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

Behandling af reduceret vand på mindre vandværker

6 Rensning for naturligt organisk stof

• 6.1 Baggrund
• 6.2 Gennemgang af rensningsmetoder
  • 6.2.1 Koagulering og filtrering
  • 6.2.2 Membranfiltrering
  • 6.2.3 Ionbytning
  • 6.2.4 Ozon og aktiv kul
• 6.3 Økonomi

6.1 Baggrund

I reduceret vand kan forekomme problemer med overholdelse af drikkevandskravet til naturligt organisk stof (NOM) målt ved NVOC eller farve. Bogø, Gunderød og Slimminge Vandværker overholder alle drikkevandskravet for NVOC og farve, men andre vandværker, der deltog i den første gruppe af mulige deltagere i projektet, havde problemer med forhøjet indhold af NOM.

Danske vandværker renser typisk vandet ved en simpel luftning efterfulgt af enkelt eller dobbelt filtrering i sandfiltre. Denne renseproces fjerner ikke betydende mængder organisk stof, hvorfor en særlig behandling kan blive nødvendig, hvis råvandskilden skal bevares.

For de mange små værker i Danmark kan det være problematisk at gennemføre en videregående rensning, både hvad angår økonomi, indpasning i den eksisterende vandbehandling og ekspertise i driften.

I afsnit 6.2 gennemgås de kendte teknologier til reduktion af indholdet af NOM i drikkevand. Erfaringerne er først og fremmest hentet fra udlandet, da særlig behandling indtil videre ikke har været udbredt i Danmark.

6.2 Gennemgang af rensningsmetoder

NVOC og farve i reduceret vand skyldes ofte et indhold af humus, som er et organisk stof, der stammer fra nedbrydningen af plantedele ofte af fossil art. En del farve er således knyttet til de organiske aflejringer i sedimenterne, som også er medvirkende til dannelsen af reduceret vand med indhold af metan, ammonium og til tider svovlbrinte.

Humusstoffernes egenskaber bevirker, at flere vandbehandlingsmetoder formår at fjerne dem fra vandet:

• Først og fremmest er humusstofferne i deres naturlige tilstand store organiske molekyler med negativ ladning. Stofferne er kolloide og de fjernes derfor ved koagulering efterfulgt af en separationsproces.
• Den negative ladning bevirker ligeledes, at stofferne kan fjernes ved ionbytning.
• Stoffernes betydelige molekylvægt betyder også, at membranfiltrering er en velegnet rensemetode.
• Naturligt organisk stof adsorberes let på aktivt kul
• Selv om humus i naturlig tilstand er tæt på at være biologisk uomsætteligt, er det efter en forbehandling med ozon muligt at få en betydelig biologisk nedbrydning.

Flere af ovennævnte metoder er anvendte i Danmark, om end videregående vand.behandling først og fremmest er set på overfladevandværker. Kravene til NVOC og farve er imidlertid skærpet i den nye tilsynsbekendtgørelse (Miljø- og Energiministeriet, 2001) i forhold til tidligere gældende højst tilladelige værdier af hensyn til at undgå mikrobiologisk vækst i drikkevandet, som normalt ikke desinficeres i Danmark. Dispensationsmulighederne er tidsmæssigt begrænset og knyttet til en handlingsplan for afhjælpning af problemet. Det er derfor af stor betydning for danske vandværker at vide, hvad der kan gøres ved problemerne med NVOC og farve.

Miljøstyrelsen overvejer, om tilsynsbekendtgørelsen bør ændres for NVOC, således at der for forhøjede NVOC indhold, som skyldes humusstoffer, kan accepteres en højere grænseværdi.

Det skal bemærkes, at humusstoffernes karakteristik varierer meget afhængigt af deres alder, tilblivelseshistorie og miljøet i råvandsmagasinet.

6.2.1 Koagulering og filtrering

Koagulering af humusstoffer gennemføres normalt ved tilsætning af aluminium.sulfat, polyaluminiumklorid eller jernklorid. Koagulanten (fældningsmidlet) skal neutralisere humusstoffernes negative ladning samt danne et hydroxydfnug, som mikropartiklerne kan hæfte sig på. Ved separation af flokkene ved direkte filtrering er det endvidere vigtigt, at fældningsmidlet er med til at binde flokken til sandkornene, så det filtrerede vand ikke indeholder restkoagulant i væsentlige mængder.

Optimal koagulering opnås ved rigtigt valg af to parametre: molforholdet mellem fældningsmiddel og NVOC samt pH-værdien i fældningen.

