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

Membranfiltrering, erfaring og muligheder i dansk vandforsyning

6 Sammenligning mellem membranfiltrering og alternative renseteknologier

For de enkelte vandtyper og stofgrupper omtalt i afsnit 4 og 5 gives i dette afsnit en kort sammenligning af membranfiltrering og alternative renseteknologier. Formålet hermed er at vurdere, om membranfiltrering ved sammenligning med alternative teknologier har et anvendelsespotentiale i dansk vandforsyning.

Sammenligningen med alternative teknologier er baseret på en gennemgang af litteraturen samt erfaringstal.

Tabel 6.1 viser en oversigt over, hvilke alternative rensemetoder, der er belyst og sammenlignet med membranfiltrering.

Tabel 6.1 Oversigt over alternative renseteknologier

6.1 Grundvand

6.1.1 Brunt vand

Fjernelse af organisk stof (brunt vand) er traditionelt udført ved anvendelse af kemisk fældning (koagulering, flokkulering og separering) efterfulgt af normal vandbehandling. Der er et mindre antal anlæg i Danmark (Fanø, Læsø, Skagen m.fl.). Erfaringerne herfra viser, at processen kan være svær at styre, og det kan være vanskeligt at opnå den ønskede reduktion i total organisk kulstof /1/.

Fra overfladevandsanlæg er der stor erfaring med anvendelse af kemisk fældning. Erfaringerne fra overfladevand kan imidlertid ikke fuldt ud overføres til grundvand. Specielt flokkuleringen er mere problematisk ved grundvand.

Der er i Danmark kun beskeden erfaring med alternative metoder som kemisk oxidation kombineret med biologisk aktiv filtrering. Efterfølgende vurderinger er derfor baseret på kemisk fældning.

6.1.1.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlæg til kemisk fældning vil typisk være fuldautomatiske.

Fældningskemikalier leveres normalt som tørre produkter. Der skal derfor være blandefaciliteter på vandværket. Opbevaring og håndtering af kemikalier ved fremstilling af nye opløsninger skal ske under hensyntagen til lovgivningen om arbejdsmiljø.

Slam fra separeringen ledes eksempelvis til et slambed for afvanding. Herefter må det påregnes, at slam skal transporteres til kontrolleret deponering eller forbrænding.

6.1.1.2 Økonomiske aspekter
Anlæg til kemisk fældning vil normalt være dyre at etablere. Specielt flokkuleringsanlæggene er bygningsmæssigt og mekanisk relativt kostbare. Omkostningerne afhænger meget af råvandets indhold af organisk stof.

Driftsmæssig er omkostninger primært afhængige af automatiseringsomfanget, forbruget af kemikalier samt eventuelle omkostninger ved afledning af skyllevand og slutdisponering af slam.

De totale produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved anvendelse af kemisk fældning til behandling af brunt vand vurderes at udgøre 1,5 – 4,0 kr. pr. m³ afhængig af anlægskapaciteten /2/. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling samt øvrige omkostninger ved drift af vandforsyningen.

6.1.1.3 Konklusion
Membranfiltrering i form af nano- eller ultrafiltreringsanlæg vurderes at kunne være et relevant alternativ til kemisk fældning.

• Membranfiltreringen sikrer generelt en stabil og ensartet vandkvalitet, hvilket kan være et problem ved kemisk fældning.
• Hvis eneste mulighed for håndtering af koncentratet fra membrananlægget er afledning til spildevandssystemet, vil kemisk fældning ofte være billigere end membranfiltrering.
• De faktiske forhold, herunder råvandets indhold af organisk stof, pladsforholdene mv., vil være afgørende for valg af metode. Det bemærkes specielt, at anlæg baseret på membranfiltrering er mindre pladskrævende end anlæg baseret på kemisk fældning.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, der kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven og uddannelse af driftspersonalet i håndtering af procesanlæg og kemikalier.
• Driftsmæssig er begge metoder mere komplicerede end normal dansk vandbehandling. Efter passende uddannelse af driftspersonalet vurderes dette ikke at være specielt problematisk. Begge behandlingsformer medfører håndtering af kemikalier. Kemikalieforbruget i forbindelse med membrananlæg vil ofte kun omfatte kemikalier til rensning af membranen.
• Membranfiltrering vil som følge af et højere energiforbrug samt eventuel afledning af koncentrat ofte udgøre en større miljøbelastning end anlæg baseret på kemisk fældning, men dette vil afhænge af de konkrete forhold, herunder valg af membrantype.
• Membranfiltrering medfører som følge af udnyttelsesgraden behov for en større grundvandsindvinding, hvilket i områder med brunt vand kan være med til at forringe grundvandskvaliteten yderligere.

Der kan være relevant at belyse alternative metoder kendt fra overfladevandsanlæg, herunder kemisk oxidation kombineret med biologisk aktiv filtrering og desinficering.

