Vandrensning ved hjælp af aktiv kulfiltre

2 Kemiske stoffers tilbageholdelse i aktiv kul – Internationale erfaringer

2.1 Karakterisering af aktiv kul
2.2 Adsorptionsligevægt
2.3 Metodik til forudsigelse af adsorptionskapacitet
2.4 Design af aktiv kul kolonner
2.5 Filteropbygninger og drift med GAC

2.1 Karakterisering af aktiv kul

Introduktion

Aktiv kul er et produkt fremstillet af kul fra organisk materiale eller fra fossilt kul. Det har en meget høj specifik overflade (op til 2.000 m²/g), og dets overflade er meget irregulær. Det er billedligt talt en »kul svamp« med en masse mikroskopiske huller (porer) varierende i størrelse fra 0,5 til 50 nm (1 nm = 10^-9 m). Den store overflade kombineret med mange organiske stoffers evne til at adsorbere (binde sig) til kullets overflade er grundlaget for vandrensning med aktiv kul.

Aktiv kuls adsorberende egenskaber er kendt fra gamle tider. Primært blev det brugt til at filtrere vand; senere – i det 13. århundrede – blev det anvendt i forbindelse med rensning af sukker. Gennem det 18. århundrede blev det observeret, at aktiv kul også kunne bruges til at fjerne lugte i luft og til at fjerne farvestoffer i væske. I denne periode blev der opdaget en metode til at aktivere kullet, som dramatisk forbedrer dets adsorberende egenskaber. Siden da er aktiveringsprocesserne blevet forbedret, hvilket gav nye typer af aktiv kul med bedre adsorptionskapacitet og et bredere anvendelsesspektrum. I dag er anvendelsesmulighederne talrige, bl.a. inden for kemiindustrien, fødevareindustrien, den farmaceutiske industri og inden for miljøteknologien (luftrensning og i vandrensningsanlæg) (Perry & Green Don, 1987).

Råmaterialet til det aktive kul kan være jordnøddeskaller, træ, kokosnødder, vegetabilsk affald, oliebitumen, brunkul, tørv, fossilt kul m.v. Aktiveringsprocessen producerer porerne, som resulterer i de høje adsorptive egenskaber. Der er to aktiveringsprocesser: Højtemperatur dampaktivering henholdsvis kemisk aktivering.

Højtemperatur dampaktivering

Råmaterialet opvarmes langsomt uden tilstedeværelse af luft, hvilket frembringer et materiale med højt kulstofindhold. Kullet aktiveres ved at lade kuldioxid og vanddamp passere gennem materialet ved høje temperaturer (800-1.000°C). Reaktionstiden spænder typisk fra 12 til 72 timer, afhængig af råmaterialet og den ønskede aktivering. Processen bruges typisk til at producere aktiv kul af træ, kokosnødder, kul og tørv. Ulempen ved denne proces er det lave udbytte af kul (10-15%). Aktiv kul fremstillet ved den beskrevne proces kaldes også højtemperatur dampaktiveret kul.

Kemiske aktivering

Kemisk aktivering, som for nylig er udviklet, består i at dehydrere råmaterialet med en uorganisk syre, f.eks. svovl- eller fosforsyre sammen med zinkchlorid. Dehydrering og aktivering udføres simultant ved en lavere temperatur end ved den tidligere proces (400-600°C) og giver til sammenligning et udbytte på 40%. Denne proces bruges ofte til at producere aktiv kul af træ.

Kulindholdet af råmaterialet kan variere væsentligt. Således angiver tabel 2.1.1, at det bedste udbytte fås ved anvendelse af anthracit. Ved ens aktiveringstid falder porøsiteten af det aktive kul imidlertid ved højere kulindhold. Dette påvirker adsorptionskapaciteten. Således er et kompromis nødvendigt. I praksis er kokosnødder, træ, tørv og fossilt kul de mest almindelige råmaterialer ved produktion af aktiv kul. Hvert af disse råmaterialer fører til aktiv kul med specifikke fysiske egenskaber og med forskellige typer af porøsitet (tabel 2.1.2).

Tabel 2.1.1
Kulindholdet i forskellige råmaterialer.

Urenheder og 'doping'

Aktiv kul kan indeholde urenheder så som aske, vand eller flygtige stoffer. Disse urenheder kan nedsætte effektiviteten af aktiv kul. Generelt bruger aktiv kulproducenter sur og/eller basisk vask for at minimere disse urenheder i aktiv kul.

Til specifik brug kan aktiv kul imidlertid imprægneres (eller »dopes«) med et metal eller mineral for at forbedre reaktivlteten og selektiviteten af materialet. I dette tilfælde er adsorptionen koblet med en kemisk reaktion. Baggrunden for dette er, at 'almindeligt' aktiv kul i ringe grad er selektivt: Det adsorberer sporstoffer under hensyntagen til kun størrelsen af molekylet, der skal adsorberes. Derfor kan doping forbedre selektiviteten.

Form: Pulver, granulært materiale og fibre

Aktiv kul findes i forskellige former i pulver, granulat og fibre. Pulveriseret aktiv kul (PAC) blandes med den væske, der skal renses. Kullet opsamles ved brug af kemisk flokkulering efterfulgt af filtrering eller dekantering. Partikelstørrelsen (pulveret) varierer mellem 2 og 200 µm, afhængig af formålet.

Aktiv kul struktur og karakteristika

Tabel 2.1.2 giver et overblik over karakteristika og fysiske egenskaber af aktiv kul, som er kommercielt tilgængeligt.

Tabel 2.1.2
link til tabel
Fysiske egenskaber af aktiv kul (Perry & Green Don, 1987).

Granulært aktiv kul (GAC) anvendes typisk i filtre. I modsætning til pulveriseret kul kan det reaktiveres. Størrelsen spænder fra 0,5 til 4 mm. For at lette håndteringen tilbyder nogle producenter granulært kul med sfærisk form (PICA).

Fiber aktiv kul (FAC) har fået stigende bevågenhed i de seneste år som en adsorbant ved vandrensning. Materialet er meget let, og dets adsorptionskapacitet er meget høj sammenlignet med PAC eller GAC. FAC's råmateriale er bl.a. polyacrylonitril-, cellulose- eller phenolfibre. FAC aktiveres ved højtemperatur dampaktivering, der er beskrevet tidligere (Seung-Kon Ryu, 1997), og er tilgængeligt kommercielt som klæde eller filt.

Størrelsesinterval

Inden for vandrensning er kornstørrelsen defineret ved to parametre: den effektive størrelse (ES, d₁₀) og uensformighedstallet (U). ES er maskevidden i mm svarende til at 10% af partiklerne passerer sigten. U defineres som forholdet mellem middelkornstørrelsen og den effektive kornstørrelse, idet middelkornstørrelsen (d_m) er defineret som den maskevidde i mm, der tillader 60% af kornene passere, dvs. U = d_m/d₁₀.

Porøsitet

Tabel 2.1.3
Porekarakteristika hos aktiv kul (Dubinin MM, 1966).

Porestørrelser

Størrelserne af porer beror på kulkilden (råmaterialet) såvel som på den brugte aktiveringsproces. Generelt består aktiv kul fra kokosnødder af mikroporer, mens aktiv kul fra træ involverer mesoporer og makroporer. I praksis afhænger typen af aktiv kul, der skal bruges, derfor af størrelsen af molekylerne som skal adsorberes. Figur 2.1.1 giver et overblik over porøsiteten af to typer aktiv kul.

