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

Alternativer til klor som desinfektionsmiddel i offentlige svømmebade

6 Teknologier til behandling af svømmebadsvand

• 6.1 Mekanisk filtrering med sandfiltre
  • 6.1.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.1.2 Anvendelse og placering
  • 6.1.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.1.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.1.5 Økonomi
  • 6.1.6 Diskussion og anbefaling
• 6.2 Aktivt kul filtrering
  • 6.2.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.2.2 Anvendelse og placering
  • 6.2.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.2.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.2.5 Økonomi
  • 6.2.6 Diskussion og anbefaling
• 6.3 UV-teknologi
  • 6.3.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.3.2 Anvendelse og placering
  • 6.3.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.3.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.3.5 Økonomi
  • 6.3.6 Diskussion og anbefaling
• 6.4 Ozonteknologi
  • 6.4.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.4.2 Anvendelse og placering
  • 6.4.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.4.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.4.5 Økonomi
  • 6.4.6 Diskussion og anbefaling
• 6.5 Membranfiltrering
  • 6.5.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.5.2 Anvendelse og placering
  • 6.5.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.5.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.5.5 Økonomi
  • 6.5.6 Diskussion og anbefaling
• 6.6 Stripning
  • 6.6.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.6.2 Anvendelse og placering
  • 6.6.3 Designparametre og effektivitet
  • 6.6.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.6.5 Økonomi
  • 6.6.6 Diskussion og anbefaling
• 6.7 Avancerede oxidations processer
  • 6.7.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.7.2 Anvendelse og placering
  • 6.7.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.7.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.7.5 Økonomi
  • 6.7.6 Diskussion og anbefaling
• 6.8 Elektrokemisk oxidation
  • 6.8.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde
  • 6.8.2 Anvendelse og placering
  • 6.8.3 Designparametre og rensningseffektivitet
  • 6.8.4 Erfaringsniveau og teknologistade
  • 6.8.5 Økonomi
  • 6.8.6 Diskussion og anbefaling
• 6.9 Konklusion

Som det fremgår af kapitel 5, er den sandsynlige udvikling – i hvert fald i den nære fremtid – at der fortsat helt overvejende opereres med klor som det primære desinfektionsmiddel i offentlige svømmebade. Det synes imidlertid også muligt at reducere niveauet af frit klor i bassinvandet, og det er samtidig ønskeligt at reducere indholdet af klorbiprodukterne. Sidstnævnte effekt kan opnås ved en kombination af et sænket niveau af frit klor og anvendelse af teknologi, der enten fjerner de uønskede biprodukter direkte, eller som reducerer dannelsen af biprodukterne ved at fjerne de komponenter, der medvirker til biproduktdannelsen, de såkaldte DBP-forløbere eller precursors. En anden fordelagtig effekt ved teknologisk opgradering af vandbehandingssystemet for bassinanlæg kan være løbende desinfektion af klorresistente mikroorganismer.

Formålet med dette kapitel er at give et overblik over en række relevante teknologier til behandling af svømmebadsvand. De beskrevne teknologier omfatter både velkendte teknologier, der i dag anvendes i stort omfang til behandling af svømmebadsvand, og nye teknologier der har potentiale til at kunne indgå i fremtidige behandlingsanlæg.

Ved teknologibeskrivelserne er benyttet et paradigme, der tilstræber at belyse teknologiernes basale virkemåde og placering i vandkredsløbet foruden de grundlæggende forhold i forbindelse med design/dimensionering. Herudover er med udgangspunkt i dansk og international litteratur beskrevet, hvilket erfaringsniveau der findes for anvendelsen af den pågældende teknologi til behandling af svømmebadsvand. For de enkelte teknologier er endvidere peget på, hvilken yderligere viden der bør søges etableret for at fremme forståelsen for eventuel anvendelse af teknologien til behandling af svømmebadsvand.

For enkelte teknologier er angivet overslagsmæssige økonomiske forhold knyttet til investering og drift, men dette har for en række teknologier ikke været muligt på grund af utilstrækkelig viden om teknologiernes faktiske virkemåde ved behandling af svømmebadsvand.

6.1 Mekanisk filtrering med sandfiltre

6.1.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Sandfiltrering kombineret med flokning er ubetinget den mest anvendte og gennemprøvede metode til filtrering og behandling af svømmebassinvand. Opbygningen af et sandfilter er vist i figur 6.1.1.

Ved sandfiltrering med korrekt udformede sandfiltre og korrekt drift tilbageholdes de direkte filtrerbare urenheder som hår, fibre, hudskæl, etc. Også meget mindre forureningskomponenter kan frafiltreres i sandfiltre ved tilsætning af flokkuleringsmiddel.

I forbindelse med sandfiltrering tilsættes normalt et flokningsmiddel til vandstrømmen før filtrene. Dette gøres for at forbedre filtreringen, idet flokningsmidlet får de meget små og kolloide partikler til at samle sig i ”flokke”, som kan bindes i filtersandet. Selv om filtersandet har en kornstørrelse på fx 0,4-0,7 mm, vil det således være muligt at frafiltrere partikler ned til bakteriestørrelse eller endnu mindre. En betydelig fjernelse af disse meget små forureningskomponenter er dog afhængig af en effektiv flokkulering af partiklerne.

Figur 6.1.1 Opbygning af et sandfilter.

Virkemåde

I filtreringsprocessen i et sandfilter indgår mekanismerne:

• strømning
• transport
• binding
• medrivning

Når partiklerne med vandet transporteres ind i toppen af filteret, vil partikelhastigheden (vandhastigheden) blive nedsat til en relativ langsom hastighed omkring 0,005 m/s, der kun er ca. 1/300 del af vandhastigheden i rørledningen.

Vandets strømning gennem filtermaterialet kan således betragtes som en laminar strømning, hvilket betyder, at der er tale om en jævn og rolig bevægelse uden turbulens.

Ved vandets strømning fra indløbet i filterbeholderen og til sandlaget og herfra igennem filtermaterialets porer transporteres partiklerne til eller tæt forbi sandkornene. Transportmekanismerne af forureningspartiklerne til sandkornene er en kombination af sining, sedimentation, indfangning og diffusion. De største partikler fanges i hulrummene (porerne) mellem de enkelte sandkorn, mens de mindre partikler tilbageholdes/opfanges ved en binding.

Bindingen mellem sandkornene og stofpartiklerne er en forudsætning for, at sandfiltre er i stand til at tilbageholde kolloide og delvist opløste forureningspartikler.

Ved binding udnyttes primært tre fysiske/kemiske mekanismer:

• molekylære kræfter (kaldet Van der Waalske kræfter)
• molekylebroer (kemisk binding med andre molekyletyper)
• elektrostatiske kræfter (overfladeladningen for henholdsvis partikel og sandkorn, som medfører en tiltrækning mellem uens ladninger, hvilket bl.a. kan forstærkes ved hjælp af et flokningsmiddel)

I takt med, at sandkornenes overflade bliver belagt med smudspartikler, formindskes hulrummet (porerne) imellem de enkelte sandkorn. I denne tilstand er der to effekter, som overlapper hinanden, nemlig vedhæftningskraften og medrivningskraften.

Når smudsbelægningen vokser i tykkelse, aftager vedhæftningskraften i de yderst siddende smudspartikler. Når vandhastigheden forbi smudslaget og sandkornene samtidig øges på grund af mindre poreåbninger, medrives en vis mængde af de yderst siddende smudspartikler. Disse partikler bliver med det gennemstrømmende vand trukket længere ned i filterlaget. Her bliver de igen bundet til endnu ikke overbelagte sandkorn, indtil der igen opstår en ligevægt mellem vedhæftningskraften og medrivningskraften.

På denne måde vil der ske en gradvis mætning af filtermaterialet begyndende fra oven og langsomt arbejdende sig nedad.

Flokkulering

I flokkuleringsprocessen tilstræbes det at få de meget små kolloide partikler til at klumpe sammen i større og filtrerbare partikler. De kolloide partikler er normalt negativ ladet, og dermed vil partiklerne indbyrdes frastøde hinanden, så de holdes frit svævende i vandet.

Ved tilsætning af et flokningsmiddel, som typisk indeholder positivt ladede hydroxider baseret på aluminium eller jern, kan forureningspartiklernes negative ladning ophæves, og der dannes flokke bestående af den positive metal-ion og de negative forureningspartikler. Herved er flokningprocessen (koaguleringen) igangsat.

I forbindelse med behandling af bassinvand anvendes fortrinsvist flokningsfiltrering, dvs. et snævert samspil mellem flokning og filtrering, hvor flokningsmidlet kontinuerligt doseres før sandfilteret, således at dannelse af flokke sker i vandvoluminet umiddelbart over og i selve filtersandet.

Til flokning ved vandbehandling af bassinvand anvendes almindeligvis kun aluminiumsulfat eller aluminiumhydroxidklorid, hvor sidstnævnte også kendes under betegnelsen polyaluminiumklorid.

Returskylning

Inden smudslaget når at arbejde sig for langt ned i filtermaterialet eller forårsager, at filterlagets øverste lag stopper til, skal smudset fjernes fra sandkornene ved en returskylning. Til dette anvendes enten luft efterfulgt af vand eller vandskylning alene. Intervallet mellem returskylningerne afhænger af smudsbelastningen, men normalt er der behov for at returskylle sandfiltre mindst én gang om ugen.

Under returskylningen vil sandmassen – under påvirkning af den stærke opadgående vandstrøm – ekspandere og holde sig svævende i statisk ligevægt, mens de enkelte sandkorn inde i sandmassen ikke er i ligevægt, men er i stærk bevægelse i alle retninger og støder mod andre sandkorn, hvorved urenhederne gnides af sandkornene og føres ud med skyllevandet.

Det er meget vigtigt, at der opnås en skyllehastighed, som er stor nok til at holde sandet svævende. Den nødvendige hastighed afhænger af kornstørrelsen på det valgte filtersand. Fx vil filtersand i kornstørrelsen 0,4-0,7 mm kræve en skyllehastighed på minimum 40 m/h, hvor grovere filtersand som fx 0,7-1,2 mm kræver en skyllehastighed på ca. 60 m/h. Det er også vigtigt, at der er tilstrækkelig højde i filteret til, at sandlaget kan ekspandere og holdes fluidiseret under returskylningen uden, at sandet efterhånden vaskes ud med skyllevandet.

6.1.2 Anvendelse og placering

Sandfiltre placeres i hovedstrømmen i vandbehandlingsanlæg som vist i figur 6.1.2. Den cirkulerende vandstrøm, som skal filtreres, bør fordeles på så få filtre som muligt af hensyn til drift og vedligeholdelse.

Figur 6.1.2 Placering af sandfiltre i hovedcirkulationsstrøm.

Sandfiltre kan udføres som åbne eller lukkede filtre. De åbne filtre arbejder enten ved egen gravitation på grund af højdeforskel mellem filtre og bassin eller ved hjælp af pumpe, som suger fra bunden af filtrene. Åbne sandfiltre er relativt sjældne og findes primært i meget gamle svømmeanlæg. Årsagen er, at de åbne sandfiltre kører med en lav filterhastighed, som medfører krav om forholdsmæssigt store og pladskrævende filterarealer. Samtidig er skyllevandsforbruget meget stort og dermed økonomisk belastende.

Lukkede sandfiltre udføres med filterbeholdere fremstillet af beton, stål eller plast. De lukkede filtre bør forsynes med skueglas, så man kan inspicere filtrene og filtreringsprocessen i drift.

Ventilsystemet for betjening af filtrene skal indrettes, så det er muligt efter en returskylning, og når filteret er omstillet til drift, kortvarigt at lede afgangsvandet til kloak. Herved kan det forhindres, at der efter en returskylning ledes forurenet vand til bassinet.

I forbindelse med udformning og opbygning af sandfiltre findes forskellige normer og anvisninger. I Danmark anvendes DS 477, og i Tyskland og enkelte lande omkring Tyskland anvendes DIN 19643. I tabel 6.1.1 er angivet de væsentligste sandfilterspecifikationer i de to normer:

Tabel 6.1.1 Sandfilterspecifikationer i de to normer.

Som det fremgår af tabellen, er de væsentligste forskelle i specifikationerne, at der i Tyskland kræves et tykkere filterlag end i Danmark, samt at der i danske filtre benyttes et lag finere sand, der ikke benyttes i tyske filtre. Herudover er kravene til returskylning er betydeligt skrappere i Tyskland end i Danmark – dels kræves en højere skyllehastighed dels kræves en større hyppighed. Den lavere returskylningshastighed i danske filtre skyldes, at det finere sand ikke skal vaskes ud af filteret.

Returskylning af sandfiltrene kan ske enten med bassinvand eller med råvand. Ved udformning af skyllesystemet skal det sikres, at der kan returskylles med den korrekte hastighed i de foreskrevne 5-10 minutter pr. filter. Ved anlæg med flere sandfiltre skal alle filtre kunne returskylles umiddelbart efter hinanden for at sikre, at alle filtre har samme driftsbetingelser og er ens belastede.

Flokning

Flokningsmidlet skal tilsættes kontinuerligt efter behov, og der anvendes normalt regulerbare membran- eller slangedoseringspumper.

Flokningsmidlet tilsættes før sandfiltrene og i en mængde, der sikrer en effektiv koagulering og flokkulering af de små partikler. En tommelfingerregel er en anvendelse svarende til 2-3 gram flokningsmiddel (polyaluminiumklorid) pr. badegæst.

6.1.3 Designparametre og rensningseffektivitet

Dimensionering af sandfiltre og sandfilteranlæg udføres således:

Q = cirkulerende vandstrøm i m³/h (beregnes ud fra krav til omsætningstid og anlægskapacitet efter maksimum badebelastning, jf. DS 477)

V = filterhastighed i m/h

A = Q/V = samlet filterareal i m²

Når det samlede filterareal er fundet, fordeles arealet på det ønskede antal filterbeholdere.