6.1.2 Let forhøjet NVOC

Fjernelse af organisk stof fra grundvand med indhold <10 mg C/l vil normalt kunne ske ved tilsætning af fældningskemikalie direkte i rørledningen til filtret, eksempelvis via statisk mixer og en efterfølgende filtrering i sandfilter (kontaktfiltrering). Stoffer som jern og mangan fjernes ligeledes ved processen, som bortset fra doseringen af fældningskemikalie i princippet svarer til normal vandbehandling. Vandrensningen kan forbedres ved at tilsætte et kraftigt iltningsmiddel (kaliumpermanganat). Anlæg af denne type er kendt fra enkelte danske vandforsyningsanlæg, som har let forhøjet indhold af NVOC.

6.1.2.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlæggene vil typisk være fuldautomatiske.

Fældningskemikalier leveres normalt som tørre produkter. Der skal derfor være blandefaciliteter på vandværket. Opbevaring og håndtering af kemikalier ved fremstilling af nye opløsninger skal ske under hensyntagen til lovgivningen om arbejdsmiljø.

Slam fra filtreringen ledes eksempelvis til bundfældningsbassin og efterfølgende eventuelt til et slambed for afvanding. Herefter må det påregnes, at slam skal transporteres til kontrolleret deponering eller forbrænding.

6.1.2.2 Økonomiske aspekter
Anlæg baseret på en simpel kemisk fældning vil normalt være billige at etablere. I forhold til normal vandbehandling, skal der etableres anlæg for håndtering og dosering af fældningskemikalier. Filteranlægget opbygges normalt med en lavere filterhastighed end ved normal vandbehandling, hvorfor metoden medfører et forøget filterareal.

Driftsomkostningerne er primært afhængige af automatiseringsomfanget og forbruget af kemikalier, samt eventuelle omkostninger ved afledning af skyllevand og slutdisponering af slam.

Ekstra omkostninger i forhold til normal vandbehandling er primært forbundet med etablering af anlæg til dosering af fældningskemikalie samt større filtre. Driftsmæssig er de væsentligste omkostninger forbundet med forbrug af kemikalier samt håndteringen heraf. Produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) i forhold til normal vandbehandling vurderes at udgøre ca. 0,3 – 0,5 kr. pr. m³ afhængig af anlægskapaciteten. Sammenlignet med omkostninger ved membranfiltrering er omkostningerne lave.

6.1.2.3 Konklusion
Ved grundvand med let forhøjet indhold af NVOC vurderes membranfiltrering ikke umiddelbart at være et økonomisk interessant alternativ til dosering af fældningskemikalie og efterfølgende kontaktfiltrering. Membranfiltrering sikrer dog en mere ensartet vandkvalitet og kan drives uden brug af kemikalier, ud over hvad der bruges til rensning af membranen, hvilket ud fra en samlet betragtning kan gøre membranfiltrering interessant.

• Anlægs- og driftsmæssigt er membrananlæg væsentligt dyrere, men produktionsprisen afhænger meget af, om koncentratet afledes til spildevandssystem.
• Driftsmæssig er begge metoder mere komplicerede end normal dansk vandbehandling. Efter passende uddannelse af driftspersonalet vurderes dette ikke at være specielt problematisk. Begge behandlingsformer medfører håndtering af kemikalier.
• Membranfiltrering udgør som følge af det lidt højere energiforbrug samt eventuel afledning af koncentrat en større miljølastning end anlæg baseret på simpel kemisk fældning og filtrering.
• Membranfiltrering medfører som følge af udnyttelsesgraden behov for en større grundvandsindvinding, hvilket i områder med brunt vand kan være med til at forringe grundvandskvaliteten yderligere.

6.1.3 Klorerede opløsningsmidler

Fjernelse af klorerede opløsningsmidler foretages normalt ved afblæsning/stripning i pakket kolonne eller ved adsorption på aktivt kul. Afblæsning er især aktuel ved forurening med klorerede alkaner, som adsorberes betydeligt ringere på aktivt kul end klorerede etylener.

6.1.3.1 Afblæsning
Ved stripning i pakket kolonne ledes vandet i modstrøm med luft. Herved overføres forureningskomponenten til luften. Anlæggets udformning, dimensioner og luft-vand forholdet fastlægges på baggrund af en beskrivelse af forureningskomponenten samt koncentrationen heraf. Ved klorerede opløsningsmidler, hvor der ofte findes en række nedbrydningsprodukter, kan dette være vanskeligt, men ofte vil det være den mest flygtige komponent, som er dimensionsgivende.

Afblæsning efterfølges af normal vandbehandling i form af filtrering for jern og mangan.

Der er en del danske erfaringer med afblæsning af klorerede opløsningsmidler i forbindelse med afværgeanlæg.

6.1.3.1.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlæggene vil normalt være fuldautomatiske.

Anvendelse af afblæsning på dansk grundvand har ofte den ulempe, at vandet bliver kalkfældende. Dette kan give problemer med tilstopning af afblæsningsudstyret og den efterfølgende vandbehandling for jern og mangan. Jern udfældes ligeledes i kolonnen. Der vil derfor ofte være behov for med mellemrum at foretage rensning af anlægget.