 (6 Kb)

Figur 2.1.1.
Fordeling af porestørrelse ved typisk aktiv kul (Suzuki, 1990).

Kviksølv porøsimetri er en velegnet testmetode ved bestemmelse af porestørrelsesfordeling. Princippet er dette: Når kontaktvinklen af en væske mod fast materiale er over 90° (kviksølv: omkring 140°), er et vist minimumstryk nødvendigt for at presse væsken ind i kaviteten. Følgelig kan porestørrelses fordelingen af aktiv kul måles ved at tvinge kviksølv ind i porer med faldende størrelse ved at forhøje trykket og bestemme mængden af kviksølv, som penetrerer prøven. Antages det. at porerne er cylindriske kan radius og porernes interne overfladeareal udregnes.

Hårdhed

Aktiv kul fremstillet af kokosnød er meget modstandsdygtigt, særligt hvis aktiveringsprocessen er velkontrolleret. De kan klare høje tryk, bryder ikke sammen, og frigiver derfor ikke kul, når de benyttes i en behandlingsproces. Aktiv kul fra tørv eller kul skal derimod tilsættes en » ligand« (f.eks. mineraler) for at opnå en stærk struktur. Disse ligander fører imidlertid til en heterogen struktur, og de er følsomme over for stærke oxidanter, så som ozon og klor.

For aktiv kul fremstillet af træ skal det påpeges, at det i væsker bliver ligeså modstandsdygtigt som aktiv kul fremstillet af kokosnød pga. befugtningen.

Densitet

Aktiv kul fremstillet af træ er gennemgående lettere end det, som er fremstillet af kokosnød. Det bruges primært, når lethed er den bestemmende faktor, så som i biler, hvor aktiv kul bruges til at undgå emission af benzin i luften. Det skal bemærkes, at krav til porøsitet, hårdhed og densitet er parametrene, der bestemmer valg af råmateriale.

Specifikt areal

Det specifikke areal er en funktion af kullets aktiveringstid, dvs. det afhænger af, hvor længe aktiv kullet forbliver i aktiveringsovnen. Jo længere tid, desto højere specifikt areal. Med andre ord, jo længere aktivering, desto dybere er porerne og desto mere udviklede er porernes netværk i aktiv kullet. Det specifikke areal i relation til porestørrelse er illustreret i tabel 2.1.3.

Det specifikke areal på aktiv kul er normalt bestemt vha. nitrogen adsorption isotermen ved Braunauer, Emmett og Teller (BET) metoden. Den består i at kvantificere overfladearealet af det aktiverede kul belagt med nitrogen (eller argon) under antagelse af et monomolekylært lag. Overfladearealet udtrykkes normalt i m²/g kul. Typisk spænder det specifikke overfladeareal fra 400 til 2.000 m²/g.

Adsorptionskapacitet

Aktiv kul (AC) virker ved at tiltrække og fastholde organiske stoffer på overfladen, når vand passerer igennem. Akkumulationen pr. overfladeenhed er lille; derfor er meget porøse stoffer med meget højt internt areal pr. volumenenhed at fortrække. Adsorptionsprocessen er et resultat af fysiske kræfter. De er ikke-selektive, reversible og virker hurtigt. Ligeledes kan kemiske kræfter være aktive. Fænomenet, såkaldt kemisorption, involverer en kemisk reaktion mellem adsorbanten og molekylet, som skal adsorberes. Processen er generelt irreversibel.

AD sorption, dvs. binding af molekyler eller partikler til en overflade, skal skelnes fra AB sorption, udfyldning af porer i et stof. Et typisk eksempel er en svamps absorption af vand.

Adsorptionsprocessen afhænger af følgende faktorer: 1) fysiske egenskaber af kullet, 2) kulkildens kemiske natur eller mængden af ilt og brint associeret med den, 3) den kemiske sammensætning og koncentration af forureningsstoffet, 4) tilstedeværelse af andre stoffer (art og koncentration), 5) temperaturen og pH i vandet og 6) kontakttiden mellem vand og kul.

Fysiske egenskaber

Mængden og fordelingen af porer er nøgleparametre ved bestemmelse af, hvor godt forureninger fjernes.

 (10 Kb)

Figur 2.1.2
Skematisk repræsentation af optag af organiske stoffer i aktiv kul (Culp & Culp, 1974)

Den bedste filtrering sker, når porerne kun lige akkurat er store nok til at forureningsstoffet kan diffundere igennem (figur 2.1.2). Fordi forureningsstoffer findes i alle mulige størrelser, tiltrækkes de forskelligt, afhængigt af filtrets porestørrelse. Generelt er AC-filtre mest effektive til at fjerne forureningsstoffer, der består af relativt store molekyler.

Kemiske egenskaber ved det aktive kul

Andre processer end fysisk tiltrækning påvirker AC-filtreringen. Filteroverfladen kan vekselvirke kemisk med organiske molekyler. Elektriske kræfter mellem AC-overfladen og visse forureningsstoffer kan også resultere i adsorption eller ionbytning. Adsorption er derfor også påvirket af den adsorberende overflades kemiske natur. Den adsorberende overflades kemiske egenskaber bestemmes i stor udstrækning af aktiveringsprocessen. AC-materialer dannet af forskellige aktiveringsprocesser vil have kemiske egenskaber, som gør dem mere eller mindre tiltrækkende over for forskellige forureningsstoffer. F.eks. adsorberes chloroform bedst af AC-typer med mindst mængde ilt associeret til poreoverfladerne. Brugeren kan umuligt bestemme AC-filterets kemiske natur. Dette pointerer imidlertid, at forskellige typer af AC-filtre vil have varierende niveauer af effektivitet mht. behandling af forskellige kemikalier.

Egenskaber ved forureningsstoffet

En generel tommelfingerregel er, at ens materialer tenderer til at bindes til hinanden. Organiske molekyler og aktiv kul er »ens« materialer, derfor er der for de fleste organiske kemikalier en stærkere tendens til at associere med aktiv kul end til at forblive opløst i et fremmedartet materiale som vand. Generelt er det de mindst opløselige organiske molekyler, som bliver adsorberet stærkest. Det er samtidigt de stoffer, der har relativ stor tendens til at akkumuleres i fedt, de såkaldte lipofile stoffer.

 (10 Kb)

Figur 2.1.3
Størrelse af forureningsstoffer, naturstoffer og partikler i forhold til porestørrelse i aktiv kul. CAH er forkortelse for klorerede alifatiske hydrocarboner (klorerede opløsningsmidler).

Koncentrationen af organiske forureningsstoffer påvirker adsorptionsprocessen. Et givent AC-filter kan være mere effektivt end en anden type AC-filter ved lave koncentrationer af forurenende stoffer, men kan være mindre effektivt ved høje koncentrationer.

Figur 2.1.3 giver et overblik over størrelser af forureningsstoffer og andre organiske stoffer, som kan findes i råvand sat i forhold til størrelsen af porerne i aktiv kul. Nogle af de almindeligt forekommende mikroforureningsstoffer som f.eks. de klorerede opløsningsmidler, forkortet CAH, kan nå ind i mikroporer. Det fleste af de store organiske molekyler (kolloider) så som huminsyrer, kulhydrater eller proteiner fanges i makroporer.

Blokering af porer – effekt af forbehandling

Metoder til at bestemme adsorptionskapacitet

Der findes en række standardiserede metoder til at bestemme adsorptionskapacitet. Disse kapaciteter fremgår af fabrikanternes produktspecifikationer.