Skyllevandskapaciteten bestemmes efter antal filtre og filterstørrelser samt nødvendig skyllehastighed. Hvert filter bør kunne skylle i 5-10 minutter med korrekt skyllevandsflow, og filtrene skal kunne returskylles umiddelbart efter hinanden.

6.1.4 Erfaringsniveau og teknologistade

Der er i såvel Danmark som i udlandet stor erfaring med brug af sandfiltre til behandling af bassinvand. Sandfiltre er i almindelighed velfungerende og driftsikre og har en meget lang holdbarhed.

Mange års erfaringer med brug af sandfiltre tyder på, at denne filtertype – korrekt designet og drevet - kan bidrage til behandling af bassinvand med en god og tilfredsstillende grundlæggende filtrering. Der foreligger imidlertid ikke konkrete danske erfaringer med stabiliteten af den i praksis opnåede vandkvalitet på det filtrerede vand, da der ikke i danske svømmebade opereres med løbende kontrol af det filtrerede vand fra sandfiltrene.

Opbygning og konstruktion af sandfiltre er baseret på en relativ gammel og gennemprøvet teknologi, og der er i en lang årrække ikke sket nogen væsentlig teknologisk udvikling på sandfiltre inden for svømmebadsområdet.

6.1.5 Økonomi

Anlægsudgiften for sandfiltre ligger som tommelfingerregel på omkring 3.000 kr. pr. m³/h behandlet vand. Det vil sige, at et sandfilter, som skal filtrere fx 210 m³/h, vil koste ca. 660.000 kr. Hertil kommer udgifter til etablering af en tank til returskyllevand.

Driftsudgifterne ved sandfiltrering omfatter primært returskyllevand og flokningsmiddel. Skyllevandsforbruget vil være ca. 200 m³/år pr. m² sandfilterareal ved en returskyllehastighed på 40 m/h, ét returskyl pr. uge og en varighed af hvert skyl på ca. 7 minutter. Forbrug af flokningsmiddel er 2-3 gram pr. badegæst.

6.1.6 Diskussion og anbefaling

Sandfiltrering er i almindelighed en god og både nationalt og internationalt set gennemprøvet metode til behandling af bassinvand. Driftsproblemer forekommer imidlertid, og de vil oftest være knyttet til utilstrækkelig eller dårligt fungerende returskyl, der resulterer i utilstrækkelig filtrering samt eventuelt i akkumulering af organisk partikulært materiale fra bassinvandet eller direkte vækst af mikroorganismer i sandfilteret.

De problemer, der kan opstå, er eksempelvis: kanalisering i sandlaget med efterfølgende dårlig filtrering på grund af mangelfuld returskyl, tab af sand som følge af uhensigtsmæssigt design til returskylsituationen, pakning og utilstrækkelig rensning af sandlaget som følge af for lange gangtider (for sjældne returskyl), for ringe returskyllehastighed eller uhensigtsmæssig returskyllerutine med utilstrækkelig skylletid med luft eller vand. Endvidere kan sandfilteret udvikles til et vækststed for mikroorganismer, når sandet ikke løbende renses gennem effektiv returskylning, se figur 6.1.3.

Det er i den sammenhæng uheldigt, at der ikke – som eksempelvis i Tyskland – løbende føres kontrol med kvaliteten af det filtrerede vand fra sandfiltre. Det er også uheldigt, at der ikke er krav om, at filtrene skal være forsynet med skueglas, hvorved det ellers ville være muligt at føre løbende visuel kontrol med filterfunktionen.

Figur 6.1.3 Foto af mikrosvampevækst i sandfilter som følge af utilstrækkelig rensning gennem returskyl. Foto: P. Kaas og F. Tiefenbrunner.

Akkumuleres organisk stof i sandfiltre, vil det alt andet lige forøge risikoen for dannelse af uhensigtsmæssige klorerede biprodukter. Samtidig vil det partikulære organiske stof løbende nedbrydes til opløst form og derved bidrage til koncentrationen af organisk stof i bassinvandet, hvilket ligeledes bidrager til øget klorforbrug og øget dannelse af klorerede biprodukter.

Betydningen af disse processer for vandkvaliteten i bassinvandet kendes ikke, men i almindelighed gælder det om at minimere opholdstiden for det frafiltrerede organiske stof gennem hyppige returskyl. Hyppige returskyl eventuelt med øget skyllehastighed, som anvendes i Tyskland, vil imidlertid føre til en kraftig forøgelse af skyllevandsmængden. Ved drift i henhold til DIN 19643 anvendes 3-4 gange så meget skyllevand som i Danmark. Med de aktuelle priser på vand vil det med en sådan forøgelse i returskyllevandsmængden være attraktivt at afkoble den eksisterende binding mellem returskyllevandsmængden og vandudskiftningen. Dette kan eksempelvis ske ved at regenerere det brugte filterskyllevand ved membranfiltrering.

Samlet kan det anbefales at forbedre kontrollen med funktionen af sandfiltre i offentlige danske svømmebade dels gennem løbende prøvetagning og analyse af det filtrerede vand og dels gennem installation af skueglas til visuel inspektion, hvor dette ikke findes. Herudover ville det være ønskeligt at få etableret mere viden om konsekvenserne af forskellene mellem dansk og tysk praksis på området, herunder betydningen af lagtykkelsen, returskyllehastigheden og forskellen i gangtider for filtrene. Endelig vil det være ønskeligt at undersøge mulighederne for at afkoble bindingen mellem returskyl og vandforbrug. En binding, der naturligt trækker i retning af at spare på returskylningen og dermed en muligvis ikke-optimal filterdrift.

6.2 Aktivt kul filtrering

6.2.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Aktiveret kul – i daglig tale kaldet ”aktivt kul” – har gennem en lang årrække været benyttet inden for vandbehandling ved forskellige procesanlæg.

Til behandling af bassinvand udnyttes især det aktive kuls egenskab til at fjerne uønskede klorbiprodukter som kloraminer. Det har imidlertid også vist sig, at aktivt kul kan adsorbere mange andre typer af uønskede stoffer som phthalater, opløsningsmidler og forskellige andre organiske forureningsstoffer, herunder THM og øvrige AOX-forbindelser. Afgørende for det aktive kuls evne og kapacitet til fjernelse af uønskede komponenter fra bassinvandet er de præcise egenskaber for det aktive kul, der forhandles i et større antal varianter. I Miljøstyrelsen (2006b) er det eksempelvis antaget, at der arbejdes med to forskellige typer aktivt kul til fjernelse af bundet klor henholdsvis THM (og andre AOX’er).

Aktivt kul kan fremstilles ud fra tørvekul, stenkul eller kokoskul, hvor stenkul normalt foretrækkes til brug ved svømmebade, fordi det har lang holdbarhed.

Aktivt kul kan anlægsteknisk anvendes på to principielt forskellige måder:

1. Som granuleret kul, der er lagt i lukkede filterbeholdere – såkaldte kolonner, hvor kullet har en vis laghøjde, og hvor kulmaterialet har en lang levetid.
    
2. Som pulverkul, der kontinuerligt doseres i processen og tilbageholdes på mekaniske filtre, eventuelt sandfiltrene, hvorfra kullet udskylles periodisk under returskylleprocessen.

Da pulver aktivt kul kun anvendes til svømmebade i meget begrænset omfang, vil der i det følgende udelukkende fokuseres på anvendelsen af granuleret aktivt kul i traditionelle filterbeholdere, hvor det granulerede aktive kul er placeret oven på et bærelag. En principskitse af et filteranlæg med granuleret aktivt kul fremgår af figur 6.2.1. Teknologien er nærmere beskrevet i Dansk Svømmebadsteknisk Forenings Publikation 56 (2000).

Figur 6.2.1 Filterbeholder og udstyr for aktivt kulfilter.

Virkemåde

Det aktive kul virker ved både adsorption og reaktion. Et aktivt kulkorn har på grund af sin høje porøsitet en meget stor overflade (se figur 6.2.2), og det er således i stand til at adsorbere en forholdsvis stor stofmængde pr. vægtenhed.

De adsorberede stoffer sætter sig i de mange hulrum i kulmaterialet, og efterhånden opbruges adsorptionskapaciteten, hvorefter kullet bliver inaktivt. Afhængig af hvilke stoffer og molekylestørrelse som ønskes adsorberet, kan det aktive kul udvælges efter egenskaber og struktur. Det er derfor vigtigt, at kulmaterialet er ”designet” til den specifikke opgave i vandbehandlingen.

Adsorptionsprocesser kategoriseres typisk i henholdsvis kemisorption og fysisorption, hvor kemisorption kan betragtes som en proces, hvor der dannes en kemisk binding mellem det opløste stof og overfladen, mens fysisorption beskriver en proces, hvor stoffet tiltrækkes overfladen ved svagere (van der Waals) kræfter eller hydrogenbindinger.

Ved en given stofkoncentration og kulmængde vil der ved adsorption indstille sig en ligevægt, hvor en vis mængde stof er adsorberet på kullets overflade, og denne er i ligevægt med en given stofkoncentration i væskefasen. Denne ligevægt beskrives ofte med såkaldte adsorptionsisotermer, der kan have forskellige forløb afhængig af, hvordan adsorptionsprocessen forløber.

Figur 6.2.2 Forstørrelse af overfladen på aktivt kul.

I forhold til den generelle virkemåde for aktivt kul er der relativt begrænset viden om, hvorledes aktivt kul virker i forhold til de stoffer, der ønskes fjernet fra svømmebadsvand. Fra generelle kemiske studier vides imidlertid, at såvel frit som bundet klor ikke fjernes ved adsorption men ved reaktion med det aktive kul, hvorved kullets kapacitet løbende forbruges.

Reaktionen mellem klorundersyrling og aktivt kul sker efter følgende reaktion (Snoeyink & Jenkins, 1980):

HOCl + C^* + H₂O → CO^* + H₃O⁺ + Cl^-

Fjernelsen af monokloramin med aktivt kul sker via en af to følgende reaktioner (Uhl & Hartman, 2005):

NH₂Cl + H₂O + C^* → NH₃ + H⁺ + Cl^- + CO^*

2NH₂Cl + CO^* → N₂ + 2H⁺ + 2Cl^- + H₂O + C^*

Ved brug af aktivt kul i vandbehandling af svømmebadsvand sker der således to ting med kulmaterialet. Det inaktiveres gradvist på grund af ”mætning” med adsorberede stoffer, og det nedbrydes/forbruges i afkloringsprocessen af bassinvandets indhold af frit klor og bundet klor (kloraminer).

6.2.2 Anvendelse og placering

Til behandling af bassinvand anvendes aktivt kul primært til fjernelse af kloraminer, men på grund af kullenes adsorptions- og reaktionsegenskaber har aktivt kul også et potentiale til fjernelse af såvel forløbere for desinfektionsbiprodukter som biprodukterne i sig selv. Derudover sker der ved bassinvandets passage gennem kulfilteret en fjernelse af frit klor.

I danske svømmehaller anvendes aktivt kul i dag typisk som delstrømsfiltre for supplerende behandling af bassinvandet, primært for at reducere uønskede kloraminer. Delstrømsfiltrene indbygges i cirkulationssystemet efter flokkuleringsprocessen og de mekaniske filtre (typisk sandfiltre), således at det vand, der ledes til kulfilteret, er filtreret og renset for uopløste og kolloide partikler. En principskitse af et aktivt kulfilter indsat som delstrømsfilter fremgår af figur 6.2.3. I Miljøstyrelsen (2006b) er beskrevet, hvorledes aktive kulfiltre til fjernelse af THM på grund af den høje pris for de aktive kul bør installeres som separate filtre på en delstrøm af det i de traditionelle aktive kulfiltre behandlede bassinvand. Et sådant filter er ikke medtaget på figuren.

Det rensede vand fra aktivt kulfiltrene ledes tilbage til udligningstanken med henblik på fjernelse af eventuelt kulstøv eller mikrobiologisk vækst fra de aktive kulfiltre. Placeringen af de aktive kulfiltre på denne måde nødvendiggør, at der tages hensyn til den recirkulerede belastning ved dimensioneringen af sandfiltrene for samtidig overholdelse af den nødvendige omsætningstid i bassinet.

Figur 6.2.3 Principdiagram for indbygning af aktivt kulfilter.

I specialtilfælde ved vandbehandling med anvendelse af ozon på hovedvandstrømmen anvendes relativt store aktive kulfiltre, som indbygges i hovedvandstrømmen i vandbehandlingsanlægget. Formålet med disse kulfiltre er at fjerne eventuelt ozonoverskud, inden vandet ledes til bassinet.

6.2.3 Designparametre og rensningseffektivitet

Kapaciteten for et aktivt kulfilter skal fastlægges dels efter den samlede mængde bundet klor, som ønskes fjernet ved den kontinuerlige filtreringsproces over kulfilteret, og dels ud fra kendskabet til filtermassens effektivitet.

På grund af den manglende videnskabelige dokumentation for kulfiltrenes effekt og virkningsmekanismer over for svømmebadsrelevante komponenter findes der ikke i dag veldokumenterede designkriterier og effektivitetsdata. Ved design af aktive kulfiltre i dag anvendes således empirisk baserede beregningsformler, der ikke er baseret på en mekanistisk beskrivelsesmodel af kulfiltrenes effekt over for de relevante komponenter.

