktiske kapacitet.

4.4 Sammenfatning

Undersøgelse af kul under dynamiske forhold

Der er udført kolonneforsøg for at vurdere Filtrasorb^® 400’s evne til at adsorbere MTBE under dynamiske forhold, der i højere grad simulerer den praktiske anvendelse ved on-site rensning af MTBE-forurenet grundvand end batchforsøg. Kullenes funktion er undersøgt, dels ved rensning af MTBE-forurenet vand og dels under konkurrerende sorption, og der er foretaget en kvantitativ sammenligning med batchresultaterne under tilsvarende betingelser.

To kolonneopstillinger med dobbeltbestemmelse

Der er således udført to parallelle kolonneforsøg, ét hvor kolonnerne er belastet med MTBE i indløbsvandet og ét, hvor kolonnerne er belastet med MTBE og benzen i indløbsvandet. Der er udført to replikater af hvert forsøg. Kolonneforsøget med MTBE i indløbsvandet er udført med to kolonner i serie, mens forsøget med MTBE+benzen i indløbsvandet er udført som enkelt-kolonne filter.

Forsøgsdesign

Hver kolonne er udført med et volumen på ca. 2,5 L, et højde/diameter-forhold på ca. 7,5 – 8 og er belastet med et flow på ca. 5 L/h, svarende til en hydraulisk opholdstid på ca. 30 minutter. Der er tilstræbt en indløbskoncentration af MTBE på ca. 10 mg/L og der er foretaget både interne og eksterne analyser af MTBE-koncentrationen i ind- og udløb fra hver kolonne som funktion af tiden.

God overensstemmelse mellem interne og eksterne målinger

Der er konstateret god overensstemmelse mellem de interne og eksterne MTBE-målinger, hvilket vurderes at være et udtryk for en tilfredsstillende kvalitetskontrol af både de interne og eksterne målingers absolutte niveau. De kvantitative analyser af kolonnerne er efterfølgende foretaget på baggrund af resultaterne fra de interne målinger, hvor datagrundlaget er størst.

God reproducérbarhed

Der er observeret god overensstemmelse mellem resultaterne for de udførte replikatforsøg, hvorfor de efterfølgende konklusioner umiddelbart er entydige.

30 min EBCT er på den sikre side

Under de givne betingelser mht. kolonnekonstruktion og indløbsbetingelser er en hydraulisk opholdstid (EBCT) på 30 minutter konstateret på den sikre side i forhold til fuld udnyttelse af sorptionskapaciteten i en filteropbygning med to kolonner i serie. I litteraturen anføres det, på baggrund af enkelt-kolonne opstillinger, at der typisk kan benyttes en EBCT på 10 – 20 minutter; der er tendens til at lavere indløbskoncentrationer og højere baggrundsniveau af organisk stof i indløbsvandet kræver en større EBCT. I det udførte forsøg er det observeret, at valg af en EBCT på den sikre side kan medføre en optimal udnyttelse af de aktive kul, selvom der er betydelige variationer i indløbsbetingelserne.

Højere kapacitet ved benzen i indløbsvandet

Resultaterne fra kolonneforsøgene bekræfter de resultater, der blev opnået i batchforsøgene, dvs. at MTBE-kapaciteten for Filtrasorb^® 400 er større ved samtidig tilstedeværelse af benzen i indløbsvandet (ca. 3,8 mg/L). Tendensen er dokumenteret i begge replikatforsøg samt ved benyttelse af to forskellige analysemetoder (interne og eksterne analyser). Den observerede tendens er i modstrid med det, der kunne forventes udfra den internationale litteratur på området, hvor der er afrapporteret to uafhængige kolonneforsøg, hvor tilstedeværelsen af BTX har nedsat MTBE-kapaciteten for aktiv-kul. Umiddelbart vurderes der at kunne være tale om to mulige forklaringer:

1. Tilstedeværelsen af benzen muliggør en adgang for MTBE-molekylerne til nogle sorptionssites, som er utilgængelige når benzen ikke er tilstede. Fænomenet er muligvis afhængig af forholdet mellem benzen og MTBE (der i det aktuelle forsøg var lavere end i de sammenlignelige studier), det absolutte koncentrationsniveau (der i det aktuelle forsøg var højere), den benyttede vandtype, eller en kombination af disse forhold.
2. Der er observeret biovækst i kolonnerne belastet med benzen og der sker muligvis en sorption af MTBE til denne biomasse.

Kapacitet ca. 15-20% lavere end estimeret fra batchforsøg

Resultaterne for kolonnerne med MTBE i indløbsvandet indikerer, at den faktiske sorptionskapacitet, under de aktuelle betingelser, er ca. 15 – 20% lavere end estimeret udfra sorptionsisotermen. Det betyder, at det specifikke kulforbrug [kg kul/m³ vand] under dynamiske forhold er ca. 20% højere end estimeret ud fra isotermen. Det bør bemærkes, at vandets baggrundsindhold af organisk stof formentlig vil have større indflydelse ved lavere indløbskoncentrationer end de 10 mg MTBE/L der er benyttet i de aktuelle kolonneforsøg og, at der derfor ved lavere indløbskoncentrationer, alt andet lige, kan forventes en større reduktion i den faktiske sorptionskapacitet i forhold til kapaciteten bestemt ud fra isotermforsøg.

Faktisk kapacitet ca. 2,1-2,4 gange højere ved benzen i indløbet

Resultaterne for kolonnerne med MTBE og benzen i indløbsvandet indikerer, at den faktiske kapacitet, under de aktuelle betingelser, er mellem ca. 2,1 og 2,4 gange højere ved tilstedeværelse af benzen end når der udelukkende er MTBE i indløbsvandet. Det betyder, at kulforbruget reduceres med ca. 45%.

MTBE-hastighed: ca. 1.200-2.600 gange langsommere end vand

På baggrund af modelberegninger kan det konkluderes, at hastigheden af et gennemsnitligt MTBE-molekyle gennem kolonnen, er mellem ca. 1.200 og 1.300 gange lavere end hastigheden af et gennemsnitligt vandmolekyle, når der kun er MTBE tilstede i indløbsvandet, mens den er ca. 2.600 gange langsommere, når der er benzen tilstede i indløbsvandet. Forsinkelsen af transporten af MTBE-molekylerne skyldes adsorptionen til de aktive kul.

Kapacitet og kulforbrug ved udløbskrav på 5 m g/L

Hvis det antages, at der er fastsat en kravværdi til udløbskvaliteten på 5 m g/L, svarende til Miljøstyrelsens drikkevandskvalitetskriterium kan kapaciteten og kulforbruget for et enkelt-kolonne filter, under de givne betingelser, estimeres udfra de målte gennembrudskurver. Den effektive sorptionskapacitet bliver da ca. 3 gange lavere end hvis der benyttes to kolonner i serie og der kun er MTBE i indløbsvandet. Kulforbruget bliver tilsvarende ca. 3 - 3,3 gange større. Hvis der ligeledes er benzen i indløbsvandet bliver den effektive kapaciteten ca. 2 - 2,3 gange mindre, mens kulforbruget bliver ca. 2 – 2,3 gange så højt som hvis der benyttes to kolonner i serie og filteret er designet med henblik på en fuld udnyttelse af de aktive kuls faktiske kapacitet.

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