Ved at måle det specifikke areal (baseret på BET-metoden) og bestemme porøsiteten (ved anvendelse af kviksølvproceduren) er det muligt at evaluere adsorptionskapaciteten af en aktiv kulprøve. Disse metoder er imidlertid komplicerede og kræver specielt kostbart udstyr. Derfor er simple standardprocedurer blevet udviklet.

Der er flere metoder til at bestemme adsoptionskapaciteten af aktiv kul. Tidligere var den mest udbredte metode at bestemme CCl₄-værdien, dvs. vægtprocenten af tetrachlonnethan (CCl₄) adsorberet i en given mængde aktiv kul. Denne værdi spænder fra 40% til 150% afhængig af typen af aktiv kul. I dag foretrækkes butan-indekset pga. CCl₄'s toksicitet. Denne måler mængden af butan (udtrykt i gram) adsorberet pr. 100 g aktiv kul. Værdien varierer fra 20 til 80%.

En anden metode består i at bestemme mængden af butan (udtrykt i gram) adsorberet pr. 100 ml aktiv kul (Butane Working Charge – BWC).

Adsorptionskapaciteten kan også bestemmes ved hjælp af iodid-testen: mg iodid adsorberet af 1 g kul ved en ligevægtskoncentration på 0,02 N iodid. Det måles ved at sætte en prøve af kul i kontakt med en iodid opløsning og ekstrapolere til 0,02 N ved en antaget isoterm hældning. lodid-tallet kan korreleres med evnen til at adsorbere lavmolekylære stoffer. Det skal nævnes, at denne metode giver mere troværdige resultater med nyt aktiv kul end med »gammelt« pga. mineraler, der er fanget i gammelt kul. I sådanne tilfælde skal det aktive kul pulveriseres og syrevaskes, for at fjerne mineraler og andre urenheder, der lukker porer.

Melasse-tallet er en affarvnings-index enhed. Det udføres almindeligvis på PAC og består i at måle et aktiv kuls kapacitet til fjernelse af farve fra en melasse opløsning. Denne test relateres til aktiv kuls makroporøsitet: jo lavere værdi af melasse-testen, desto højere makroporøsitet (dvs. en højere andel af porer med en diameter over 50 nm).

Det skal bemærkes, at det specifikke areal og adsorptionskapaciteten er stærkt relaterede (se figur 2.1.4). Det skyldes, at jo mere aktiveret et aktiv kul er, desto højere specifik overflade og desto bedre adsorptionskapacitet opnås.

 (3 Kb)

Tabel 2.1.4
link til tabel
Porevolumen og specifik overflade areal af nyt aktiv kul. Data indsamlet fra produktbrochurer.

Porevolumen er stort i aktiv kul produceret af fossile materialer, specielt F400 og Norit ROW. Derimod er porevolumen relativt lille for bitumenbaseret og træbaseret aktiv kul (undtagen PicaZine).

Aktiv kul fra kul, tørv og kokosnød har generelt en højere specifik overflade end aktiv kul produceret fra træ eller fra bitumen. Pica CSO og Ceca BGP har et lille specifikt overfladeareal sammenlignet med andre kul. Dette skyldes aktiveringsprocessen som er baseret på damp. PicaZine kul aktiveres i forbindelse med en kemisk oxidation ved høj temperatur for at opnå et højt overfladeareal.

2.2 Adsorptionsligevægt

Adsorptionsfænomener følger den empiriske Freundlich ligning, som relaterer koncentrationen af forurening i den adsorberende kulfase og vandfasen ved ligningen givet i boks 2.1.

Freundlich ligningen

Boks 2.1
Freundlich ligningen til beskrivelse af adsorptionsligevægt.

 (5 Kb)

Ligningen er kun gyldig, hvis adsorptionen er reversibel og med en »begrænset« koncentration af forureningsstof, hvilket med de aktuelle koncentrationer i vandværker er opfyldt.

Ved afbildning af Freundlich ligningen i dobbeltlogaritmisk diagram fås en ret linie. Isotermer for nogle mikroforureningsstoffer med forskellige adsorptionsegenskaber er vist i figur 2.2.1 i dobbeltlogaritmisk form.

 (17 Kb)

Figur 2.2.1
Adsorptionsisotermer for forskellige syntetiske organiske stoffer i destilleret vand (Haist-Gulde et al., 1995).

Tabel 2.2.1
link til tabel
Freundlich parametre fundet i destilleret vand for forskellige stoffer, der ofte findes i grundvand.

Det fremgår af figur 2.2.1, at ved f.eks. 0,01 mg/l (10 µg/l) er der op til en faktor 100 til forskel i adsorptionsevnen for de viste stoffer. Inden for de enkelte stofgrupper er der stor forskel på adsorptionsevnen. Blandt de klorerede alifatiske hydrocarboner er tetrachlorethylen og trichlorethylen lette at adsorbere. Derimod er 1,1,1-trichlorethan og cis-1,2-dichlorethylen relativt svagt absorberbare. Det fremgår endvidere, at pesticiderne har en relativt god adsorptionsevne, herunder atrazin og dets nedbrydningsprodukt desethylatrazin.

Freundlich parametre

Tabel 2.2.1 giver et overblik over Freundlich parametre for almindelige forureningsstoffer, som forekommer i grundvand (en uddybende gennemgang af Freundlich parametre findes i Dobbs & Cohen (1980) og Snoeyink (1990)). Det er vigtigt at være opmærksom på, at disse parametre blev bestemt for destilleret vand. Derfor bør de kun anvendes som grove estimater eller til at vurdere relativ adsorptionseffektivitet. Det er meget almindeligt, at fabrikanterne opgiver adsorptionsdata for destilleret vand, hvilket skal tages med stort forbehold, jf. afsnittet nedenfor om effekten af naturligt organisk stof og partikler i vandet.

Det skal endvidere påpeges, at adsorptionsevnen for et givet stof kan variere meget fra undersøgelse til undersøgelse. Dette kan bl.a. skyldes anvendelse af forskellige typer kul i de enkelte undersøgelser. Parametrene nævnt i tabel 2.2.1 vil ikke give troværdige resultater, hvis de anvendes i et multikomponent-system med adskillige mikroforureningsstoffer, fordi der ikke tages højde for den konkurrerende (kompetitive) adsorption på aktiv kul.

Ulineær adsorption

Det fremgår af tabel 2.2.1, at eksponenten l/n er væsentligt mindre end l for de fleste stoffer. Det betyder, at adsorptionen er stærkt ulineær. De lave værdier for l/n viser sig i figur 2.2.1 ved de rette linier med lille hældning.

Stoffer med lave l/n-værdier har relativt stor adsorptionsevne ved »meget lave koncentrationer« sammenlignet med stoffer med højere l/n værdier. Dette fremgår af figur 2.2.1. l vandrensningshenseende er det naturligvis en stor fordel, at adsorptionsevnen er relativt stor ved lave koncentrationer, fordi de fleste praktiske tilfælde netop vedrører opgaver, hvor i forvejen meget lave koncentrationer skal reduceres til yderst lave koncentrationer, helst ikke-detekterbare koncentrationer. Det er pesticiderne et eksempel på, og l/n-værdieme for de fleste pesticider er af størrelsesordenen 0,5 eller mindre.