En empirisk baseret beregningsformel for bestemmelse af kulfilterets hydrauliske kapacitet ser således ud:

hvor:

Q = filtreringskapacitet (m³/h)
B = gennemsnitlige antal badende pr. døgn (prs./døgn)
m = mængden af dannet bundet klor pr. person (gram/prs.)

hvor m ansættes efter følgende tommelfingerregel.

m kan sættes til ca. 0,2 gram/prs. ved svømmebassiner (m₁)
m kan sættes til ca. 0,3 gram/prs. ved undervisnings- og morskabsbassiner (m₂)
m kan sættes til ca. 0,4 gram/prs. ved varmtvandsbassiner og Spa-bade (m₃)

Δk = reduktion i indholdet af bundet klor ved passage gennem kulfilteret (g/m³)

hvor:

Δk kan for nyt aktivt kul sættes til minimum 0,4 g/m³

Det giver følgende nøgletal for bestemmelse af hydraulisk filtreringskapacitet på:

Svømmebassiner:
Q₁ = B × 0,2/ 24 × 0,4 ≅ ca. 0,02 × B (m³/h)

Undervisnings- og morskabsbassiner:
Q₂ = B × 0,3/ 24 × 0,4 ≅ ca. 0,03 × B (m³/h)

Varmtvandsbassiner og spa-bade:
Q₂ = B × 0,4/ 24 × 0,4 ≅ ca. 0,04 × B (m³/h)

Det anbefales sædvanligvis, at man i praksis vælger en filterkapacitet, som ligger minimum 25% over det teoretisk beregnede, således at der er en vis overkapacitet og sikkerhedsmargin.

I Miljøstyrelsen (2006b) er beskrevet, at de separate filtre til fjernelse af THM, der anbefales installeret på en delstrøm af det aktivt kul behandlede bassinvand, designes til behandling af 3-6% af hovedstrømmen.

6.2.4 Erfaringsniveau og teknologistade

I Danmark er der stor erfaring med anvendelse af granuleret aktivt kul som supplerende behandlingsteknologi til den traditionelle filtreringsproces. Der er imidlertid ikke rapporteret om tilbundsgående studier af de aktive kulfiltres basale mekanismer og effektivitet.

Ved gennemgang af videnskabelig litteratur samt søgning på Internettet har det heller ikke været muligt i større omfang at finde veldokumenterede studier, der belyser effekten af aktivt kul på komponenter, der er interessante i forhold til behandling af svømmebadsvand.

Uhl & Hartmann (2005) viste ved drift af tre pilot aktivt kulfiltre i en svømmehal, at såvel frit klor som bundet klor kunne fjernes ved hjælp af kulfilteret, men at effektiviteten over for disse komponenter blev reduceret over tid. Fjernelsen af bundet klor skete langsommere end fjernelsen af frit klor, hvilket kunne ses ved, at det bundne klor allerede tidligt i driftsforløbet kunne detekteres dybere i filteret. Forsøgene viste desuden, at der over filteret skete en forøgelse i koncentrationen af såvel THM og AOX, og at denne forøgelse blev større med tiden svarende til en forringet effektivitet af det aktive kul over tid.

Disse observationer understøttes af erfaringer med fjernelse af DBP-forløbere i overfladevand. Her kunne det påvises, at løbende adsorption og akkumulering af DBP-forløbere i aktivt kulfiltre kunne føre til en vis forøgelse i indholdet af klorerede organiske forbindelser ved passage af vand indeholdende frit klor (Huang & Yeh, 1999).

Såfremt dette er tilfældet i svømmebade, hvor der til stadighed filtreres klorholdigt bassinvand over kulfilteret, kan der være en risiko for, at kulfilteret med tiden er med til at forringe vandkvaliteten med hensyn til indholdet af klorerede organiske forbindelser.

I nye vandbehandlingsanlæg er det med held forsøgt med indbygning af væsentlig større kulfilterkapacitet i forhold til tidligere. Der foreligger dog endnu ikke veldokumenterede danske undersøgelser til belysning af behovet for udskiftning af de aktive kul som funktion af disses belastning. I Wendt & Sørensen (1999) er rapporteret en undersøgelse af et separat aktivt kulfilter til fjernelse af THM, og processens effektivitet er dokumenteret. Der foreligger dog ikke undersøgelser, der nærmere belyser processens kinetik, reaktionstider, kapaciteten af det aktive kul, mv.

6.2.5 Økonomi

Udgifter til investering og drift af supplerende behandlingsanlæg, der anvender granuleret aktivt kul til reduktion af bundet klor eller THM, er beregnet i Miljøstyrelsen (2006b).

For et aktivt kul filteranlæg, der kan reducere bundet klor til værdier omkring 0,2 mg/l i et typisk 25 m bassin med en recirkuleret hovedstrømsmængde på 210 m³/h, er angivet en investeringsomkostning på ca. 240.000 kr. Den tilhørende driftsudgift er beregnet til ca. 32.000 kr/år. Det skal dog bemærkes, at investeringsudgiften såvel som driftsudgiften er behæftet med nogen usikkerhed, da der ikke foreligger veldokumenterede danske eller internationale undersøgelser af de nødvendige delstrømsmængder og behovet for udskiftning af de aktive kul.

Såfremt det ønskes at supplere med et aktivt kulfilter til fjernelse af THM med en antaget reduktion i THM-niveauet med 25-50 µg/l, vil der yderligere være behov for en investering på ca. 127.000 kr., og medfølgende driftsudgifter vil være ca. 32.000 kr/år.

6.2.6 Diskussion og anbefaling

Aktive kulfiltre til vandbehandling af svømmebadsvand har udbredt anvendelse i Danmark og vurderes at være en velegnet behandlingsmetode, som kan reducere en række af de uønskede klorbiprodukter.

Med baggrund i manglen på veldokumenterede studier om effektiviteten af aktivt kul på komponenter, der er interessante i forhold til behandling af svømmebadsvand, synes det imidlertid oplagt – i lyset af den brede anvendelse af aktivt kul teknologi – at forbedre dokumentationen for kulfiltrenes effekt på de relevante komponenter.

Herunder synes det relevant at få belyst de eventuelle negative konsekvenser ved akkumulering af organiske stoffer i filteret, hvor der til stadighed tilføres vand med indhold af frit klor, der kan reagere med det akkumulerede stof og eventuelt danne uønskede klorerede biprodukter.

Ved anvendelse af aktivt kul skal man endvidere være opmærksom på risikoen for, at der kan opstå bakterievækst i kulfiltermaterialet, og at denne bakterievækst under uheldige omstændigheder – som fejlbetjening og forkert anlægsopbygning – kan forurene bassinvandet i uacceptabel grad. Ved installation af aktive kulfilteranlæg bør man derfor sikre sig, at leverandøren leverer klare anvisninger for installering og drift af behandlingssystemer for aktivt kul for at undgå en mikrobiologisk forurening af bassinvandet. Et væsentligt middel til at holde aktive kulfiltre fri for uønsket mikrobiologisk vækst er hyppig returskylning. Ifølge tyske normer returskylles mindst to gange om ugen i 4-6 minutter med 60-65 m/h, mens hyppigheden af returskylning typisk er en gang om ugen i Danmark. Som nævnt for sandfiltrene vil et øget skyllevandsforbrug sandsynligvis gøre det interessant at etablere anlæg til regenerering af skyllevandet.

I forbindelse med optimering af effekten af aktivt kulanlæg er der endvidere behov for udarbejdelse af anvisninger til løbende monitering af kullenes effektivitet og sikring af, at de aktive kul udskiftes, når adsorptionskapaciteten er opbrugt. Ved den løbende monitering af driften vil det endvidere være relevant at monitere for mikrobiologiske parametre i det aktivt kul behandlede vand.

6.3 UV-teknologi

6.3.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

I forbindelse med behandling af svømmebadsvand vil UV-lys kunne anvendes til desinfektion og minimering af indholdet af bundet klor. UV-anlæg til fjernelse af bundet klor har i dag en vis udbredelse i Europa, hvor den medfølgende desinfektion af eksempelvis klorresistente mikroorganismer er en positiv sideeffekt. Sideløbende med de øvrige effekter sker der i UV-anlæg en løbende fjernelse af frit klor fra vandet.

UV-lys er elektromagnetisk stråling med lysbølgelængder mellem 100-400nm. UV-lys klassificeres ofte i fire klasser: Vakuum UV (VUV) (100-200nm), UV-C (200-280nm), UV-B (280-315 nm) og UV-A (315-400 nm).

En principskitse af et UV-anlæg fremgår af figur 6.3.1. Hovedprincippet er meget simpelt, idet bassinvandet ledes gennem en beholder, hvor vandet udsættes for en kontrolleret dosis UV-bestråling.

Figur 6.3.1 Principskitse af UV-anlæg.

UV-lamper

UV-lys genereres ved at påtrykke elektrisk energi over en lampe, der typisk indeholder kviksølvgas. Kviksølv har den egenskab, at det ved henfald af exciterede elektrontilstande til normal energitilstand udsender lys i det ultraviolette område. De UV-bølgelængder, der udsendes fra lampen, afhænger af de fysiske og kemiske forhold, der er gældende i lampen (stofsammensætning, tryk og temperatur). Med hensyn til sammensætning af kviksølvlamper skelnes der typisk mellem følgende to lampetyper (US EPA, 2003):

• UV-lavtrykslamper, der udsender monokromatisk UV-lys ved en bølgelængde på 253,7 nm og typisk anvendes til desinfektion
   
• UV-mellemtrykslamper, der udsender et bredspektret UV-lys og anvendes til desinfektion og fotokemiske oxidationsreaktioner

For mellemtrykslamper kan det udsendte bølgelængdespekter og energifordelingen på de forskellige bølgelængder ændres ved at ændre tilstandene i lampen. På den måde er det muligt at designe mellemtrykslamper til forskellige formål.

Der forskes løbende i udvikling af nye typer UV-lamper, som eksempelvis pulserende lamper. Disse lamper virker ved, at en række kondensatorer opbygger og afleverer strøm i pulser med en frekvens mellem 1 og 30 hertz. Disse lamper er uden kviksølv, og den elektriske energi sendes i stedet igennem en inert gas som eksempelvis Xenon, Argon eller Krypton (eller en blanding af dem). For hver puls udsendes høj intensitets-, bredspektret UV-lys, der er i stand til både at desinficere og initiere fotokemiske reaktioner i det passerende vand. Dosis kan justeres ved ændring af pulsfrekvensen (Parsons, 2004; US EPA, 1999a).

Virkemåde

Afhængigt af om UV-anlægget primære funktion er desinfektion eller fjernelse af bundet klor, er virkningsmekanismen forskellig.

Desinfektion

Ved desinfektion inaktiverer UV-lys mikroorganismerne ved at ødelægge DNA eller RNA, så mikroorganismernes evne til at reproducere sig ødelægges. UV-bestråling inaktiverer effektivt såvel de levende celler som sporeformen af bakterier, og derudover er UV-lys også i stand til at inaktivere vira og andre patogene mikroorganismer som eksempelvis protozoer. For de forskellige typer af mikroorganismer gælder imidlertid, at den nødvendige UV-dosis for at opnå en given reduktion varierer meget. UV-dosis måles som UV-intensiteten på belysningsstedet i W/m² multipliceret med belysningstiden over et givet tidsrum målt i sekunder. Dette giver den samlede bestrålingsenergi i J/m².

Den traditionelle måleenhed for belysningsdosis er dog mJ/cm² eller den tilsvarende mWs/cm², og matematisk kan UV-dosis beregnes ud fra følgende sammenhæng (US EPA, 1999a):

D = I·t

hvor: D = UV-dosis [mJ/cm²]; I = UV intensiteten [mW/cm²] og t = eksponeringstiden.

Derudover bør D også forsynes med bølgelængdens indeks λ. Uden angivelse udgør λ = 254 nm.

Endvidere vil den nødvendige intensitet til opnåelse af en tilstrækkelig dosis ved en given bestrålingstid være afhængig af kvaliteten af det vand, der behandles, idet et højt indhold af suspenderet stof (partikler) og/eller UV absorberende stoffer vil reducere UV-lysets indtrængning i væsken (US EPA, 1999a) og dermed reducere behandlingens effekt.

Fjernelse af uorganiske kloraminer

Ud over at UV-lys kan anvendes til desinfektion, er det også muligt at kombinere forskellige UV-bølgelængder med henblik på at nedbryde de uorganiske kloraminer. Via en række UV-inducerede radikalreaktioner er det muligt at spalte N-Cl bindingerne på kloraminer i en vandig opløsning (Dreyer & Lyngkilde, 1983):

For monokloramin er den overordnede reaktion:

For dikloramin er reaktionen:

Og for trikloramin er reaktionen:

Via disse reaktioner omdannes mono-, di- og trikloramin til komponenter som nitrogen gas, klor og saltsyre. For at inducere disse reaktioner er det nødvendigt at anvende lamper med et bredere bølgelængdespekter end lavtrykslamperne, hvorfor UV-anlæg til fjernelse af kloramin består af mellemtrykslamper eller eventuelt en kombination af mellemtrykslamper og lavtrykslamper, hvis en samtidig desinfektion er ønskelig (Dreyer & Lyngkilde, 1983). Derudover kræver kloraminfjernelsen en dosis i bølgelængderne under 220 nm på omkring 125-150 mJ/cm².

6.3.2 Anvendelse og placering

UV-behandling vil ved behandling af svømmebadsvand kunne anvendes som en supplerende desinfektionsteknologi samt til reduktion af indholdet af bundet klor. Ved anvendelse af UV-behandling alene til desinfektion vil der typisk skulle anvendes en lavtryks UV-lampe, mens der ved kombination af desinfektion og fjernelse af bundet klor vil skulle anvendes en mellemtrykslampe.

UV-behandling vil kunne designes til såvel fuldstrøms- som delstrømsbehandling af svømmebadsvandet. Anlæggene anvendes i dag typisk som delstrømsanlæg. En principskitse af UV-behandling indsat som delstrømsbehandling er vist på figur 6.3.2.

Figur 6.3.2 UV-behandling indsat som delstrømsbehandling.

Placering af UV-behandling efter sandfiltrene skal sikre, at indholdet af suspenderet stof (partikler) er tilstrækkeligt lavt, så effektiviteten af UV-behandlingen ikke mindskes på grund af partiklernes absorption af UV-lyset. UV-anlæg styres typisk ved hjælp af en intensitetsmåler, der skal sikre, at det passerende vand udsættes for en tilstrækkelig dosis til at opnå den ønskede effekt ved behandlingen.