Med forbehold for humusstoffernes varierende karakteristika er der erfaring for, at 1 mg Al⁺⁺⁺ (eller 2 mg Fe⁺⁺⁺) fjerner 1 mg NVOC. pH-værdien skal være under 7 for aluminiumsalte og noget lavere for jernsalte. Men ofte må der tilsættes mere fældningsmiddel for at sikre en god filtrering. De ovenfor nævnte doser er derfor minimale værdier, hvor der ikke anvendes hjælpekoagulanter (polymere stoffer).

Polyaluminiumklorid producerer mindre aciditet og anvendes derfor med fordel på meget bløde vandtyper.

Jernklorid er et stærkere fældningsmiddel, men også meget korrosivt, og da pH-værdien i fældningen skal være lav, er der efterfølgende et større forbrug af kalk til neutralisering af aggressivt kulsyre.

Fældning til fjernelse af farve og NVOC gennemføres på tre forskellige måder, i første omgang afhængig af mængden af fældningsmiddel:

Direkte filtrering vil være den oplagte løsning for de fleste danske vandtyper med let forhøjet NVOC. Ofte vil man for at øge akkumuleringsevnen i filteranlægget foretrække et to-lagsfilter med hydroantrasit i et lag på 800 mm oven på et lag kvartssand på 400 mm. Filteranlæggets skylleprogram skal indrettes til skylning af to-mediefiltre. Vandtabet og slamproduktionen øges i forhold til filtrering af grundvand uden fældningsmiddel afhængigt af den nødvendige dosering af kemikalie og råvandets egen 'produktion' af suspenderet stof.

Filtreringshastigheden og akkumuleringsevnen kan fordobles ved anvendelse af en ganske lille mængde polymer på under 0,1 mg/l.

I princippet kan såvel åbne som lukkede filtre anvendes til direkte filtrering. Det er imidlertid oplagt at anvende åbne filtre, hvis man har valget, da den visuelle bedømmelse af situationen er betydningsfuld ved eventuelle driftsforstyrrelser.

Gangtiden af filtre ved direkte filtrering er betydelig kortere end ved grundvandsfiltrering, typisk under et døgn selv med polymer, og uden polymer kan der opstå behov for skylning flere gange per døgn. Skylleproceduren er mere kompleks. Ved to-lagsfiltrering afsænkes først vandspejlet til lige over filterlagets topkote. Derefter skylles eventuelt med luft og vand samtidigt ved meget lav vandhastighed til løsning af slammet fra filterkornene. Inden overløb nås, lukkes for lufttilførslen, og resten af skylningen gennemføres med høj skyllehastighed (30 - 70 m/t).

Som nævnt ovenfor gennemføres fældning af organisk stof ved pH-værdier under 7 og dermed næsten altid i aggressivt vand. Efter en direkte filtrering vil det derfor være nødvendigt at justere vandets pH-værdi med base (kalk, soda eller lud).

6.2.2 Membranfiltrering

Inden for membranprocesserne taler man om mikrofiltrering, ultrafiltrering,

nanofiltrering, og omvendt osmose. De fire processer adskiller sig ved størrelsen af de stoffer, som tilbageholdes. Alle de nævnte processer kan anvendes i forbindelse med NVOC-fjernelse og farveproblemer, men der er vidt forskellige mekanismer og forbehandlinger.

6.2.2.1 Mikrofiltrering

Mikrofiltrering giver en absolut fjernelse af partikulært stof, herunder bakterier og virus. Porestørrelsen er 0,1 - 1 μm, hvilket er mindre end bakterier, men større end virus. Når virus alligevel tilbageholdes i naturligt vand, skyldes det, at virus ikke optræder som frie enkeltstående partikler, men er aggregeret på forskellig måde.
Mikrofiltrering fjerner principielt ikke opløst stof. Anvendelse af mikrofiltrering til farvefjernelse kræver derfor, at humusstofferne er koaguleret ud ved kemisk fældning. Denne proces er derfor i virkeligheden en variant af direkte filtrering, som beskrevet ovenfor, men kan generelt give en bedre rentvandskvalitet. Spildet af vand er meget lavt ved mikrofiltrering, helt ned til få procent.