Man skal være meget opmærksom på enhederne, der benyttes for »kapacitetsparameteren« K i Freundlich ligningen. Flere steder i denne rapport er adsorptionskapaciteten (q) angivet i mg/g (mg forureningsstof pr. gram aktiv kul). Derfor er første del af enheden for K i mg/g. Koncentrationen af forureningsstof opgives normalt enten i mg/L eller µg/L, og dette udmønter sig i sidste del af enheden for K, der normalt enten angives i (L/mg)^l/n eller (L/µg)^l/n. Såfremt K-værdierne er baseret på koncentrationer i mg/L, men man ønsker at regne i µg/L skal K værdierne multipliceres med (0,001)^l/n. Omvendt, hvis K er baseret på g/L og man ønsker at regne koncentrationer i mg/L, skal K-værdierne multipliceres med (1.000)^l/n. Da l/n er forskellig fra stof til stof, kan der desværre ikke gives en generel omregningsfaktor.

Ved opstilling af beregningsmodeller for adsorption antages ofte lineær adsorption, dvs. l/n = 1. Dette er en tilnærmelse, der skal anvendes med varsomhed. Herom mere nedenfor i afsnittet om modeller.

Effekt af pH

Ukrudtsmidler (herbicider) som phenoxysyrer (MCPA, Dichlorprop (2,4 DP), Mechlorprop (MCPP), etc.) adsorberes relativt dårligere på aktiv kul end en del andre pesticider, jf. figur 2.2.1. Det skyldes bl.a., at stofferne ved normalt pH er dissocierede og optræder som ioner (anioner med syrekonstanter: pKs = 2,6-3,8). Ladede forbindelser adsorberes generelt væsentligt svagere på aktiv kul end neutrale stoffer (hydrocarboner, klorerede opløsningsmidler, m.v.). For stoffer med syreegenskaber med pKs-værdier svarende til de pH-værdier, som optræder i vandværksvand (6,5-8), kan man forvente en forringet adsorption med stigende pH. Eksempler på sådanne stoffer er 2,3-dichlorphenol (pKs = 7,7), 2,4-dichlorphenol (pKs = 7,9), 2,6-dichlorphenol (pKs = 6,8) samt en række trichlorphenoler med pKs-værdier på 7,4-7,7. For stoffer med baseegenskaber er effekten af pH den modsatte.

Interferens fra naturlige organiske stoffer (NOM)

Freundlich adsorptionsparametre, som er bestemt for destilleret vand, er som nævnt ovenfor kun groft retningsgivende. I naturligt overflade- eller grundvand findes altid naturligt organisk stof (engl.: Natural Organic Matter, NOM), nemlig humusstof og fulvussyrer. Da de findes i koncentrationer, der er 10³-10⁴ gange så høje som de aktuelle forureningsstoffer, er det åbenbart, at de udgør en alvorlig konkurrent til kullets adsorptionspladser. Forsøgsresultater viser, at adsorptionsisotermer for mikroforureningsstoffer kan ændres væsentligt, når råvandets sammensætning ændres. F.eks. viser figur 2.2.2 og 2.2.3 effekten af DOC-koncentrationen på adsorptionsisotermen for metazachlor (Haist-Gulde et al., 1991) og atrazin. Adsorptionen af metazachlor nedsættes med stigende koncentration af opløst organisk stof (DOC).

 (10 Kb)

Figur 2.2.2
Adsorptionsisoterm for metazachlor som funktion af forskellige koncentrationer af andet opløst organisk stof (DOC) (Haist-Gulde et al., 1991).

 (11 Kb)

Figur 2.2.3
Adsorptionsisoterm for atrazin for destilleret vand og overfladevand. (Chemviron Carbon, teknisk note).

Mens atrazin og MCPA adsorberedes i nogenlunde samme omfang i destilleret vand, er adsorptionen af MCPA i søvand mindre end for atrazin, idet stoffet er relativt mere følsomt for konkurrence med naturlige organiske stoffer (humus og fulvussyrer). Grunden til dette er sandsynligvis forskellen i kemisk struktur mellem atrazin og MCPA. Atrazin er en svag base, mens MCPA er en syre og derfor mere sensitiv for kompetitive interaktioner fra naturlige organiske stoffer, som også har sure egenskaber (Edell, 1997). Derfor forventes adsorptionen af andre phenoxysyrer end MCPA som for eksempel Mechlorprop, Dichlorprop og 2,4-D at blive påvirket væsentligt i negativ retning ved tilstedeværelse af naturlige organiske stoffer i vand.

For 2,6-dichlorbenzamid (BAM), der er et nedbrydningsprodukt af pesticidet dichlorbenil, er der konstateret en adsorptionskapacitet svarende til 1.000 m³ behandlet vand/kg aktiv kul ved rensning af grundvand, men kun en kapacitet på 100-200 m³ /kg aktiv kul ved rensning af overfladevand, dvs. 5-10 gange lavere end for grundvand (DTI, 1997). Indløbskoncentrationerne var 0,16 µg/L for grundvand og 0,04 µg/L for overfladevand. Den lave kapacitet for overfladevand i forhold til grundvand kan dels skyldes den relativt lavere koncentration, der blev anvendt for overfladevand, men formentlig især en større koncentration af naturligt organisk stof i overfladevandet.

Ud over kompetitiv (konkurrerende) adsorption reducerer poreblokering adsorptionen af mikroforureningsstoffer. Det er fysisk blokering af porerne med partikler eller udfældet materiale, som indirekte reducerer den tilgængelige overflade for adsorption. I praksis skelnes der mellem poreblokering og kompetitiv adsorption gennem deres effekt på adsorptionsisotermen og Freundlich parametre. Poreblokade giver en parallel forskydning i adsorptionsisotermen (l/n forbliver konstant, mens K sænkes). hvorimod kompetitiv adsorption resulterer i ikke-parallelle forskydninger i adsorptionsisoterm, og både l/n og K ændres (Carter et al., 1992). F.eks. ser indflydelse fra NOM på adsorptionen af metazachlor (figur 2.2.2) ud til at være kompetitiv.

Det har været forsøgt at forudsige effekten af naturlige organiske stoffer på adsorptionsisotermen. F.eks. foreslog Yuasa (1992) en modificeret isoterm-model, som relativt godt kunne forklare eksperimentelle adsorptionsligevægte for p-aminobenzosyre i Seinens flodvand. Den matematiske tilgang er imidlertid fortsat kompleks, hvilket begrænser anvendelsen.

Tabel 2.2.2 og tabel 2.2.3 viser, at Freundlich parametrene for samme stof afhænger stærkt af den vandtype, som testen er udført med. Som tidligere omtalt, skyldes dette konkurrencen med naturlige organiske stoffer om adsorption på det aktive kul. Denne effekt er mere udtalt ved overfladevand, fordi mængden af organisk stof er større end den, som observeres ved grundvand.

Tabel 2.2.2
link til tabel
Vandtypens indflydelse på Freundlich parametrene. K er udtrykt i (mg/g) (L/µg)^l/n. (bemærk, at enheden er forskellig fra tabel 2.2.1). D V. destilleret, ionbyttet vand GV: grundvand OV: overfladevand. (Data fra Najm et al. (1991). (a): Kunstigt overfladevand med humussyrer (5 mg/L som TOC). *Data fra Edell (1997)

Tabel 2.2.3
link til tabel
Adsorption af pesticider på PicaZine aktiv kul (PAC 20 mm). (Prados, personlig kommunikation.) DV: destilleret vand, OV: drikkevand fra overfladevand. C_O: initialkoncentration. Bemærk, at enheden for K er forskellig fra tabel 2.2.1.