6.3.3 Designparametre og rensningseffektivitet

Generelt gælder det for UV-anlæg, at de skal designes til at levere en given UV-dosis, jf. ovenstående ligning. Afhængigt af, om formålet er desinfektion eller fotokemiske reaktioner, skal UV-dosis være forsynet med et bølgelængdeindeks, der indikerer, ved hvilken bølgelængde lysenergien udsendes.

Ved anvendelse af UV til desinfektion bør der anvendes en UV-dosis på mellem 40-120 mJ/cm² ved bølgelængden 253,7 nm afhængig af, hvilken drabseffekt der ønskes, og hvilke mikroorganismer der skal fjernes. Derudover bør UV-desinfektionsanlægget være forsynet med en UV- intensitetsmåler for løbende at kontrollere lampens tilstand (US EPA, 1999a). Ved bølgelængden 253,7 nm opnås en mindre reduktion af monokloramin. Dette skyldes, at monokloramin anslås ved 243,8 nm, og at en mindre del af UV-energien fra en lavtryks UV-lampe har bølgelænger i dette område (Dreyer & Lyngkilde, 1983).

For fotokemiske UV-anlæg til minimering af bundet klor skal UV-dosis være større end 450 mJ/cm², hvoraf den største del af dosen skal udsendes ved bølgelængder under 220 nm. De fotokemiske UV-anlæg kan bruges som delstrømsanlæg eller hovedstrømsanlæg. Ved delstrømsmetoden skal mængden dog tilpasses således, at hele bassinvolumenet mindst én gang i døgnet har været behandlet i UV-anlægget. Der foreligger ikke i litteraturen angivelser af, hvor stor en reduktion der opnås i det bundne klor ved en given UV-dosis og passage gennem anlægget.

6.3.4 Erfaringsniveau og teknologistade

Ved søgning på videnskabelig litteratur i såvel videnskabelige databaser og på Internettet er der ikke fundet videnskabelig dokumentation for erfaring med anvendelse af UV-anlæg til behandling af svømmebadsvand. Imidlertid er UV-anlæg bredt anvendt i europæiske svømmebade til fjernelse af bundet klor, hvorimod der ikke er kendskab til UV-anlæg installeret i svømmebade specifikt med henblik på desinfektion.

Anvendelsen af UV-anlæg til desinfektion i almindelighed er bredt dokumenteret, og en udmærket oversigt over teknologiens effektivitet over for en lang række mikroorganismer er givet i Hijnen et al (2006).

Med hensyn til UV-behandlingens effekt på øvrige desinfektionsbiprodukter er der fundet videnskabelige artikler omhandlende behandling af overfladevand til drikkevand. I disse artikler er effekten af UV-behandling af forbehandlet og forkloreret overfladevand i forhold til dannelsen af THM og HAA undersøgt under forskellige betingelser i pilotskala med en UV-mellemtryksreaktor. Ved et forsøg, hvor det frie klorindhold blev varieret fra 0-48 mg/l og UV-dosis fra 0-5047 mJ/cm², blev der observeret et gradvist aftagende indhold af THM i udløbet fra UV-reaktoren, mens der for de samme forhold blev observeret et stigende indhold af HAA (Zheng et al., 1999a,b).

UV-behandling synes således under de ved forsøget benyttede driftsforhold at kunne medvirke til at reducere indholdet af THM, hvorimod det medførte en stigning i indholdet af klorerede eddikesyrer. Det skal dog pointeres, at de rapporterede forsøg er udført med meget høje maksimale klorkoncentrationer og med meget høje maksimale UV-doser. I det for svømmebade relevante driftsområde med hensyn til klorkoncentration og UV-dosis kunne der ved de rapporterede forsøg ikke observeres nogen effekt på THM og HAA, og resultaterne er således udelukkende kvalitative indikationer af de involverede mekanismer.

Sammenfattende må det konstateres, at der et stort behov for undersøgelser, der belyser reaktionskinetik samt designparametre og effektivitet til fjernelse af bundet klor ved UV-behandling. Herunder er der behov for at belyse eventuelle påvirkninger af AOX-komponenter i det for svømmebade relevante behandlingsområde.

6.3.5 Økonomi

Udgifter til investering og drift af supplerende behandlingsanlæg, der anvender UV-behandling i en delstrøm til reduktion af bundet klor, er beregnet i Miljøstyrelsen (2006b). I Miljøstyrelsen (2006b) er antaget en kombination af UV-C-lamper og fotokemiske lamper.

For et UV-anlæg, der kan reducere bundet klor til værdier omkring 0,2 mg/l i et typisk 25 m bassin med en recirkuleret hovedstrømsmængde på 210 m³/h, er angivet en investeringsomkostning på ca. 184.000 kr. Den tilhørende driftsudgift er beregnet til ca. 33.000 kr/år. Det skal dog bemærkes, at investeringsudgiften såvel som driftsudgiften er behæftet med nogen usikkerhed, da der ikke foreligger veldokumenterede danske eller internationale undersøgelser af de nødvendige delstrømsmængder og behovet for udskiftning af lamper, mv.

6.3.6 Diskussion og anbefaling

Anvendelsen af UV-anlæg til desinfektionsformål er i almindelighed veldokumenteret i litteraturen med hovedvægten på undersøgelser af drikkevand. Design af UV-desinfektionsanlæg til svømmebadsvand kan derfor foregå på et solidt grundlag af eksisterende viden.

Det samme kan imidlertid ikke siges om anvendelsen af UV-anlæg til fjernelse af bundet klor, der må siges at være den mest interessante anvendelse i den aktuelle problemstilling. Til denne anvendelse er det konstateret, at der er et behov for veldokumenterede undersøgelser, som vil kunne støtte en optimal dimensionering samt tilhørende økonomiberegninger for UV-delstrømsanlæg.

Der er således behov for gennemførelse af grundlæggende teknologiske undersøgelser og teknologiafprøvninger til belysning af mekanismer, reaktionskinetik og effektivitet af UV-anlæg til fjernelse af bundet klor. Der har endvidere i fag- og branchekredse været en del diskussion af UV-teknologiens eventuelle effekter relateret til dannelse/fjernelse af klorerede organiske forbindelser, AOX’er. Det ville derfor være ønskeligt at inddrage belysning af disse fænomener i sådanne undersøgelser.

6.4 Ozonteknologi

6.4.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Ozon er et kraftigt oxidationsmiddel, der er i stand til både at desinficere og oxidere organisk stof, og indenfor vandbehandling har ozon fundet anvendelse i begge applikationer. Ozon er en ustabil gas, der naturligt henfalder til ilt, og det er således nødvendigt at producere ozongassen på stedet, hvor det skal anvendes. De vigtigste faktorer for en effektiv anvendelse af ozon i vandbehandling er opløsning af ozongassen i vandfasen, sikring af en nødvendig reaktionstid samt fjernelse af overskydende ozon fra henholdsvis udløbsvandet og afgangsgassen. Et ozonanlæg kan designes på forskellig vis, men generelt har et vandbehandlingssystem med ozon fire basale komponenter: et gasfødesystem, en ozongenerator, et ozon overførsels- og kontaktsystem samt et afgangsgasbehandlingssystem. Et eksempel på et ozonvandbehandlingssystem er skitseret i figur 6.4.1.

Figur 6.4.1 Et ozonvandbehandlingssystem med boble-diffusor overførsels- og kontaktsystem.

Ved anvendelse af ozon til vandbehandling anvendes primært ren ilt som fødegas. Ren ilt kan købes og opbevares som flydende ilt, eller det kan genereres på stedet ud fra atmosfærisk luft ved hjælp af en iltgenerator. Ozon genereres ud fra ilten ved at lade den passere et specielt designet spændingsfelt i en ozongenerator, hvorved der fås en gasblanding af ozon og ilt. Den ozonholdige gas overføres til vandet ved hjælp af enten et boble-diffusor kontaktkammer eller ved injektion med en venturi-injektor. Afgangsgassen behandles ved enten høj temperatur (350°C), ved hjælp af høj temperatur (100°C) og katalysator eller med et aktivt kulfilter (US EPA, 1999a). I nogle tilfælde kan afgangsgassen recirkuleres for bedre udnyttelse af den genererede ozon.

Virkemåde

Måden, hvorpå ozon virker ved vandbehandling, er stærkt afhængig af pH-værdien, da denne påvirker ozons naturlige henfald i vand.

I sur eller neutral opløsning er ozon ustabil og dekomponerer via en række kædereaktioner til ilt. Ved disse betingelser sker der en direkte oxidation af stoffer med molekylær opløst ozon. Den direkte oxidation er meget selektiv mod specifikke funktionelle grupper som eksempelvis aromatiske forbindelser og stoffer med dobbelt- og trippelbindinger (US EPA, 1999b).

I basiske opløsninger (pH>7,5) dekomponerer ozon via en række komplekse reaktioner til hydroxylradikaler (OH^·), der er et endnu stærkere oxidationsmiddel end ozon. Ved disse betingelser sker der både en direkte oxidation med ozon samt en indirekte oxidation med hydroxylradikaler. Den indirekte oxidation er uselektiv og kraftigere end den direkte oxidation med molekylær ozon og vil således kunne oxidere et bredere spekter af organiske stoffer (US EPA, 1999b).

Ved de pH-værdier, der anvendes i svømmebade, må det forventes, at ozon vil virke ved både den direkte oxidation med molekylær ozon og oxidation med hydroxylradikaler, se figur 6.4.2.

Figur 6.4.2 Ozons oxidationsmekanisme som funktion af pH (US EPA, 1999b).

De forureningskomponenter i svømmebadsvand, der vil blive påvirket ved behandling med ozon, vil dels være kloraminerne (Eichelsdörfer & Jandik, 1979 og 1985) og dels være specifikke organiske stoffer, der er forløbere for klorerede organiske desinfektionsbiprodukter (Kleiser & Frimmel, 2000; Vahala et al., 1999) samt indholdet af organisk stof generelt.

Kleiser & Frimmel, 2000 fandt, at den direkte oxidation med molekylær ozon var i stand til selektivt at fjerne stoffer, der reagerer med klor under dannelse af THM, de såkaldte THM-forløbere eller THM precursors. Den indirekte oxidation med hydroxylradikaler fjernede ikke selektivt THM-forløberne, men reducerede indholdet af organisk stof, hvorved det samlede klorforbrug blev reduceret. Den observerede reduktion i indholdet af THM-forløbere var 32% ved en ozondosering på 1,5 mgO₃/mgDOC (DOC-indhold 2 mg/l).

Den positive effekt af ozon til fjernelse af DBP-forløbere bekræftes yderligere af et pilot-studie gennemført af Vahala et al. (1999) på Pitkäkoski vandbehandlingsanlæg i Finland, der behandler søvand ved traditionel koagulering/flokkulering, sedimentation og sandfiltrering. Formålet med pilotforsøget var at undersøge betydningen af ozonbehandling og aktivt kulfiltrering efter sandfiltreringen på klorbehovet, THM-niveauet og AOX-niveauet ved klordesinfektion af det behandlede søvand.

Resultaterne af 1½ års pilotforsøg viste, at ozon ved et specifikt ozonforbrug på 0,4 mgO₃/mgTOC (TOC-indhold 2,8 mg/l) kunne nedbringe AOX med 37% og THM med 76% uden at nedbringe det samlede klorbehov.

Ozon vil også kunne oxidere tilstedeværende bromid til bromat, som anses for at være kræftfremkaldende. Det kan således være nødvendigt at holde øje med sideprocesserne, især hvis spædevandet indeholder væsentlige koncentrationer af bromid (WHO, August 2000).

6.4.2 Anvendelse og placering

Ozon kan betragtes som et af de stærkeste oxidations- og desinfektionsmidler, der kan anvendes til behandling af svømmebadsvand. Ozon er dog uegnet som desinfektant med residualeffekt, da det naturligt dekomponerer til ilt og samtidig vil fordampe og give anledning til gener hos de badende. Ved behandling af svømmebadsvand anvendes ozon således som primær oxidant og desinfektant efterfulgt af en fjernelse af overskydende ozon og tilsætning af desinfektant med residualeffekt.

I det recirkulerede vandkredsløb kan ozonbehandlingen placeres således, at enten en delstrøm eller hele den recirkulerede vandmængde behandles. En skitse af placeringen af ozonbehandling i hovedstrøm før sandfilteret ses i figur 6.4.3.

Figur 6.4.3 Principskitse af placeringen af ozonbehandling i vandbehandlingssystemet til svømmebadsvand.

Ifølge den tyske norm DIN 19643 kan ozonbehandlingen placeres i hovedstrøm enten inden eller efter sandfilteret. Placering inden sandfilteret kan vælges, fordi ozon har en evne til også at virke som koagulant og dermed øge størrelsen af partikler, der skal fjernes i sandfilteret. Ved placering inden sandfilteret fjernes overskydende ozon i et lag af aktivt kul placeret i toppen af sandfilteret. Placering efter sandfilteret kan vælges, fordi der primært foruden desinfektion af eventuelle klorresistente mikroorganismer ønskes en oxidering af opløst organisk stof og deraf følgende reducering af indholdet af desinfektionsbiprodukter, klorbehovet og det nødvendige indhold af frit klor. Ved placering af ozonbehandlingen efter sandfilteret skal overskydende ozon fjernes i et aktivt kulfilter med kapacitet til behandling af hele vandmængden, hvilket vil være særdeles omkostningsfuldt.

Til monitering og kontrol af ozonanlæggets funktion – herunder den tilførte ozonmængde fra generatoren, ozonkoncentrationen i vandfasen, fjernelsen af overskydende ozon fra det behandlede vand samt behandlingen af afgangsgassen – findes sensorer til måling af ozon i både tilgangsgas, vandfase og afgangsgas. På baggrund af målingerne kan tilførslen af ozon reguleres, og der kan gives alarmer for forhøjede koncentrationer af ozon i den behandlede afgangsgas eller ved opbrugt kapacitet af kulfiltrene til fjernelse af ozon fra det behandlede vand.