6.2.2.2 Ultrafiltrering

Ultrafiltrering kan ikke karakteriseres ved en bestemt porestørrelse. Membran.leverandørerne kan skræddersy membraner med den "cut-off", som kunden øn.sker. Cut-off værdien angiver ved hvilken molekylevægt, det opløste stof passerer henholdsvis tilbageholdes af membranen. For ultrafiltrering tales om cut-off værdier i størrelsesordenen fra 1000 til 200.000 dalton (molekylvægt i gram per mol). Ultrafiltre vil derfor tilbageholde alt partikulært stof, det meste humus og megen farve. Ultrafiltrering kan anvendes direkte til fjernelse af farve. Ofte anvendes ultrafiltrering dog sammen med en adsorbant, pulveriseret aktivt kul, da den åbne membrantype ikke yder nogen tilbageholdelse af små naturlige organiske molekyler.

6.2.2.3 Nanofiltrering

Nanofiltrering har en porestørelse, som fjerner alle stoffer med en molekyle.størrelse over 300 dalton. Nanofiltrering fjerner herudover mindre molekyler med høj ladning, for ek.sempel sulfat og calcium, mens natrium og klorid kun fjernes meget moderat. Nanofiltrering udvikledes derfor til blødgøring af vand, men viste sig hurtigt meget lovende til behandling af vand med indhold af farve og organisk stof, herunder pesticider. Nanofiltrering anvendes med stor succes i USA, Norge og Frankrig til fjernelse af organisk stof fra drikkevand. Metoden kræver minimalt brug af kemikalier i vandbehandlingen, hvilket sikrer forbrugeren et meget rent og velsmagende vand. Der er dog en betydelig anvendelse af kemikalier ved rensning af membranerne, hvilket kan give et problematisk afløb, hvis vandværket ikke er placeret i kloakeret område.

6.2.2.4 Omvendt osmose

Membranen i omvendt osmose er meget tæt og giver salttilbageholdelse på op til 99,4%, mens små uladede molekyler fortsat kan passere. Et eksempel herpå er kulsyre. Omvendt osmose anvendes på vandværker mest til afsaltning af havvand eller brakt grundvand og i industrien til demineralisering af procesvand. Omvendt osmose anvendes sjældent til fjernelse af farve alene, men kun i forbindelse med andre problemstoffer som f.eks. fluorid.

For ultrafiltrering og nanofiltrering er tabet af vand 10 - 20% i form af et koncen.trat til kloak eller recipient, mens omvendt osmose typisk spilder 25-30% vand.

Anvendes nanofiltrering eller omvendt osmose vil der efter membrananlægget være aggressivt kulsyre i vandet. Der er derfor behov for en efterbehandling i form af kulsyre afblæsning eller tilsætning af en base som kalk, soda eller lud.

Det er for de fleste membrantyper bydende nødvendigt at fjerne jern og mangan før membranprocessen; dog er mikrofiltrering mere robust over for metalsalte i vandet.

Men der er alligevel ofte store problemer med opretholdelse af en normal flux (l/t vand per m² filter) på membranen, da selv meget små mængder urenheder i fødevandet til anlægget vil tilstoppe membranen.Alle membrananlæg kræver derfor vask/regenerering af membranoverfladerne. Der anvendes typisk detergenter, citronsyre, kompleksbindere, enzymer og natriumhypoklorit.

Membranvask udføres ofte af et specialfirma, så værkets personale ikke kommer i kontakt med de anvendte kemikalier, som typisk ikke umiddelbart kan afledes til kloak, men skal neutraliseres inden afledning.

6.2.3 Ionbytning

Humusstoffer fjernes ved filtrering gennem en makroporøs anionbytter, fordi humusstoffer er negativt ladede ved normal pH-værdi. I lighed med membran.processer er det en bydende nødvendighed, at fødevandet er frit for jern og mangan, da ionbytteren ellers tilstoppes af okkerslam. Der anvendes altid to ionbyttere i serie, som arrangeres således, at den senest regenererede kolonne står sidst i proceskæden. Regenereringen foretages med basisk kogsaltsopløsning. For maksimal udnyttelse af regenereringsvæsken anvendes modstrøms regenerering, dvs. drift nedad som i et normalt filter, og regenerering nedefra og opad.

De anvendte ionbytter resiner er baseret på tertiære aminer som den funktionelle gruppe. Der anvendes en kornstørrelse på 0,3 til 1,5 mm. Opholdstiden i anionbytteren er mindst 10 minutter baseret på tom kolonne (EBCT). Filterlaget er typisk 2 meter svarende til en filtreringshastighed på 12 m/t.

Metoden er meget enkel at anvende i praksis, men rensegraden er ikke overbevisende. Derfor er der behov for to kolonner i serie. Der er behov for afløb af salt og stærkt basisk regenereringsvæske. Eluatet er meget mørkt og farven er stort set uomsættelig på renseanlæg. Eluatet genanvendes mange gange og suppleres løbende med friske kemikalier. Overskydende eluat skylles ud af filtrene til afløb før anlægget genindsættes i driften. En regenereringscyklus varer flere timer, men gennemføres fuldautomatisk.