Adsorptionen af store molekyler (pesticider, PAH'er) påvirkes mere af tilstedeværelsen af huminstoffer end mindre molekyler (Halst-Gulde et al., 1995). Det kan forklares ved størrelsen af stoffet, som skal adsorberes og fordelingen af porestørrelse på aktiv kul: Figur 2.1.3 viser, at pesticider og huminstoffer ikke kommer ind i hele porenetværket. Derfor sker konkurrencen om adsorptionssteder i meso- og makroporerne, mens mikroporer kun er tilgængelige for små molekyler. Selv om fulvus- og huminstoffer kan være små (fra 0,5 til 2,5 nm), danner de ofte kolloider med størrelser, der spænder fra 70 til 250 nm (Ledin et al., 1997).

Freundlich parametrene for et givent stof afhænger af kultypen. Derfor er det almindelig praksis at bestemme adsorptionsisotermen af et givent stof før behandling af en given vandtype med et given type aktiv kul. Disse prøver må udføres med det aktuelle vand, så der kan tages hensyn til effekten af opløste organiske stoffer. Til dette formål kan simple adsorptionstests udføres i batches og/eller i kolonne (se afsnit 2.3).

Effekten af preloading

Forbehandling af nyt kul med vand uden forureninger før adsorption af mikroforureningsstoffer forårsager nedsat effekt ved vandrensning. Dette fænomen omtales i det følgende med den engelske betegnelse »preloading«, idet der ikke p.t. findes en dansk terminologi. Preloading foregår uundgåeligt i enhver aktiv kul kolonne, nemlig i den nedre del af kolonnen under forureningsfronten. Her sker der gennemstrømning af vand uden forureningsstof men med naturligt organisk stof (NOM). Kompetitiv adsorption med NOM samt poreblokade med partikler og udfældet materiale er tilsyneladende årsagen til reduceret adsorption ved preloading. Tabellerne 2.2.4 og 2.2.5 illustrerer preloading i form af ændringer i Freundlich parametrene med tiden for pesticidet atrazin.

Tabel 2.2.4
Effekten af preloading på Freundlich isoterm parametre for atrazin (PICA B PGAC). Bemærk, at enheden for K er forskellig fra tabel 2.2.1. (Knappe & Snoeyink, 1995).

Tabel 2.2.5
Sammenligning af Freundlich isoterm parametre for atrazin for preloaded PGAC og GAC. (Seinen flodvand, PICA B PGAC). Bemærk, at enheden for K er forskellig fra tabel 2.2.1. (Knappe & Snoeyin, 1995).

Effekten af hydraulisk opholdstid

Baldauf og Henkel (1988) og Hainst-Gulde (1991) undersøgte effekten af hydraulisk opholdstid (T_h = volumen af kul/flow) på rensningseffektiviteten mht. atrazin i pilot skala GAC kolonne. Tabel 2.2.6 opsummerer de eksperimentelle forhold og resultaterne af de to undersøgelser.

Tabel 2.2.6.
Atmazin fjernelse i pilot skala absorbere. T_h er hydraulisk opholdstid (Knappe & Snoeyink, 1995).

^* Til en atrazin udløbskoncentration på 0,1 µg/L.

Begge pilotundersøgelser viste, at længere hydraulisk opholdstid var en fordel ved krav til fjernelser på mere end ca. 80%. Den gavnlige effekt af en længere T_h er tydelig i pilot testen med grundvand: For et udløbskrav på 0,1 µg/L, kunne kulforbruget reduceres med en faktor fire ved at øge T_h fra 3 til 9 minutter. Resultaterne af pilot testen med infiltreret flodvand bekræftede ligeledes, at en længere T_h var fordelagtig, omend variationsområdet for T_h er lille.

Andre undersøgelser viser, at den hydrauliske opholdstid har stor indflydelse på kullets adsorptionskapacitet. Dette skyldes, at adsorptionsligevægt ikke indtræder »hurtigt«, men for granulært aktiv kul kan tage af størrelsesordenen en time på grund af diffusionsprocesser fra vandet til kuloverfladen og videre ind i den finporøse struktur. For at få en rimelig aktiv kul udnyttelse skal den hydrauliske opholdstid i praksis være af størrelsesordenen 15-30 minutter. Men her kommer kapitalomkostningerne ind, idet en lang opholdstid nok sparer driftsomkostninger til aktiv kul, men til gengæld giver relativt store kapitalomkostninger. Der er i sidste ende tale om økonomisk optimering.

Levetid af en aktiv kul kolonne

Levetiden af en aktiv kul kolonne er som regel bestemt af den tid, det tager for at udløbskoncentrationen stiger op til det forudbestemte maksimalt tilladelige niveau. Levetiden kan beregnes, såfremt man har erfaring for størrelsen af adsorptionskapaciteten med den aktuelle vandtype og når vandbelastningen er kendt. Der kan som tidligere nævnt foreligge erfaringer fra lilleskala tests, eller der kan være opnået erfaringer fra pilotskala eller fuldskala drift. Disse erfaringer er ofte opnået ved højere koncentrationer end de, der ofte er aktuelle under danske forhold og skal derfor tages med forbehold, hvis der skal renses ved meget lave koncentrationer, dvs. af størrelsesordenen 0,1 µg/L. Selv for pesticider med relativt begrænset adsorptionsevne på aktiv vil det ringe krav til stoffjernelse kunne give forventninger til driftstider på mange år, f.eks. mere end 10 år.

Ved de meget lange driftsperioder kan det imidlertid vise sig, at ekstrapolationerne ikke holder på grund af f.eks. poreblokering med udfældet jern- og manganoxider eller udfældning af kalk. Det kan med andre ord være andre faktorer end kullets evne til at adsorbere forureningen, der bliver levetidsbegrænsende, nemlig kvaliteten af det vand, der skal renses. Dette aspekt bliver desto vigtigere jo lavere koncentrationsniveauer, der skal renses ved. Man skal især være opmærksom på dette forhold, ved koncentrationsniveauer på af størrelsesordenen 1 µg/L og mindre.

Modellering af adsorption

Det har væsentlig interesse at kunne beregne f.eks., hvorledes rensningen med aktiv kul forløber i afhængighed af aktiv kulkolonnes dimensioner, vandflow, det aktive kuls egenskaber, etc. Men modellerne skal bruges med varsomhed, da de bygger på en række simplificerede forudsætninger, som ikke nødvendigvis er opfyldt.

De fleste modeller, der beskriver adsorptionsprocessen, forudsætter lineær adsorption, dvs. at eksponenten i Freundlich ligningen, l/n = 1. Som omtalt i afsnit 2.2 er eksponenten i praksis som regel væsentligt mindre end 1, f.eks. af størrelsesordenen 0,5. Dette betyder, at adsorptionen ofte er stærkt ulineær. Matematiske modeller bliver imidlertid betydeligt simplere ved antagelse af linearitet, men herved risikerer man at begå fejl i forudsigelse af adsorptionskapaciteten. Forudsætningen om linearitet kan kun bruges, såfremt man arbejder inden for begrænsede koncentrationsintervaller, inden for hvilke man har bestemt adsorptionskapaciteten. Et eksempel på en model med lineær adsorption er givet i boks 2.2.

Adsorptionsmodel med lineær adsorption

 (10 Kb)

Boks 2.2
Sorptionsligning anvendt til simulering af stofgennembrud på kulfiltre jf. f.eks. figur 4.3 (Genuchten & Alves, 1982).