6.4.3 Designparametre og rensningseffektivitet

Den dimensionsgivende designparameter for et ozonanlæg er det specifikke ozonforbrug angivet som mængden af ozon pr. mængde organisk stof (mgO₃/mg(COD, TOC eller DOC)), der skal tilsættes for at fjerne en vis procentdel af DBP-forløbere. I DIN 19643 er det specifikke ozonforbrug omsat til en nødvendig ozonkoncentration i vandet ud fra typisk indhold af organisk stof samt i forhold til vandtemperaturen. Ud fra recirkuleringsgraden og indholdet af organisk stof kan det totale ozonbehov pr. tid og dermed størrelsen på ozongeneratoren bestemmes.

Ud over bestemmelsen af det specifikke ozonforbrug er det nødvendigt at kende reaktionshastigheden for at kunne bestemme størrelsen af kontaktkammeret. Ifølge erfaringerne fra de tyske undersøgelser og retningslinjerne i DIN 19643 bør kontakttiden være mellem 3 til 15 minutter for at opnå en tilstrækkelig fjernelse af DBP-forløbere og organisk stof.

Ud fra erfaringerne i litteraturen kan der angives følgende designdata og rensningseffektivitet på svømmebadsrelevante parametre ved anvendelse af ozon, se tabel 6.4.1.

Tabel 6.4.1 Designdata og rensningseffektivitet for anvendelse af ozon i svømmebade.

- = ingen data.

6.4.4 Erfaringsniveau og teknologistade

Anvendelse af ozon som primær oxidant i behandlingen af svømmebadsvand for minimering af klorforbruget samt indholdet af bundet klor og trihalomethaner (THM) er veldokumenteret og velbeskrevet. Anvendelse af ozon er således beskrevet i den tyske norm for behandling og desinfektion af svømmebadsvand i to ud af fire godkendte proceskombinationer, der må anvendes til behandling og desinfektion af svømmebadsvand (DIN 19643, 1997). DIN 19643 foreskriver, at vandet tilføres ozonkoncentrationer på 0,8-1,5 mg/l – afhængig af vandtemperaturen – efterfulgt af en reaktionstid på minimum tre minutter. Det ozonbehandlede vand kan så efterfølgende desinficeres med en mindre mængde klor svarende til et frit klorindhold på 0,2-0,5 mg/l for svømmehaller og 0,7-1,0 mg/l for varmtvandsbassiner.

Dokumentationen for inddragelse af ozon i den tyske norm foreligger i en række publicerede artikler fra starten af 70’erne til starten af 80’erne, men også nyere undersøgelser viser ozons evne til at minimere indholdet af bundet klor og THM samt klorforbruget og det nødvendige indhold af frit klor for opretholdelsen af en tilstrækkelig desinfektion.

Eichelsdörfer & Harpe (1970) viste ved laboratorieforsøg, at urinstof udskilt fra de badende, der normalt ved reaktion med klor ville danne kloraminer, kunne nedbrydes til nitrat, kuldioxid og vand ved behandling med ozon. Herved vil anvendelse af ozonbehandling i vandbehandlingskredsløbet i svømmebadene kunne nedbringe indholdet af bundet klor.

Eichelsdörfer & Jandik (1979) fandt endvidere, at ozon – ud over at nedbryde de organiske kvælstofforbindelser – også var i stand til at nedbryde kloraminerne til klorid og nitrat, hvorved lugten og irritationsgenerne fra den bundne klor kunne elimineres. Derudover kunne ozonbehandlingen samtidig reducere koncentrationen af de klorerede organiske forbindelser betragteligt.

En anden konklusion på de to ovenstående undersøgelser var dog, at ozons reaktion med forureningskomponenterne i svømmebadsvandet var relativ langsom.

For at undersøge muligheden for yderligere forbedring af vandkvaliteten i svømmebadene undersøgte Eichelsdörfer & Jandik (1985) derfor effekten af ozonbehandling med længere kontakttid. Der blev gennemført forsøg i et fuldskala forsøgssvømmebad på det Tekniske Universitet i München (Eichelsdörfer & Quentin, 1982). For at sikre tilstrækkelig tilførsel af forureningskomponenter til vandet blev badebelastningen fastholdt over den tilladte belastning under forsøgsdagene. Ozon blev tilført svømmebadsvandet i en koncentration på 1 mg/l efterfulgt af en kontakttid på 15 minutter, hvorefter overskydende ozon og koagulerede partikler blev fjernet i et multilagsfilter bestående af et sandfilter, hvori de øverste 15 cm bestod af et lag aktivt kul. Det behandlede svømmebadsvand blev efterfølgende desinficeret ved tilsætning af klor til en koncentration af frit klor på 0,3-0,5 mg/l. Forsøget blev gennemført over fem dage med målinger af indholdet af organisk stof (KMnO₄), bundet klor, THM-dannelsespotentialet samt alle bakteriologiske parametre beskrevet i DIN 19643 for at vurdere effektiviteten.

Forsøget viste, at ozon ved længere kontakttid er effektivt til at nedbringe indholdet af organisk stof (KMnO₄) til under indholdet af spædevandet uanset badebelastningen. Den effektive reduktion i indholdet af organisk stof medførte desuden et fald i THM-dannelsespotentialet på op til 60% og et fald i indholdet af THM i bassinet til mellem 3-7 µg/l. Endvidere kunne indholdet af bundet klor reduceres med 50-75%, hvorved indholdet af bundet klor i udløbet fra sandfilteret faldt til mellem 0,02 og 0,1 mg/l. Reduktionen af indholdet af bundet klor i vandbehandlingen medførte således et fald i indholdet af bundet klor i bassinet fra 0,35 mg/l til 0,22 mg/l over hele forsøgsperioden. Alle bakteriologiske parametre var i hele forsøgsperioden i overensstemmelse med kravene beskrevet i DIN 19643.

De tyske erfaringer med anvendelse af ozon som primær oxidant og desinfektant er sammenfattet af Rice (1989) i et review om anvendelse af ozon til behandling af svømmebadsvand. En række pilotskalaforsøg, hvor ozon har været anvendt i forskellige proceskombinationer til behandling af svømmebadsvand, dokumenterede, at introduktion af flokkulering inden sandfilteret og ozonbehandling efter sandfilteret kunne nedbringe indholdet af organisk stof målt som KMnO₄ med 99%, fastholde indholdet af trihalomethaner (THM) under 10 µg/l samt minimere det frie klorindhold til 0,2-0,5 mg/l uden, at de mikrobiologiske kvalitetskrav blev overskredet.

Steinbruchel et al. (1991) rapporterer endvidere erfaringerne af et års drift af to ozonanlæg på to bassiner i en svømmehal i USA. Installationen af anlæggene blev baseret på DIN 19643. De to anlæg blev installeret i to separate vandbehandlingssystemer, der behandler svømmebadsvand fra henholdsvis et lille undervisningsbassin med høj temperatur og et traditionelt bassin. Resultaterne af en 1-årig testperiode med kontrol af mikrobiologiske parametre efter DIN 19643 viste, at alle udtagne prøver kunne overholde de gældende vandkvalitetskrav til trods for drift med et frit klorindhold på kun 0,2 mg/l.

Bataller et al. (2000) rapporterer erfaringerne af et års drift af ozonbehandling af svømmebadsvand med vandtemperaturer over 31°C. Ozonbehandlingen blev installeret på hovedvandstrømmen i henhold til DIN 19643 med ozonanlægget placeret efter sandfilteret. Resultaterne viste, at det ved stigende temperaturer var nødvendigt at øge ozonkoncentrationen i vandet, og i hele perioden varierede koncentrationen således mellem 1-3 mg/l. Den daglige kontrol af de mikrobiologiske parametre viste, at alle krav beskrevet i DIN 19643 kunne overholdes i hele perioden.

6.4.5 Økonomi

Ozonanlægget består hovedsageligt af en ozongenerator og et kontaktsystem med overførsel af ozon til vandet samt en reaktionstid i et kontaktkammer. Kontaktsystemet designes typisk efter, hvor meget ozon der skal overføres til vandfasen for at opnå en given ozonkoncentration. I det aktuelle priseksempel er anvendt et injektor-kontaktsystem. Til fjernelse af ozon i afgangsgassen vælges typisk en termisk katalytisk afgangsgasbehandlingsenhed, fordi den fjerner ozongassen hurtigere og samtidig har længere levetid end eksempelvis et aktivt kulfilter.

Driftsomkostningerne til drift af et ozonanlæg ligger typisk i intervallet 12-18 kWh/kgO₃.

På baggrund af priser fra (Dryden Aqua, 2004) kan det opgøres, at et ozonanlæg til hovedstrømsbehandling ved et typisk 25 m bassin med en recirkuleret hovedstrøm på ca. 210 m³/h vil have en investeringsudgift omkring 400.000 kr. Den årlige driftsudgift vil være ca. 20.000 kr. ved drift med dosering af 1 g ozon pr. m³ recirkuleret bassinvand.

Ved behandling af svømmebadsvand er det nødvendigt at fjerne overskydende ozon fra det behandlede vand. Dette gøres ved anvendelse af aktive kulfiltre. Ved placering af ozonanlægget inden sandfiltrene kan man eventuelt, hvis filtrene er egnede til det, benytte løsningen med at lægge et lag granuleret aktivt kul øverst i filteret. På den måde kan investeringsomkostningen til fjernelsen af overskudsozon i vandet minimeres. Såfremt der skal etableres særlige aktive kulfiltre på hovedstrømmen til fjernelse af overskudsozon vil det blive en særdeles omkostningstung løsning.

Umiddelbart synes det interessant at etablere ozonbehandling i delstrøm som en metode til effektiv reduktion af forløbere til DBP-dannelsen. Man kan da benytte de eksisterende aktive kulfiltre til fjernelse af overskudsozon. Mere end 75% af alle indendørs svømmebassiner i Danmark har allerede installeret aktive kulfiltre (Miljøstyrelsen, 2003). Installation af ozonbehandling i delstrømmen til disse filtre vil derfor for de fleste svømmebassiner kunne gennemføres uden ekstra omkostninger til kulfiltre, og investeringsomkostninger og driftsomkostninger vil blive betydeligt lavere end angivet for hovedstrømsløsningen. Ozonbehandling vil kunne forventes at øge driftsomkostningerne til kulfilteret, da kullets levetid forventes at blive mindre.

6.4.6 Diskussion og anbefaling

Som sammenfatning på gennemgangen af den eksisterende viden om anvendelse af ozon til behandling af svømmebadsvand vurderes der at foreligge tilstrækkelig dokumentation for at kunne betragte ozon som en velafprøvet teknologi på hovedvandstrømmen til behandling af svømmebadsvand med henblik på minimering af klorforbruget og indholdet af bundet klor og trihalomethaner. Ud fra et teknisk synspunkt vurderes det således muligt at kunne forbedre vandkvaliteten og minimere klorforbruget i de danske svømmehaller ved implementering af ozonbehandling i det recirkulerede vandbehandlingssystem.

Det vurderes endvidere, at der som ved anvendelse af andre teknologier kan opnås varierende forbedring af vandkvaliteten afhængigt af, om man placerer ozonbehandlingen på hovedvandstrømmen eller på en delstrøm. Det synes umiddelbart særdeles interessant at gennemføre veldokumenterede teknologiafprøvninger med ozonbehandling af delstrømme i forbindelse med eksisterende aktive kulfiltre med henblik på at få belyst, hvilken grad af forbedring i vandkvaliteten, der vil kunne opnås ved denne teknologikombination.

Inden implementering af ozonbehandling anbefales det – som for andre nyere teknologier – at gennemføre en forsøgsperiode med intensiv kontrol af vandkvaliteten for at dokumentere effekten på både kemiske og mikrobiologiske parametre. Ved både test og implementering anbefales det at tage udgangspunkt i beskrivelserne i den tyske norm DIN 19643.

6.5 Membranfiltrering

6.5.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Membranfiltrering er en velkendt og velafprøvet teknologi, der har fundet bred anvendelse indenfor vandbehandling af eksempelvis drikkevand, procesvand i industrien og til afsaltning af havvand til drikkevandsformål. Til anvendelse inden for svømmebadsområdet er der dog tale om en nyere teknologi.

Membranfiltreringsprocesser er kendetegnet ved, at vandet ved hjælp af tryk presses igennem en membran, som er i stand til at tilbageholde stoffer af en given størrelse/molekylvægt. Ved membranfiltreringsprocessen opdeles vandet traditionelt i to vandstrømme, der benævnes henholdsvis permeat og koncentrat. Permeatet er det rensede vand, som passerer membranen, og koncentratet er den vandstrøm, hvori de tilbageholdte stoffer opkoncentreres. Ved membranfiltrering af svømmebadsvand er koncentrationerne af de forureningskomponenter, der tilbageholdes, typisk så lave, at der ikke udledes en konstant koncentratstrøm. I stedet udledes koncentratet periodisk, og membranen renses eventuelt samtidig ved et kortvarigt tilbageskyl. En principskitse af et membrananlægs funktion på svømmebadsvand er vist på figur 6.5.1.

Figur 6.5.1 Principskitse for membranfiltrering af svømmebadsvand.

Membranerne kategoriseres normalt efter størrelsen af porerne og størrelsen af de stoffer, som membranen tilbageholder. Der findes følgende fire kategorier af membraner listet efter faldende porestørrelse:

• Mikrofiltrering (MF)
• Ultrafiltrering (UF)
• Nanofiltrering (NF)
• Omvendt osmose (RO)

De væsentligste egenskaber, der karakteriserer de forskellige membrantyper, er kapaciteten (flux) og rensningseffektiviteten. Fluxen angiver, hvor meget rent vand et membrananlæg kan producere pr. membranareal pr. tid og angives normalt i (l/(m²×h)) eller (m³/(m²×dag)).