Da regenereringsvæsken er basisk, er det ikke muligt at anvende processen på hårde vandtyper, hvor kalkudfældninger vil stoppe ionbyttermassens porer. Det er derfor kun til farvet vand i blødtvandsområder, at metoden bør overvejes.

6.2.4 Ozon og aktiv kul

Det er velkendt, at frisk aktiv kul fjerner NVOC fra drikkevand. Det er ligeledes kendt, at glæden er kortvarig, idet der typisk efter kun 4 - 8 uger sker gennembrud af humus i filteret. Dette skyldes, at de mindste porer i filteret ikke er tilgængelige for makromolekyler som humus, og kapaciteten derfor er lav.

Humus er næsten fuldstændig uomsætteligt for normale bakterier i naturen, men det har vist sig, at en kraftig oxidation af humus øger biotilgængeligheden betydeligt.

Dette er i praksis udnyttet til en kombineret proces, ofte kaldet BAC (biologisk aktiv kul), hvor vandet inden kulfiltreringen behandles med ozon, der ilter humusstofferne. I starten opfører kulfilteret sig som andet nyt kul, men efter den normale tid for gennembrud sker der ganske vist en øgning af NVOC efter filteret, men ikke til det oprindelige niveau. Afløbet stabiliserer sig på et niveau som kan være 40 - 60 % af råvandets indhold af farve/NVOC.

Metoden er almindeligt anvendt på overfladevandværker, bl.a. Sjælsø III og Kalundborgs overfladevandværk ved Tissø.

For farvefjernelse er der litteraturangivelser af et ozonforbrug på 0,15 mg/mg farve og en opholdstid (EBCT) på 15 - 25 minutter i biofilteret.

Der må påregnes en forøgelse af kimtallet efter filteranlægget, men kun for 22º kim, i det ozoneringen vil have ombragt alle eventuelle mikroorganismer, som ville vokse ved højere temperatur. Ikke desto mindre må en efterbehandling med UV-bestråling forudses.

6.3 Økonomi

Behandling af vand for naturligt organisk stof kræver såvel forøgede anlægs.omkostninger som en løbende driftsomkostning.

Ovennævnte rensningsmetoder er indbyrdes stærkt afvigende i sammensætningen af anlægs- og driftsudgifter, og en økonomisk sammenligning kan derfor bedst gøres ved nutidsværdi-metoden, hvor anlægsudgifterne tillægges driftsudgifterne over anlæggets levetid diskonteret med en samfundsmæssig relevant realrente for perioden. Nutidsværdien kan derefter omregnes til en gennemsnitlig kubikmeterpris for det behandlede vand i anlæggets levetid.

En generel sammenligning af rensningsmetoderne vanskeliggøres yderligere af omkostningernes uensartede afhængighed af anlægsstørrelsen og vandkvaliteten.

Som et eksempel er i nedenstående Tabel 6.1 foretaget beregninger for vandværker med en kapacitet på 25 m³ per time.

Det er forudsat at der allerede eksisterer et normalt, velfungerende filteranlæg beregnet til fjernelse af jern og mangan. Yderligere forudsætninger og deludregninger kan ses i bilag A.

Tabel 6.1 Eksempel på nutidsværdi og kubikmeterpris for små anlæg (25 m³/t) til fjernelse NOM

Set i forhold til danske vandværkers gennemsnitlige produktionspris på 4,61 kr/m³ (2003) er fjernelsen af naturligt organisk stof en forholdsvis kostbar proces på små anlæg.

Klart billigst er anvendelsen af ozon i kombination med aktivt kul. Denne proces fjerner farven fuldstændigt, men ikke alt organisk stof. Metoden kan derfor kun benyttes ved små overskridelser og kun efter pilotforsøg.

Tilsvarende kan koagulering og direkte filtrering være attraktivt på mindre vandværker ved små overskridelser. Her kan pilotforsøg eller laboratorietests til fastlæggelse af optimalt pH og fældningskemikalie også anbefales.

Ionbytning kan overvejes benyttet i blødtvandsområder og er forholdsvis enkel at anvende i praksis.

Membranfiltrering giver en meget god rentvandskvalitet, men kubikmeterprisen er væsentligt højere, hvilket primært skyldes indregning af afledningsafgift af en stor mængde rejekt.

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

Version 1.0 arts 2005, © Miljøstyrelsen.