 (28 Kb)

Boks 2.3
Aktiv kuls levetid og kapacitet

For at opnå relativt simple modeller antages det endvidere ofte, at adsorptionen i aktiv kulkolonnen alene styres af en ligevægt. Imidlertid kan det som tidligere nævnt under afsnittet om hydraulisk opholdstid være vigtigt at tage hensyn til adsorptionskinetikken, nemlig at det i praksis kan tage af størrelsesordenen en time eller længere at tilnærme sig ligevægt, når man arbejder med granulært aktiv kul (GAC). Dette skyldes diffusion af forurening dels gennem et væskegrænselag omkring kulpartiklerne og dels ind igennem det aktive kuls porestruktur. Der findes matematiske modeller til beskrivelse af disse fænomener, men dette ligger uden for denne rapports rammer.

Beregning af aktiv kuls kapacitet og levetid.

I boks 2.3 er vist de formler, der kan bruges til et groft estimat af det aktive kuls levetid og kapacitet. Adsorptionskapaciteten udtrykt i antal m³ behandlet vand/kg aktiv kul afhænger af kapacitetskonstanten K og Freundlich eksponenten l/n, samt indløbskoncentrationen af forureningsstoffet. Kullets levetid afhænger derudover af den hydrauliske opholdstid og det aktive kuls bulkvægtfylde.

I tabel 2.2.7 er beregnet levetid og kapacitet i relation til nogle forskellige typer af forurenende stoffer.

Tabel 2.2.7.
Beregnede kapaciteter (KAP) og levetider (T_l) for nogle relevante stoftyper. Beregningsprincip er vist i boks 2.3. X_T: 450 g/L. T_h = 20 min.
Betydning af stofforkortelser: TCE: trichlorethylen; c-1,2-DCE: cis-1,2-dichlorethylen; VC: vinylchlorid; 1,1,1-TCA: 1,1,1-trichlorethan; MTBE: methyl-tert-butyl-ether.

Det fremgår, at der kan være meget stor forskel på levetider og kapaciteter afhængigt af stoftype og indløbskoncentrationer. Sidstnævnte er valgt ud fra, hvad der kunne tænkes findes i dansk grundvand. Den meget lange beregnede levetid for aktiv kul, der renser atrazin, er givetvis urealistisk. Med så lange tidshorisonter vil det som tidligere nævnt være andre faktorer end forureningsstoffet, der begrænser levetiden (Naturligt organisk stof (NOM) og udfældet materiale, jern- og manganoxider samt kalk).

Effekten af bakteriel vækst på adsorptionskapaciteten

Tabel 2.2.8 og 2.2.9 viser eksempler på effekten af bakteriel vækst på aktiv kul. Effekten af tiden er meget forskellig i de to anlæg. I det ene tilfælde (tabel 2.2.8) reduceres adsorptionskapaciteten relativt hurtigt, hvorimod effekten af tiden er ringe i det andet anlæg (tabel 2.2.9). l sidstnævnte tilfælde er der formentlig tale om biologisk regenerering af aktiviteten.

Tabel 2.2.8
Udviklingen i granulært aktiv kuls fysiske karakteristika med tiden ved vandværket Itteville (første kulfilter). GAC: PICAFLO 103.

Tabel 2.2.9
Udvikling i aktiv kulsfysiske karakteristika med tiden ved vandværket
Rouen-la Chapelle (andet kulfilter, »biologisk aktiv kul«).

Franske og engelske driftserfaringer

I appendiks 2 er givet praktiske erfaringer ved brug af aktiv kul ved nogle franske og engelske vandværker. Det har vist sig meget vanskeligt at uddrage generelle sammenhænge på basis af eksisterende målinger på grund af et meget begrænset materiale. Såfremt man ønsker en mere almengyldig viden, bør der på få anlæg udføres et systematisk planlagt måleprogram med det nødvendige antal måleparametre.

2.3 Metodik til forudsigelse af adsorptionskapacitet

Ved brug af aktiv kul til vandrensning er det ofte vanskeligt at forudsige, hvor effektivt kul vil være ved rensning af en given væske. I de fleste tilfælde anbefales det derfor, at der udføres tests til at bestemme kullets karakteristika.

Adsorptionsisoterm test

Ved vandrensning er formålet med isoterm testen at måle adsorptionskapaciteten af en given kultype ved forskellige koncentrationer af urenheder og at bestemme den teoretiske mængde kul, der er nødvendig for at behandle en specifik vandtype, jf. figur 2.3.1 og tabel 2.3.1.

Ved væskefaseanvendelser kan lineære plots generelt opnås ved at bruge den empiriske Freundlich formel (q = K C^l/n), som relaterer koncentrationen af forurening i vandfasen, C, til forureningens koncentration i den adsorberende fase, q. Tages logaritmen på begge sider fås:

log q = log x/m = log K + l/n log C

 (13 Kb)

Figur 2.3.1
Procedure for adsorptionsisotermtest: (i) Brug den normale væske, som skal testes; (ii) brug pulveriseret kul; (iii) udfør testen ved en konstant temperatur: isoterm; (iv) omrør konstant under testen; (v) tillad tilstrækkelig tid til at nå fuld ligevægt. A, B, C, D og E er forskellige mængder af pulveriseret kul. Den aktuelle mængde kul skal evalueres i hver test. Et eksempel er givet i tabel 2.3.1 og figur 2.3.2. (Chemviron Carbon, teknisk note).

Tabel 2.3.1
Eksempel: Phenoladsorption med aktiv kul.
Baseret på grafen i figur 2.3.2 er Freundlich parametrene:
K = 0,18 (mg/g)/(L/mg)^l/n og 1//n = 0,91.

 (4 Kb)

Figur 2.3.2
Adsorptionsisoterm for phenol.

Dette er ligningen for en ret linie, hvis hældning er l/n. Adsorptionskapaciteten for C=1 er log K (se figur 2.3.2). Dette er korrekt for de fleste af de systemer, som mødes ved vandrensning, fordi det primært omhandler lave koncentrationer og Freundlich ligningen holder ganske godt for en fortyndet opløsning.

Hurtig, lilleskala kolonne test

For en perfekt simulation af en fuldskala adsorber, skal seks uafhængige dimensionsløse grupper forblive ens. Ved at sætte de dimensionsløse grupper fra en lilleskala adsorber (SC, small column) lig med dem fra en fuldskalakolonne (LC, large column), findes sammenhængen mellem centrale design værdier.

Hvis porøsitet, bulk densitet og kapaciteter er identiske for kullene, som bruges i RSSCT og i fuldskalaprocessen, kan sammenhængen mellem den lille og store kolonne findes:

hvor T_h,SC og T_h,LC er den hydrauliske opholdstid for den lille og den store kolonne. R_SC og R_LC er radius for den lille og den store kolonne. Forholdet t_SC/t_LC er tiden, som kræves for at udføre en RSSCT, divideret med tiden, som det ville tage at udføre et pilotstudium.

Den hydrauliske opholdstid, T_h, er:

hvor:

V_B er volumen af kullag,
Q er vandflow,
L er længde af kullag,
V er filterhastighed.

Den hydrauliske belastning af en lilleskala kolonne og en storskala kolonne er relaterede til partikelstørrelsen ved følgende udtryk:

hvor v_SC og v_LC er filterhastighed i RSSCT og pilotkolonnerne respektivt. Endvidere sikrer sidstnævnte ligning, at Reynolds tal for lilleskala processen er den samme som for fuldskalaprocessen.

For at udføre denne test, kræves en højtrykspumpe, fordi tryktabet i RSSCT'en er betydeligt. Forberedelsen af kullet er vigtig, fordi det skal være repræsentativt for kullet anvendt i den store kolonne. Endvidere bør forholdet mellem kolonnediameter og partikeldiameter være større end 50 for at forhindre kanaldannelse.