De væsentligste proceskarakteristika for de fire membrantyper er sammenfattet i tabel 6.5.1.

Tabel 6.5.1 Proceskarakteristika for membraner (Jönsson, 2002).

Et membrananlæg er sammensat af en række membranmoduler samt tilhørende udstyr i form af pumper, rørføringer, ventiler, overvågningssystem og rengøringssystem. Måleinstrumenterne består normalt af tryk-, temperatur-, ledningsevne- og flowmålere. Ved membranfiltrering af svømmebadsvand vil der ikke være særligt store krav til forbehandling af vandet, men afhængigt af udformningen af membranmoduler vil der være forfiltreringskrav, som sikrer den optimale hydrauliske funktion af membrananlægget.

De membranmoduler, som indgår i anlægget, kan ligeledes være opbygget på forskellig vis, men der findes fire grundlæggende modultyper:

• Rørmoduler
• Plademoduler
• Spiralmoduler
• Hulfibermoduler

Valget af modultype afhænger af pris og de krav til forbehandling, som de forskellige moduler stiller. Hvilken modultype, der vil være bedst egnet, afhænger desuden af egenskaberne af den vandstrøm, som skal behandles, og må afgøres fra gang til gang. Erfaringen viser imidlertid, at rørmoduler er velegnede til vand indeholdende større koncentrationer af partikler eller fibre, mens spiral- og hulfibermoduler ofte er velegnede til renere vandtyper som råvand og drikkevand, men kan også anvendes til andre vandtyper med en passende forbehandling (Jönsson, 2002).

Virkemåde

Den overordnede virkemåde for membranfiltrering er, at de forskellige typer af membraner er i stand til at separere partikler og stoffer med forskellig størrelse, opløselighed og ladning fra det vand, der skal behandles. Kvaliteten af det vand, som produceres, afhænger af den membrantype, der anvendes, og principielt kan der opnås en vilkårlig god vandkvalitet, som svarer til de krav, der stilles. Således vil vand behandlet med omvendt osmose indeholde meget lidt opløst stof – såvel organisk stof som salte.

I forhold til de vandkvalitetsproblemer, der er i svømmebadsvand, har det ved anvendelse af både nanofiltrering og omvendt osmose til behandling af overfladevand været muligt at reducere kimtallet for en række mikroorganismer med en log 5 faktor, at reducere indholdet af organiske forløbere for desinfektionsbiprodukter til under detektionsgrænsen samt at halvere klorbehovet (Nederlof et al., 1998; Siddiqui et al., 2000).

Ved behandling af svømmebadsvand med membranfiltrering vil det af tekniske og ikke mindst økonomiske årsager være uhensigtsmæssigt at rense vandet til en kvalitet svarende til filtrat fra nanofiltrering og omvendt osmose. Derfor synes mikrofiltrering og ultrafiltrering at være de membranfiltreringsteknikker, som er mest velegnede til behandling af svømmebadsvand. Vickers et al. (1995) fandt således, at både mikrofiltrering og ultrafiltrering ville være velegnede teknologier med henblik på en mere effektiv fjernelse af partikler, mikroorganismer og stoffer, der er forløbere for desinfektionsbiprodukter ved behandling af råvand til drikkevandsformål.

Mikrofiltrering vil i forbindelse med behandling af svømmebadsvand helt kunne reducere indholdet af suspenderet materiale samt fjerne mikroorganismer som protozoer og de fleste bakterier. Derimod vil kolloide og opløste organiske stoffer, der typisk sammen med klor danner klorerede organiske desinfektionsbiprodukter, ikke blive fjernet ved mikrofiltrering (Siddiqui et al., 2000). Endvidere vil en række bakterier samt vira heller ikke kunne tilbageholdes af en mikrofiltreringsmembran.

Ultrafiltrering vil ved behandling af svømmebadsvand helt kunne reducere indholdet af partikler, protozoer, bakterier, vira samt en stor del af det kolloide og organiske stof. Således er der ved ultrafiltrering af overfladevand observeret en log 5 reduktion i indholdet af E. coli og Clostridium samt en 95% reduktion i indholdet af organiske forløbere for klorerede desinfektionsbiprodukter (Kruithof et al., 1998).

6.5.2 Anvendelse og placering

 Membranfiltrering har flere potentielle anvendelsesmuligheder ved behandling af svømmebadsvand. Ved nybyggede anlæg eller ved renovation af eksisterende anlæg vil et membranfiltreringsanlæg kunne indsættes som fuld erstatning for de traditionelle sandfiltre til behandling af hele volumenstrømmen. Denne placering er vist i figur 6.5.2.

Figur 6.5.2 Membranfiltrering/ultrafiltrering placeret som erstatning for sandfiltre til fuldstrømsbehandling af svømmebadsvand.

For eksisterende anlæg, der er hårdt belastede, og som derfor har store variationer i vandkvaliteten, vil et membranfiltreringsanlæg på grund af de ringe pladskrav kunne indsættes parallelt med de eksisterende sandfiltre til aflastning af disse for at sikre en bedre og mere ensartet vandkvalitet.

Membranfiltreringsanlæg kan også installeres til behandling af en delstrøm efter sandfiltre. Herved opnås gennem delstrømsfiltreringen en løbende reduktion i indholdet af mikroorganismer og opløst stof afhængigt af de valgte membraner. Denne placeringsmulighed er illustreret i figur 6.5.3. Den totale effektivitet af delstrømsfiltreringen på systemet afhænger så af størrelsen af den membranfiltrerede delstrøm.

I begge placeringer vil membranfiltrering i form af ultrafiltrering kunne anvendes til at minimere indholdet af organisk stof herunder organiske kvælstofforbindelser samt bakterier og protozoer i svømmebadsvandet. Dermed gives mulighed for at sænke klorforbruget og dannelsen af såvel kloraminer som klorerede organiske forbindelser.

Figur 6.5.3 Membranfiltrering/ultrafiltrering anvendt til delstrømsbehandling i eksisterende anlæg.

6.5.3 Designparametre og rensningseffektivitet

Et membrananlæg designes på baggrund af den opnåelige flux ved et givet tryk med en given membrantype på det aktuelle vand, der skal behandles. Rensningseffektiviteten afgøres af tætheden af den membrantype, som vælges til løsning af en given problematik. På baggrund af de foreløbige erfaringer med anvendelse af ultrafiltrering til behandling af svømmebadsvand kan følgende designparametre og rensningseffektiviteter sammenfattes, jf. tabel 6.5.2.

Tabel 6.5.2 Foreløbige designparametre og rensningseffektiviteter for ultrafiltrering af svømmebadsvand (Hobby et al., 2004a,b; Hagen, 2003a, b).

Ud over de i tabellen nævnte rensningseffektiviteter for mikroorganismer er der i de gennemførte forsøg målt meget lave værdier af både bundet klor og THM. Dette indikerer, at der ved ultrafiltrering også sker en væsentlig reduktion af disse stoffer enten ved tilbageholdelse af stofferne selv eller måske snarere ved tilbageholdelse af de stoffer – DBP-forløberne – som ved reaktion med klor fører til dannelsen af disse stoffer, (Hobby et al., 2004a,b; Hagen, 2003a,b).

6.5.4 Erfaringsniveau og teknologistade

På baggrund af en gennemgang af eksisterende litteratur og information indhentet fra leverandører om anvendelse af membranfiltrering til behandling af svømmebadsvand kan det konstateres, at der igennem de seneste fire år er gennemført en række undersøgelser og installationer af ultrafiltrering i tyske svømmehaller. Ultrafiltreringen er dels installeret som erstatning for eksisterende sandfiltre og dels som delstrømsbehandling.

I perioden 2000-2001 gennemførte Deutsche Vereinigung des Gas- und Wasserfaches (DVGW) et forskningsprojekt, hvor et 3-måneders pilotforsøg med et ultrafiltreringsanlæg kørte parallelt med et eksisterende sandfilter for at undersøge muligheden for at forbedre den mikrobiologiske kvalitet af det filtrerede vand. Ultrafiltreringsanlæggets kapacitet svingede i hele perioden mellem 100-160 l/m²×h med et tryk på 0,4-0,6 bar. Der blev i hele perioden udtaget ugentlige prøver til måling af den mikrobiologiske kvalitet af det filtrerede vand i forhold til de parametre, der er beskrevet i DIN 19643. Hverken E. coli eller Pseudomonas aeruginosa kunne påvises i nogen prøver. Legionella kunne påvises i en række prøver fra sandfilteret, men kunne ikke påvises i permeatet fra ultrafiltreringsanlægget. Ved alle prøvetagninger var den generelle mikrobiologiske kvalitet – målt som total kimtal ved henholdsvis 22°C og 36°C – væsentligt bedre i permeatet fra ultrafiltreringsanlægget. En økonomisk sammenligning af et ultrafiltreringsanlæg og et traditionelt sandfilteranlæg til fuldstrømsbehandling af 200 m³/h viste, at investeringsomkostningerne til membrananlægget ville være ca. to gange så store som for sandfilteret, mens driftsomkostningerne ville være ca. halvanden gange så store (Hobby et al., 2004a,b).

Sideløbende med ovenstående undersøgelser blev der i november 2002 installeret et ultrafiltreringsanlæg som erstatning for det traditionelle vandbehandlingsanlæg til fuldstrømsbehandling på et varmtvandsbassin i Bad Steben. Ved installationen blev recirkuleringsflowet reduceret, så ultrafiltreringsanlægget behandlede 40 m³/h med et tryk på 0,5 bar. Det tidligere vandbehandlingsanlæg behandlede 90 m³/h. Efter halvandet års drift var tryktabet ikke steget signifikant, og rengøringsfrekvensen var ca. 30 sekunder hver time. Anlægget kørte med et vandudbytte på 99,8% – altså et meget beskedent vandtab. Vandkvaliteten i bassinet var blevet mærkbart forbedret og overholdt alle væsentlige vandkvalitetskrav i DIN 19643, som vist i tabel 6.5.3 (Hagen, 2003a,b).

Tabel 6.5.3 Bassinvandskvalitet ved anvendelse af ultrafiltrering til behandling af svømmebadsvand (Efter Hagen, 2003b).

u.d. = under detektionsgrænsen.

6.5.5 Økonomi

Der foreligger ikke dokumenterede driftserfaringer, der kan danne grundlag for overslagsmæssig investerings- og driftsøkonomi for membranfiltreringsanlæg til anvendelse i delstrømsbehandlingssystemer for opnåelse af en given kvalitet af bundet klor i bassinvandet.

Med hensyn til hovedstrømsanlæg, der direkte kan erstatte sandfilteranlæg, indikerer tyske erfaringer, at membranfiltreringsanlæg er ca. dobbelt så dyre som sandfilteranlæg i investering og halvanden gang så dyre i drift (Hobby et al., 2004a,b).

Udskiftning af membraner kan være en betydelig driftsomkostning i anlæg baseret på membranfiltrering. Membranens levetid har derfor stor betydning for de samlede driftsomkostninger, og dette element bør derfor indgå ved gennemførelse af teknologiske undersøgelser

6.5.6 Diskussion og anbefaling

Rensning af svømmebadsvand ved membranfiltrering er en interessant teknologi, der som teknologi betragtet er veletableret, men som er ny i relation til behandling af svømmebadsvand. Mest relevant synes anvendelse af ultrafiltreringsmembraner, der foruden fuldstændig fjernelse af protozoer, bakterier og vira formentlig vil kunne reducere indholdet af forløbere til dannelse af klordesinfektionsbiprodukter og dermed også forventeligt reducere indholdet af disse i bassinvandet.

Teknologien er kompakt og derfor velegnet både til opgradering af eksisterende anlæg og til nyanlæg. Det anbefales at teste teknologien under danske forhold samt at følge erfaringerne fra eksisterende installationer og udviklingen af nye membraner, filtersystemer og prisen på disse.

6.6 Stripning

6.6.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Stripning er en proces, som består af en forceret beluftning af en vandstrøm, således at flygtige organiske og uorganiske stoffer overføres fra vandfasen til gasfasen, der opsamles og behandles. Stripningsanlæg udføres enten som pakkede kolonner eller beluftningstanke. En principskitse af et stripningsanlæg baseret på en pakket kolonne er vist på figur 6.6.1.

Figur 6.6.1 Principskitse af anlæg til stripning af flygtige stoffer fra forurenet vand.

Ved anvendelse af den pakkede kolonne pumpes det forurenede vand ind i tanken og sprayes over pakkematerialet, der består af enten plastik, stål eller keramik. Vandet risler ned igennem pakkematerialet mod bunden af tanken, og samtidig blæses der luft ind fra bunden, således at vandet og luften løber i modstrøm. Når luften blæses op igennem pakkematerialet, sker der en forøget fordampning af flygtige stoffer, som forlader tanken i toppen sammen med den tilførte luft. Den forurenede luft opsamles og behandles, inden den udledes til atmosfæren. Det rensede vand opsamles i bunden af tanken og ledes videre i det aktuelle vandsystem (US EPA, 2001).

Ved anvendelse af beluftningstanke strippes de flygtige stoffer ved at gennemboble luft ind i en tank, der kontinuert tilføres det forurenede vand. Beluftningstankanlæggene designes i forhold til den nødvendige opholdstid for at strippe det mindst flygtige stof fra vandfasen. Beluftningstankanlæggene leveres typisk som kontinuerte anlæg, men kan også drives som batch-anlæg.

Virkemåde

Ved stripning udnyttes det, at flygtige stoffer har en naturlig tendens til at forlade vandfasen og fordampe til den omgivende luft, der ikke indeholder det pågældende stof. Ved kontinuert at blæse ren luft igennem vandet sker der en forøgelse af fordampningen af de flygtige stoffer på grund af en konstant koncentrationsforskel mellem den tilførte luft og vandet. Endvidere bevirker beluftningen og pakkematerialet i kolonnen en forøgelse af overflade/volumenforholdet for væsken, der ligeledes medvirker til en øget overførsel af flygtige stoffer fra vand- til gasfasen.