Metoden til at udføre RSSCT-testen er beskrevet i detaljer i Crittenden et al. (1991). Tabel 2.3.2 viser et eksempel på nedskaleringen af en stor kolonne.

Tabel 2.3.2
Pilotskala og lilleskala design parametre. (Crittenden et al., 1986).

Det kan konkluderes, at adsorberydelsen i fuldskala kan forudsiges på meget kortere tid og med færre udgifter med RSSCT end med et pilotstudium. Imidlertid er der stadig adskillige uløste problemer pga. tilstedeværelsen af naturlige organiske stoffer (NOM) i råvand og pga. den biologiske vækst på GAC. Disse begrænsninger undersøges og diskuteres i Crittenden et al. (1991). Derudover skal man være meget opmærksom på, om det aktuelle vand i testen er det samme som det oprindelige vand, der blev taget ud. Under transport til testlaboratoriet og under selve testen kan der f.eks. ske udfældninger pga. udluftning af kuldioxid fra vandbeholderen. Herved stiger pH og evt. med kalkudfældning som følge. Dette øger vandets indhold af partikler, som giver anledning til delvis blokering af aktiv kul partiklernes fine poresystem, med nedsat effektivitet som følge.

Sammenfattende kan der altså forekomme forhold under lilleskala testen, der både kan gå i retning af en for optimistisk og en for pessimistisk forudsigelse af adsorptionskapacitet.

Forudsigelse af adsorptionsevne ved QSAR

Antallet af organiske stoffer, der kan optræde som forureninger i vand og som evt. skal fjernes med aktiv kul, er stort. Bl.a. findes mange forskellige typer pesticider. Forekomsten af nedbrydningsprodukter øger spektret af aktuelle stoffer. Det er kun et begrænset antal stoffer, for hvilke, der er bestemt adsorptionsisotermer. Dette aktualiserer generelle metoder, der på basis af stofkarakteristika, kan estimere stoffernes adsorptionsegenskaber. På engelsk kaldes de generelle beregningsmetoder QSAR: Quantitative Structure Activity Relationship. Det er ikke hensigten her at præsentere metoderne nærmere, der henvises bl.a. til Blum & Suffet (1992) og Blum et al. (1994).

2.4 Design af aktiv kul kolonner

Kolonnetests

Figur 2.4.1
Skematisk fremstilling af kolonnetest (Chemviron Carbon, teknisk note).

 (9 Kb)

Figur 2.4.2
Driftslinie og udgiftskurve for et aktiv kul system (Chemviron Carbon, teknisk note).

Gennembrudskurver

Tiden, der kræves, for at forureningsgennembrudet viser sig, og formen af gennembrudskurven giver en indikation af den relative dybde af adsorptionszonen (se efterfølgende afsnit 2.5). Hvis der f.eks. går betydelig tid, før gennembruddet viser sig, og gennembrudskurven er stejl, er adsorptionszonen kort i forhold til kullagets tykkelse.

I figur 2.4.1 er vist gennembrud af forurening i 4 serieforbundne aktiv kulkolonner. Gennembrud er i eksemplet defineret ved at udløbskoncentrationen er 10% af indløbskoncentrationen. Belastningskurven (nederst) viser sammenhængen mellem den akkumulerede kulmængde, der er anvendt, og det akkumulerede vandvolumen, der er behandlet ved gennembrud. Ved plotning af forholdet mellem kulforbrug og behandlet vandmængde bestemt fra belastningskurven mod den hydrauliske opholdstid fås driftslinien, jf. figur 2.4.2. Ved lang opholdstid tilnærmes ligevægt og dermed det kulforbrug, der kan beregnes af Freundlich isotermen.

Driftslinie

Driftslinien muliggør udvælgelse af den optimale kombination af kuldosering og kontakttid. Da både kapitaludgifter (via kontakttid => kulvolumen) og driftsudgifter (via kuldosering) er involveret, må systemet fastlægges, så en lavest mulig totaludgift nås, jf. figur 2.4.2.

Tværsnits areal og højde af kullaget beregnes i henhold til den optimale opholdstid. T_h, og fra vandflowet, Q:

Med

T_h = V/Q

eller

T_h = L_kullag/(Q/A)

hvor:

Trykfald

Trykfaldet over en aktiv kulkolonne varierer betydeligt med tiden som følge af tilstopning med partikler, der findes i tilløbsvandet, på grund af biologisk vækst, og på grund af udfældning af jern- og manganoxider og evt. kalk. Det er de lokale forhold, der bestemmer tryktabsudviklingen, og data fra litteraturen skal derfor tages med betydeligt forbehold.

2.5 Filteropbygninger og drift med GAC

Anlægskonfiguration

De to grundlæggende typer af GAC-adsorbere er faste (fixed-bed) eller bevægelige kullag (moving bed). I fixed-bed adsorbere forbliver kullet stationært i adsorberne og drives enten i nedstrøms eller opstrøms driftsform. I bevægelige kullag opererer adsorberen kun opstrøms. I så fald er vandflowet højt nok til at tillade kullaget at udvide sig en anelse.

Når koncentrationen i udløbet fra en adsorptionskolonne overskrider rensningskravet, bliver kullet ikke fuldstændig mættet. Området af kolonnen, hvor adsorptionen foregår, massetransportzonen (MTZ), er vist i figur 2.5.1. Det aktive kul bag MTZ er fuldstændig mættet med forureningsstoffer.

 (4 Kb)

Figur 2.5.1
Massetransportzone i adsorptionskolonne (Snoeyink, 1990).

 (13 Kb)

Figur 2.5.2
Kolonnesystem drevet i serie.

Multikolonne systemer kan drives i serie eller parallel, som illustreret i figur 2.5.2 og 2.5.3. Optimal anvendelse af GAC kan opnås ved at opdele flowet i parallelle strømme, hvor hver strøm har et individuelt multikolonne system (drives i serie). Tabel 2.5.1 giver et overblik over egenskaberne ved de forskellige adsorber-konfigurationer.

Kolonnesystemer drevet i serie

Kolonnerne arbejder i en rækkefølge, hvor førerkolonnen fjernes fra strømmen, efter at den sidste kolonne producerer en uacceptabel afløbskvalitet. Den tidligere anden kolonne i strømmen bliver førerkolonne, standby kolonne bliver anden kolonne i strømmen, etc. (ved n = 2), se figur 2.5.2. Den estimerede GAC-udnyttelsesgrad i forbindelse med n trin kan findes ud fra Freundlich isotermer.

 (11 Kb)

Figur 2.5.3
Kolonnesystem drevet parallelt.

Kolonnesystemer drevet parallelt

Tabel 2.5.1
Retningslinier for valg af GAC systemkonfiguration. (Clark & Lykins, Jr., 1989).

Expanded beds

Expanded beds opstrømskolonner er velegnede til vand med høje koncentrationer af partikler, eller når partikel fjernelse foregår ved en efterfølgende proces. Generelt kan expanded beds klare relativt høje koncentrationer af suspenderet stof uden væsentligt tryktab under samtidig brug af relativt fine kulpartikel størrelser. En højere aktiv kulforbrug må forventes for expanded beds sammenlignet med packed beds uden tilbageskyl, fordi blanding af aktiv kul i moving bed vil skabe en længere massetransportzone, MTZ. På grund af frigivelse af meget små kulpartikler (fines) bruges expanded beds normalt ikke i drikkevandsbehandling.