Ved anvendelse af stripning til behandling af svømmebadsvand er det således muligt at reducere indholdet af flygtige forbindelser herunder især indholdet af kloraminer og THM, hvor trikloramin og kloroform hører til blandt de mest flygtige stoffer.

6.6.2 Anvendelse og placering

Stripning har flere potentielle anvendelsesmuligheder ved behandling af svømmebadsvand. I eksisterende anlæg vil stripning potentielt kunne anvendes til behandling af hele volumenstrømmen ved at indbygge stripning i den eksisterende udligningsbeholder, der vil kunne fungere som en beluftningstank. Alternativt vil stripning kunne indsættes som delstrømsbehandling ved anvendelse af et anlæg baseret på en pakket kolonne. En principskitse af et stripningsanlæg til delstrømsbehandling af svømmebadsvand er vist på figur 6.6.2.

Figur 6.6.2 Stripningsanlæg til delstrømsbehandling af svømmebadsvand.

Et stripningsanlægs effektivitet styres på baggrund af målinger af luft- og vandflowet, indløbs- og udløbskoncentrationer af den givne forureningskomponent, luft- og vandtemperaturen samt tryktabet over kolonnen.

6.6.3 Designparametre og effektivitet

Den afgørende designparameter for et stripningsanlæg er forholdet mellem det volumetriske luft- og vandflow, hvilket almindeligvis betegnes luft til vandforholdet (L/V). Den anbefalede værdi for luft til vandforholdet varierer for forskellige flygtige stoffer og er i høj grad bestemt af det enkelte stofs Henry’s lovkonstant (H), der ved ligevægt udtrykker fordelingen af et givent stof i henholdsvis gas- og væskefase. Som en generel designregel kan luft til vandforholdet estimeres ved hjælp af følgende formel:

Denne regel bør dog ikke anvendes på stoffer, som har en Henry’s lovkonstant, der er lavere end 100 (atm×m³)/mol. Det er vigtigt at være opmærksom på, at H ændrer sig væsentligt med temperaturen, hvorfor denne også bliver en væsentlig parameter ved bestemmelse af luft til vandforholdet.

Ud over at fastlægge luft til vandforholdet for den aktuelle tekniske udformning skal størrelsen af stripningsreaktoren fastlægges ud fra en krævet rensningseffektivitet. Dette kræver specifikke beregninger, som normalt foretages af leverandører. Et stripningsanlæg kan i princippet designes til en vilkårlig rensningsgrad.

6.6.4 Erfaringsniveau og teknologistade

Erfaringsniveauet for anvendelse af stripning til behandling af svømmebadsvand er generelt ikke stort, og ved søgning i både national og international litteratur er der blot fundet tre artikler, som beskriver anvendelsen af stripning til behandling af svømmebadsvand.

Bisted (1987) beskriver således en afprøvning af stripning til delstrømsbehandling i Vesterbro Svømmehal i 1986-1987 med henblik på at reducere indholdet af THM målt som kloroform. Målinger af kloroformindholdet i bassinvandet én gang månedligt i en periode på tre måneder viste en faldende tendens i klorformindholdet i bassinet til trods for en relativ høj belastning med badende. Endvidere viste målinger af kloroform før og efter stripningsanlægget, at anlægget er i stand til at halvere indholdet af kloroform i det tilførte vand. Resultaterne indikerer således, at stripning kunne være et teknologisk alternativ til at reducere indholdet af klorerede biprodukter i svømmebadsvand, men på grund af det sparsomme datamateriale bør der gennemføres længerevarende forsøg for at få dokumenteret effekten af processen.

Gérardin et al. (1999) undersøgte effektiviteten af tre stripningsanlæg – baseret på både pakket kolonne og beluftningstankprincippet – i tre svømmehaller i Frankrig. De tre anlæg var alle installerede med henblik på reduktion af indholdet af trikloramin i både vand og halluft. Resultaterne af undersøgelsen viste, at stripningsanlæggene – uafhængigt af det anvendte princip – var i stand til at reducere trikloraminindholdet i halluften med omkring 70%, og det var derved muligt at holde luftkoncentrationen af trikloramin omkring en fastlagt grænseværdi på 0,5 mg/Nm³.

Gérardin et al. (2001) udførte efterfølgende en sammenlignede undersøgelse af effektiviteten af fire stripningsanlæg med forskellige gasvæskekontaktsystemer med hensyn til fjernelse af trikloramin fra svømmebadsvand. De fire gasvæskekontaktsystemer bestod af henholdsvis en bundbeluftning gennem et perforeret rør (1), luftmætning gennem en venturiinjektor (2), overløb af vand (som et vandfald) mod en strøm af luft (3) og ved at spraye vand mod en strøm af luft (4). Alle systemerne var designet til at kunne indbygges i eksisterende buffertanke i vandbehandlingskredsløbet i svømmebade.

Ved alle forsøgene blev vandflowet fastholdt til 300 m³/h, mens luftflowet blev kørt ved henholdsvis 1.000 m³/h og 2.500 m³/h. Effektiviteten af de forskellige systemer blev vurderet på baggrund af massebalancer for trikloramin baseret på målinger i både gas- og vandfasen. Effektiviteten af de fire systemer fremgår af tabel 6.6.1.

Tabel 6.6.1 Målt effektivitet på trikloramin af de fire stripningsanlæg (Gérardin et al., 2001).

6.6.5 Økonomi

Der foreligger ikke tekniske data og erfaringer for denne teknologi i den aktuelle applikation, som gør det muligt at gennemføre rimelige vurderinger af investerings- og driftsomkostninger.

6.6.6 Diskussion og anbefaling

Fjernelse af flygtige bundne klorforbindelse – herunder de flygtige kloraminer og THM samt andet flygtigt AOX – ved stripning af hovedstrømmen synes umiddelbart at være en interessant teknologisk løsning, som det vil være relevant at undersøge nærmere.

6.7 Avancerede oxidations processer

6.7.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Avancerede Oxidations Processer (AOP) er en fælles betegnelse for kemiske og/eller fotokemiske processer, der genererer hydroxylradikaler (OH·). Hydroxylradikaler er et meget kraftigt oxidationsmiddel, som er i stand til at angribe og oxidere de fleste organiske molekyler, og som samtidig virker desinficerende. Hydroxylradikaler er desuden uselektive, hvilket gør dem særdeles velegnede til behandling af vand med en kompleks sammensætning af organiske molekyler og bakterier. De Avancerede Oxidations Processer er desuden meget alsidige på grund af de mange forskellige reaktionssystemer til generering af hydroxylradikaler. Dette giver gode tilpasningsmuligheder til specifikke vandtyper som eksempelvis behandling af svømmebadsvand, der er relativt klart og har et lavt indhold af organisk stof. De mest velkendte AOP-systemer er angivet i tabel 6.7.1.

Der findes således en række muligheder for anvendelse af Avancerede Oxidations Processer til behandling af svømmebadsvand, men kun ganske få af disse er kommercialiseret og eksisterer som egentlige produkter på markedet.

Virkemåde

De Avancerede Oxidations Processer virker ved, at de dannede hydroxylradikaler angriber de organiske stoffer via to forskellige typer af reaktioner, der afhænger af strukturen af det organiske stof:

• Fjernelse af et brintatom under dannelse af et organisk radikal, der reagerer videre i en række radikale kædereaktioner, indtil det reagerer med et andet radikal, der terminerer reaktionen. Denne type reaktion forekommer ofte med alifatiske organiske stoffer
• Addition af hydroxylradikalet til det organiske stof. Denne type reaktion sker med stoffer med dobbelt- eller trippelbindinger som alkener, alkyner og aromatiske forbindelser

AOP’er kan ofte oxidere stoffer, der normalt er modstandsdygtige over for almindelige kemiske oxidationsprocesser som eksempelvis ozonering eller brintperoxid (Munter, 2001).

Tabel 6.7.1 De mest velkendte Avancerede Oxidations Processer (Munter, 2001).

Proces	Betegnelse	Beskrivelse
O3/ H2O2	Ozon kombineret med brintperoxid	Tilsætningen af brintperoxid til ozon starter en nedbrydningsreaktion for ozon, der resulterer i dannelsen af hydroxylradikaler: 2O3 + H2O2 → 2OH· + 3O2
O3/UV	Ozon kombineret med UV-lys	Når ozon bestråles med UV-lys, sker der en dannelse af hydroxylradikaler ved en omdannelse af O3 til H2O2 og efterfølgende dannelse af hydroxylradikaler via O3/H2O2-systemet eller via H2O2/UV
UV/ H2O2	UV-lys kombineret med brintperoxid	UV/H2O2-systemet er relativt simpelt, idet UV-lyset forårsager en homolytisk spaltning af brintperoxid til to hydroxylradikaler:
UV/TiO2/O2	UV-lys kombineret med titaniumdioxid og ilt	Fotokatalytisk oxidation baserer sig på foto-excitering af et fast halvledermateriale ved hjælp af fotoner med tilstrækkelig energi til at skabe et elektronhulpar på overfladen af halvledermaterialet med et oxidationspotentiale på omkring 3eV. Ilten fungerer som elektronacceptor for de exciterede elektroner, således at den del af elektronhulparrene, der rekombinerer under frigivelse af varme, reduceres. Ud over ilt kan også andre elektronacceptorer anvendes til at øge effektiviteten af processen som eksempelvis H2O2 eller ozon
H2O2/Fe2+	Fenton’s reaktion	I Fenton-processen fungerer Fe(II) som katalysator for nedbrydningen af brintperoxid til hydroxylradikaler efter følgende overordnede reaktionsskema: Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + OH- + OH·
UV-bestråling med forhøjet energi i vacuum-UV-området	Avanceret fotokemisk oxidation	Ved bestråling af vand indeholdende hypoklorsyre med UV-lys med forhøjet energi i bølgelængdeområdet fra 160 nm til 220 nm spaltes dels vand og dels hypoklorsyren til hydroxylradikaler

6.7.2 Anvendelse og placering

I forhold til den kraftige oxidations/desinfektionsevne men korte levetid af de genererede hydroxylradikaler er den mest relevante placering af en AOP-teknologi i vandbehandlingskredsløbet i svømmebade som en for-oxidations-teknologi i en sidestrøm før pH-justering og klordosering, jf. figur 6.7.1.

Ved denne placering af AOP-teknologien vil der kunne opnås en reduktion i koncentrationen af opløst organisk stof herunder THM og forløbere for THM-dannelse samt desinfektion af vandet inden klortilsætning, så det bliver muligt at minimere klorforbruget og den nødvendige frie klorkoncentration. Derudover vil AOP-processerne primært som følge af UV-effekten kunne nedbryde og reducere belastningen med kloraminer. Placeringen efter sandfilteret medvirker også til en reduceret organisk belastning af AOP-teknologien, hvilket bidrager til en forbedret driftsøkonomi.

Figur 6.7.1 Placering af AOP-teknologi som delstrømsbehandling i vandbehandlingskredsløbet i svømmebade.

6.7.3 Designparametre og rensningseffektivitet

På grund af de mange forskellige kemiske reaktionssystemer, der indgår under betegnelsen ”Avancerede Oxidations Processer”, samt på grund af vanskelighederne med at forudsige effektiviteten af de forskellige systemer på en given type vand er det ikke muligt at angive generelle designparametre for AOP’er.

6.7.4 Erfaringsniveau og teknologistade

Ved gennemgang af videnskabelig litteratur samt søgning på Internettet er der kun fundet begrænset dokumentation for effekten af avanceret oxidation til fjernelse af komponenter, der er interessante i forhold til behandling af svømmebadsvand.

Zheng et al (1999a,b) har undersøgt effekten af UV/brintperoxid på dannelsen af klorbiprodukter i relation til drikkevandsbehandling. De fandt, at behandling med den pågældende AOP medførte en reduceret tilbøjelighed til dannelse af THM og HAA i det behandlede vand – formentlig som følge af en omdannelse/nedbrydning af de i overfladevandet forekommende forløbere for DBP-dannelsen.

Gennem projektarbejdet er opnået kendskab til to AOP-teknologier, der er introduceret på det danske svømmebadsmarked – henholdsvis en teknologi baseret på UV/TiO₂ og en teknologi baseret på vacuum-UV.

Hovedprocessen for UV/TiO₂-teknologien er en fotokatalytisk proces, hvor hydroxylradikalerne genereres ved bestråling af titaniumdioxid med UV-lys under tilstedeværelse af ilt.

Teknologien er oprindelig udviklet til desinfektion af vand herunder fjernelse af mere persistente mikroorganismer som Legionella og biofilm, og desinfektionseffekten er over en årrække blevet undersøgt af forskellige universitære institutioner. Her har teknologien været testet med henblik på dokumentation af fjernelseseffekten over for forskellige renkulturer af bakterier. I alle undersøgelser har teknologien vist sig at være særdeles effektiv til fjernelse af bakterier. (Benrad AB, 2004).

Der foreligger dog ikke på tilsvarende måde nogen uvildig dokumentation af UV/TiO₂-teknologiens anvendelighed i svømmehaller, som belyser effekten på desinfektionsbiprodukterne under kontrollerede forhold.

Den anden AOP-proces (APOP – Scan Research Aps), der er introduceret på det danske svømmebadsmarked, er baseret på generering af hydroxylradikaler ved hjælp af bestråling af vandet med UV-lys med forhøjet energi i vacuum-UV-området (160 nm-220 nm). Processen er udviklet til nedbrydning af organisk stof og desinfektionsbiprodukter, men vil på grund af de meget bredspektrede lys også forårsage en vis desinfektion. Som for UV/TiO₂-processen er der imidlertid endnu ikke publiceret dokumentation for processens effektivitet til kontrol af desinfektionsbiprodukter i svømmebade.