Pulsed beds

En »pulsed bed« drives i opstrømstilstand mht. vandet, og vand og kul bevæger sig i modstrøm. Pulsed bed adsorbere tillader afbrudt eller konstant fjernelse af forbrugt kul fra bunden af kolonnen, mens friskt kul tilføres fra toppen uden systemnedlukning. Hovedfordelen ved dette system er bedre kuludnyttelse, fordi kun fuldt udnyttede kul vil blive reaktiverede.

En anden egenskab ved pulsed bed er, at en konstant udløbskoncentration opnås (under antagelse af en konstant indløbskoncentration). I fixed beds øges koncentrationen gradvist med tiden. Den ønskede effekt af pulsed bed modarbejdes, når høje koncentrationer af opløste eller naturlige organiske stoffer er til stede, hvilket bevirker udbredt biofilmvækst på GAC, således at kullet ofte skal tilbageskylles. Dette fører til opblanding af det friske aktiv kul i toppen af kolonnen med forbrugt aktiv kul dybere nede, og dette fænomen ødelægger noget af den gavnlige modstrømseffekt. Desuden kan der frigives fine aktiv kul partikler, som evt. skal fjernes ved en efterfølgende proces.

Filterhastighed

Filterhastigheden (Darcy-hastigheden) defineres som voluminet af væske, som strømmer gennem kolonnen pr. kvadratmeter tværsnitsareal og pr. tidsenhed. Enheden er f.eks. m/h. I nogle sammenhænge kaldes filterhastigheden også for den hydrauliske overfladebelastning. Tabel 2.5.2 giver et overblik over typisk filterhastigheder, som anvendes i GAC kolonner.

Tabel 2.5.2
Typiske filterhastigheder for forskellige systemkonfigurationer. (Clark & Lykins, Jr., 1989).

Opstrøms versus nedstrøms

Generelt er nedstrømskolonner de mest almindelige og synes mest velegnet ved rensning af drikkevand. Det er relevant, når kulkolonnen skal bruges som et filter til partikel fjernelse, såvel som en adsorber.

Opstrømsadsorbere er velegnede ved tilførelse af både høje eller lave partikelkoncentrationer. Ved høje partikelkoncentrationer er opstrøms adsorbere at foretrække, fordi de fleste partikler arbejder sig op gennem GAC kolonnen uden en væsentlig øgning af tryktabet. Partikelakkumulering og tryktab ville blive for store i nedstrømsadsorbere. En ulempe ved opstrømsfiltre er, at der i modsætning til nedstrømsfiltre dannes fine partikler.

Konstant befugtning

Aktiv kulfiltre bør ligesom sandfiltre altid holdes befugtede. Dette opnås ved en »svanehals«, hvorved afløbet fra bunden af et nedstrømsfilter føres op i højde med kullets overflade.

Der skal monteres luftudladere i toppen af aktiv kulfiltrene for at undgå luft i filtrene og dermed nedsat hydraulisk opholdstid.

Gravitationsflow versus tryk-flow

GAC kan bruges i gravitations- eller tryksystemer. Flow under tryk kan bruges til enten nedstrøms eller opstrøms adsorbere, mens gravitations flow generelt bruges til nedstrøms beds. Med trykkolonner opnås højere hydraulisk belastning, end hvad der ville være muligt med gravitationsflow. Denne højere belastning reducerer adsorberens krævede tværsnitsareal. Filteret kan også drives over et stort flow-rate område, grundet de vide variationer i trykfald, som kan bruges.

Trykflow tillader endvidere drift ved en højere koncentration af partikler eller med mindre hyppig tilbageskyl, end hvad der ville være muligt med gravitationsflow.

Gravitationssystemer er på den anden side mere velegnede i systemer, når 1) store variationer i vandflow ikke er ønskelige pga. deres indvirkning på driftsomkostninger, og 2) når der er behov for visuelle observationer til at overvåge GAC's tilstand. For mange systemers vedkommende vælges mellem tryk- eller gravitationskolonner på basis af økonomien.

Tabel 2.5.3
Sammenligning mellem opstrøms, nedstrøms, tryk- og gravitationsdrift.

Tilbageskyl

Tilbageskyl er det modsat rettede flow af renset vand gennem en kulkolonne for at løsne og fjerne akkumulerede partikler, for at styre biologisk vækst (biofilm) og for at opretholde de hydrauliske egenskaber af filtrene. Hyppighed af tilbageskyl afhænger af størrelsen af tryktab opbygning og øgningen i koncentration af partikler i udløbet. Forbruget af vand til tilbageskyl afhænger af mængden og arten af deakkumulerede materialer. Tilbageskylshyppighed og -mængde afhænger derfor af samspillet imellem hydraulisk belastning, partikelindhold og koncentration af natur ligt organisk stof i indløbet samt adsorber konfigurationen.

Tilbageskyl bør minimeres, fordi der sker en vis opblanding af kullet under processen. I så fald vil GAC med adsorberede molekyler nær toppen af kolonnen flyttes dybere ind i kolonnen, hvor desorption er mulig (Snoeyink, 1990). En anvisning i valg af tilbageskylshyppighed og varighed er, at mindre end 5% af det rensede vand bør bruges til tilbageskyl (Clark & Lykins, Jr. 1989).

Effektivisering af tilbageskyl kan ske med luftskyl og overfladevask. Luftskyl er tilførsel af komprimeret luft ved bunden af kolonnen under tilbageskyl for at øge turbulensen. Overfladevask er anvendelsen af dyser ved overfladen af kolonnen for at løsne komprimeret materiale.

Det skal understreges, at der ved tilbageskyl ikke frigives forureningsstoffer, der er adsorberet på det aktive kul.

Tryktabet bestemmer, hvornår der skal ske tilbageskyl. Tryktab, som skyldes opbygning af biomasse og organiske materialer i filteret, er stærkt relateret til den hydrauliske belastning. Ofte udføres tilbageskyl hver anden dag ved filtre, som renser overfladevand, mens en måned eller mere anvendes ved GAC-filtre, som renser grundvand. F.eks. har tilbageskyl aldrig været nødvendig ved et gravitations nedstrømsfilter i Berkhamsted (UK), som renser grundvand (Prados, personlig korrespondance). Dette er hovedsagelig på grund af det lave niveau af naturlige organiske stoffer, som findes i grundvandet, sammenlignet med det, som observeres i overfladevand. Tabel 2.5.4 viser et typisk maksimalt tryktab, over hvilket tilbageskyl anbefales.

Tabel 2.5.4
Størrelsesorden af tryktab i aktiv kul kolonner. (Prados, personlig kommunikation)

I tabel 2.5.5 er vist eksempler på, hvordan tilbageskyl er udført med forskellige typer aktiv kul.

I nogle udenlandske anlæg sænkes vandstanden i filteret før tilbageskyl til kullets højde. Derefter forsynes filteret med komprimeret luft for at løsne bundet organisk materiale, efterfulgt af tilbageskyl med behandlet, rent vand.

Effektiviteten af tilbageskyl kan kontrolleres ved opsamling af 100 ml GAC fra filteret og blanding af det med 100 ml rent vand i en konisk flaske. Efter rystning af opsamlingen i ca. 30 sekunder, indikerer mangel på synligt materiale i supernatanten, at tilbageskylningen har været effektiv.

Tabel 2.5.5
Tilbageskylshastighed og varighed af tilbageskyl anvendt i gravitationsnedstrømsfiltre med forskellige typer af GAC. Vandhastigheden er valgt således, at kolonnens ekspansion er på 25%. (Prados, personlig kommunikation).