For begge processers vedkommende er det således endnu ikke er muligt nærmere at kommentere deres erfaringsniveau og teknologiske stade.

6.7.5 Økonomi

Med de begrænsede erfaringer samt den manglende videnskabelige dokumentation, der foreligger for behandling af svømmebadsvand med AOP’er, kan der ikke på det eksisterende grundlag fastlægges designparametre og rensningseffektivitet for denne applikation.

Det er derfor heller ikke muligt at etablere overslagsøkonomi for investering og drift af sådanne anlæg.

6.7.6 Diskussion og anbefaling

Da der ikke eksisterer veldokumenterede undersøgelser af AOP-teknologier for svømmebadsvand, vil det være nødvendigt at etablere et detaljeret kendskab til nedbrydningskinetikken af de relevante stoffer for at kunne fastlægge et effektivt design samt for at kunne sammenligne de forskellige AOP-teknologier. Dette kendskab bør etableres ved at gennemføre forsøg med afprøvning af relevante teknologier. Da mekanismerne ved AOP er temmelig komplekse, vil det ofte være en fordel at teste teknologierne i såvel lille som større skala. På den måde kan effektiviteten, driftsomkostningerne samt andre uforudsete problemer fastlægges, inden teknologien implementeres i større omfang i fuldskala.

Begge de i afsnit 6.7.4 nævnte processer, der er introduceret på det danske svømmebadsmarked, er særdeles interessante, og det anbefales, at der gennemføres velkontrollerede teknologiske undersøgelser med disse processer til afklaring af deres potentiale i forbindelse med forbedring af vandkvaliteten i danske svømmebade.

6.8 Elektrokemisk oxidation

6.8.1 Teknologibeskrivelse og virkemåde

Elektrokemisk oxidation er en velkendt metode til både desinfektion og oxidation. I processen dannes kraftige desinfektions-/oxidationsmidler ud fra vandets naturlige indhold af salte ved elektrolyse uden eller med kun et meget begrænset behov for tilsætning af kemikalier. Reaktorer til elektrokemisk oxidation kan konstrueres efter to forskellige principper for opbygning af elektrokemiske celler. Den mest almindelige elektrokemiske celle er en elektrolytisk celle, hvor der over en række parvist forbundne elektroder påtrykkes et spændingsfelt, hvorved der løber en strøm igennem cellen, som forårsager oxidation ved den ene elektrode (anoden) og reduktion ved den anden (katoden). Den anden type elektrokemiske celle, der kan anvendes til elektrokemisk oxidation, består af tre elektroder – benævnt arbejdselektrode, referenceelektrode og mod-elektrode – der er forbundet til en potentiostat, som er i stand til at styre og fastholde et givet potentiale på arbejdselektroden.

En principskitse af en reaktor baseret på elektrokemisk oxidation fremgår af figur 6.8.1.

Figur 6.8.1 Principskitse for elektrokemisk reaktor.

Som det fremgår af figur 6.8.1, strømmer vandet gennem en reaktor af elektroder, der er forbundet, så hver anden optræder som anode og hver anden som katode. I nogle elektrokemiske reaktorer er den anodiske og katodiske del separeret, og her anvendes den anodiske del til generering af en oxidantholdig væske, som doseres til det vand, der ønskes behandlet.

Ved elektrokemisk oxidation kan både jævn- og vekselstrøm anvendes som strømkilde, men oftest anvendes jævnstrøm, da denne giver den mest effektive desinfektion/oxidation og udnyttelse af den tilførte energi med deraf lavere driftsomkostninger til følge. En ulempe ved anvendelse af jævnstrøm er til gengæld, at der dannes belægninger på elektrodeoverfladen på grund af den konstante polarisering af elektroderne. Dette vil over længere tid medføre, at spændingsfaldet over elektroderne skal øges for at opretholde en konstant strøm i den elektrokemiske celle. For at undgå belægninger på elektrodeoverfladen anvendes derfor ofte vekslende jævnstrøm, hvor polariteten af elektroderne vendes med en lav frekvens (Patermarakis & Fountoukidis, 1990).

Under den elektrolytiske proces ved anoden sker en produktion af kemiske desinfektions-/oxidationsmidler in situ ud fra vandets naturlige indhold af salte. Klor vil ofte være det primære desinficeringsprodukt i den elektrolytiske proces, men en række andre oxidationsmidler som brintperoxid, ozon, persulfat, percarbonat og hydroxylradikaler vil også dannes og bidrage til både oxidation og desinfektion. I tabel 6.8.1 er vist de vigtigste elektrodeprocesser, der bidrager til dannelsen af desinfektions-/oxidationsmidler in situ i vandet.

Tabel 6.8.1 De vigtigste elektrodeprocesser til dannelse af desinfektions-/oxidationsmidler in situ.

De kraftige oxidationsmidler vil bidrage til både desinfektion af vandet, men også oxidation af organiske stoffer, der er til stede i vandet. I forhold til problematikkerne ved behandling af svømmebadsvand er det således dokumenteret, at elektrokemisk oxidation kan nedbryde trihalomethaner i grundvand under et 1. Ordens nedbrydningsforløb (Baun et al., 2003). Hertil skal dog bemærkes, at koncentrationen af THM i den pågældende undersøgelse var omkring 500 gange større end i svømmebadsvand, og det må således forventes, at nedbrydningsraten vil være væsentlig lavere ved behandling af svømmebadsvand. Den elektrokemiske nedbrydning af THM har dog vist sig at foregå ved et lavere spændingsfelt, så klordannelse kun finder sted i begrænset omfang, hvorved risikoen for dannelse af nye klorerede forbindelser minimeres.

6.8.2 Anvendelse og placering

Elektrokemisk oxidation vil ved behandling af svømmebadsvand kunne anvendes som en primær oxidationsteknologi til reduktion af organisk stof, der kan være forløbere for THM samt også THM i sig selv. Elektrokemisk oxidation kan også anvendes som desinfektionsteknologi, da der i processen dannes klor med en residual desinfektionseffekt. Såfremt det ved vandbehandling af svømmebadsvand ønskes at fokusere på kombinationen af desinfektion og fjernelse af klorerede organiske forbindelser i svømmebade kræves typisk to reaktorer i serie. Dette skyldes, at nedbrydningen af organisk stof – herunder THM – skal ske ved et spændingsfelt, der ligger under klordannelsespotentialet, så dannelsen af nye klorerede organiske forbindelser undgås.

Da anlæg til elektrokemisk oxidation traditionelt har en relativ lav vandmængdekapacitet, er den mest sandsynlige placering af elektrokemisk oxidation til behandling af en delstrøm af hovedstrømmen som skitseret på figur 6.8.2.

Figur 6.8.2 Placering af elektrokemisk oxidation som teknologi til deltrømsbehandling i vandbehandlingssystemet til svømmebade.

Placering af den elektrokemiske oxidation efter sandfilteret har til formål at beskytte elektrodeoverfladerne mod suspenderet stof for at minimere risikoen for belægninger på elektroderne. Ønskes elektrokemisk oxidation af hele vandmængden, skal der indsættes flere parallelle reaktorer.

6.8.3 Designparametre og rensningseffektivitet

En af de vigtigste parametre ved design af en reaktor til elektrokemisk oxidation er valget af elektrodemateriale. De fundamentale kriterier for dette valg er et højt hydrogendannelsespotentiale for katoden og et højt iltoverpotentiale for anoden.

Som katodemateriale anvendes typisk kul/polytetrafluoroethylen, kobber, stål, jern og platin eller titanium belagt med iridiumoxid eller rutheniumoxid (De Francesco & Costamagna, 2004).

Valg af elektrodemateriale til anoden er ofte mere kompliceret, da oxidationsmekanismerne er stærkt afhængige af elektrodeegenskaberne. De mest almindelige anodematerialer er tinoxid, platin eller titanium belagt med iridiumoxid eller rutheniumoxid (De Francesco & Costamagna, 2004). Derudover er der nyligt udviklet elektroder med diamantbelægninger. Disse elektroder har vist sig at være særdeles velegnede til vandbehandling, da de har et meget højt overpotentiale for spaltning af vand til ilt og et meget lavt potentiale for spaltning af vand til hydrogen. Det høje overpotentiale for iltudvikling medfører, at vand spaltes til både ozon og hydroxylradikaler, inden der sker en nævneværdig vandspaltning til ilt (Tröster et al., 2002).

De vigtigste parametre, der for et givet elektrodemateriale beskriver den elektrokemiske oxidationsproces, er: strømtilførslen, spændingsfald, reaktionskinetik og effektivitet. Strømtilførslen opgives typisk i forhold til elektrodearealet og ligger ifølge De Francesco & Costamagna (2004) i området 10-100 mA/cm². Den arealspecifikke strømtilførsel er stærkt afhængig af strømningsforholdene i reaktoren, da kinetikken af oxidationsprocessen er begrænset af diffusionen af stofferne til elektrodeoverfladen. For at fastholde den nødvendige strømtilførsel kræves der således varierende spændingsfald over elektroderne, og det nødvendige spændingsfald vil også variere med elektrodematerialets egenskaber og belægninger på elektrodeoverfladen. Nedbrydningshastigheden ved den elektrokemiske oxidation beskrives ofte ved en pseudo 1. Ordens kinetik for det undersøgte stof. Nedbrydningshastigheden vil være meget forskellig fra stof til stof og samtidig være afhængig af stofkoncentrationen. For nedbrydning af forskellige organiske stoffer angiver De Francesco & Costamagna (2004) halveringstider fra 12 til 2.000 minutter.

6.8.4 Erfaringsniveau og teknologistade

På baggrund af en gennemgang af eksisterende litteratur om elektrokemisk vandbehandling kan det konstateres, at erfaringerne for anvendelse af denne teknologi til behandling af svømmebadsvand er relativt begrænset.

Der er dog nyligt udviklet en ny type elektrokemisk reaktor med diamantbelagte elektroder med en tilhørende nyudviklet fri klor sensor, der online kan måle det fri klorindhold i vand, og som derved anvendes til at styre det frie klorindhold, der bliver dannet ved den elektrokemiske proces. Dette system har været testet til behandling af svømmebadsvand i både laboratorieskala og i et 6-måneders langt pilotskalaforsøg på et 60 m³ udendørs svømmebassin i Schweiz (Hänni et al., 2001).

I laboratorieskala blev en elektrokemisk desinfektion sammenlignet med traditionel klordesinfektion til fjernelsen af E. coli i svømmebadsvand, der var tilsat en E. coli koncentration på 10⁶ E. coli/ml. Ved testen blev der anvendt en fri klorkoncentration på 0,2 mg/l. Ved den elektrokemiske desinfektion blev der til svømmebadsvandet tilsat 250 mg/l NaCl for at opretholde den fastsatte frie klorkoncentration. Resultaterne viste, at ved den samme frie klorkoncentration var den elektrokemiske desinfektion langt mere effektiv til at nedbringe E. coli indholdet i svømmebadsvandet. For begge desinfektionsmetoder blev der opnået en log 5 reduktion i antallet af E. coli, men ved den elektrokemiske desinfektion blev denne reduktion opnået efter blot 20 minutters behandling, mens log 5 reduktionen blev opnået efter 70 minutter ved traditionel klordesinfektion. Dette viser, at de andre oxidationsmidler, der bliver dannet ved processen, er med til at øge effektiviteten af den elektrokemiske oxidation. (Hänni et al., 2001).

Ved pilotskalaforsøget blev den elektrokemiske desinfektion indsat som sidestrømsbehandling af 1 m³/h i forhold til et total recirkulationsflow på 15 m³/h. Formålet med placeringen i sidestrøm var at anvende den elektrokemiske oxidation til en kontrolleret produktion af klor til desinfektion og fastholdelse af et frit klorindhold i bassinet på mellem 0,2-0,4 mg/l. For at opretholde en tilstrækkelig klorproduktion i sidestrømmen blev der til bassinvandet tilsat NaCl i en koncentration på 1 g/l. Resultaterne af forsøget viste, at det frie klorindhold kunne styres meget præcist på en koncentration mellem 0,2-0,3 mg/l. Dette var tilstrækkeligt til at sikre et total kimtal på < 5 CFU/ml i bassinet i alle seks måneder. En anden interessant observation ved forsøgene var, at sulfatkoncentrationen (stammende fra pH-regulering med svovlsyre) faldt ved den elektrokemiske behandling. Ved nærmere analyse kunne det konstateres, at sulfat blev omdannet til et endnu kraftigere oxidationsmiddel, nemlig persulfat, der således også bidrog til desinfektionen. Under forsøgene blev der desuden tilsat organisk stof i form af urea, sololie og solcreme for at simulere belastningen med badende. Resultaterne viste, at den elektrokemiske oxidation var i stand til fuldstændig at nedbryde den tilsatte mængde organiske stof indikeret ved, at det organiske stofindhold i bassinet – målt som mg KmnO₄/l – var uforandret efter seks måneder.

6.8.5 Økonomi

Der foreligger ikke tilstrækkelig veldokumenterede data til at muliggøre en beregning af overslagsøkonomi for investering og drift for denne teknologi.

6.8.6 Diskussion og anbefaling

Teknologien er interessant, men på et tidligt stade. Der forestår et betydeligt udrednings- og udviklingsarbejde, inden denne teknologi vil kunne finde praktisk anvendelse til behandling af svømmebadsvand.

6.9 Konklusion

I tabel 6.9.1 er givet en oversigt over de i afsnit 6.1-6.8 beskrevne teknologier. Af oversigten fremgår, hvorledes de forskellige teknologier påvirker de forskellige vandkvalitetsparametre samt en vurdering af det aktuelle erfaringsniveau for anvendelse af teknologierne i svømmebadssammenhæng.

Tabel 6.9.1 Oversigt over teknologier, virkemåde og erfaring.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.