Forureningen overføres til luften. Dette vil formentlig ikke være et problem i vandforsyningssammenhænge, da der er tale om lave koncentrationer. Gældende regler vedrørende afledning skal naturligvis overholdes. Hvis det er nødvendigt, kan afblæsningsluften renses på aktivt kul.

6.1.3.1.2 Økonomiske aspekter
Anlæg til afblæsning vil normalt være relativt billige at etablere. I forhold til normal vandbehandling skal der etableres et kolonneanlæg i stedet for den traditionelle beluftning. Kolonnerne kan ofte placeres delvist i det fri. Antallet og højden af kolonnerne og hermed etableringsomkostningerne er afhængige af forureningstype og -koncentration.

De væsentligste driftsomkostninger er forbundet med vedligeholdelse af anlægget samt elforbrug til blæserne. Elforbruget afhænger af luft-vand forholdet. Behovet for vedligeholdelse afhænger af, i hvilket omfang anlægget klokker til, og hermed skal renses for belægninger.

De ekstra produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) i forhold til normal vandbehandling vurderes at udgøre ca. 0,5 – 2,0 kr. pr. m³ afhængig af anlægskapaciteten samt behovet for rensning af kolonnerne. Sammenlignet med omkostninger ved membranfiltrering vil anlægget driftsmæssigt normalt være væsentlig billigere. Behovet for rensning af kolonnerne kan dog være så kraftig, at stripning ikke er velegnet.

6.1.3.1.3 Konklusion

• Ved grundvand med indhold af flygtige klorerede opløsningsmidler, som uden væsentlige problemer med tilklokning, kan afblæses ved stripning i pakkede kolonner, kan metoden være et relevant alternativ til rensning på aktivt kul, men membranfiltrering vurderes under normale omstændigheder ikke at være et relevant alternativ til afblæsning.
• Afblæsning er som membranfiltrering udvidet vandbehandling, der kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven og uddannelse af driftspersonalet i håndtering og drift af anlægget.
• Driftsmæssig er membrananlæg i de fleste tilfælde væsentlig dyrere, og vandspildet er stort.
• Driftsmæssig er afblæsning mere kompliceret end normal dansk vandbehandling. Efter passende uddannelse af driftspersonalet vurderes dette ikke at være specielt problematisk.
• Membranfiltrering vil normalt være forbundet med højere energiforbrug end stripning, som dog også er energikrævende. Membranfiltrering medfører endvidere håndtering af koncentrat (typisk afledning til spildevandssystem). Ved begge anlægstyper sker afledning af forureningskomponenten til miljøet.

6.1.3.2 Aktivt kul
Ved rensning på aktivt kul fjernes forureningskomponenten ved adsorption på aktivt kul. Der er stor forskel på muligheden for effektiv rensning for klorede opløsningsmidler, da de enkelte stoffer har meget varierende adsorptionsgrad på aktivt kul. Typiske forureningskomponenter som tetraklorethylen og triklorethylen renses let på aktivt kul, mens eksempelvis triklorethan har lav adsorptionsgrad på aktivt kul.

Et filteranlæg med aktivt kul opbygges i princippet som traditionelle sandfiltre (åbne eller lukkede) tilpasset driften med aktivt kul. Vandet renses først for jern og mangan ved normal vandbehandling. Organisk stof i vandet kan give anledning til mikrobiel vækst på kullene og hermed risiko for kim i vandet. Der stilles derfor normalt krav om efterfølgende sikkerhedsmæssig desinficering af vandet, eksempelvis ved UV-behandling. For at sikre en god udnyttelse af kullene opbygges anlæggene ofte som serieforbundne filtre, hvor rækkefølgen kan ændres i forbindelse med udskiftning af kul i det ene filter.

Frederiksberg Vandforsyning renser drikkevand for indhold af klorerede opløsningsmidler ved brug af aktivt kul. Der er en del danske erfaringer med rensning for klorerede opløsningsmidler på aktivt kul i forbindelse med afværgeanlæg.

6.1.3.2.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlæg med aktivt kul vil normalt være fuldautomatiske.

Driften af et aktivt kul anlæg svarer i princippet til traditionelle sandfiltre. Med mellemrum vil der være behov for udskiftning af kul. Brugte kul sendes til afbrænding eller regenerering. Der vil være behov for monitering i filtret for kontrol af gennemslag af forureningskomponenten. Fra nogle kultyper kan udvaskes sporstoffer, f.eks. arsen og nikkel /4/.

6.1.3.2.2 Økonomiske aspekter
Anlæg til filtrering på aktivt kul etableres i princippet som traditionelle vandværksfiltre. I forhold til vandværkets normale vandbehandling vil filtrene ofte skulle have længere kontakttid, hvilket svarer til dybere filterlag. En ikke uvæsentlig omkostning ved etablering er prisen på aktivt kul. Der kan således være tale om ret betydelige etableringsomkostninger. På eksisterende vandværker med overskydende filterkapacitet, vil det ofte være muligt at udnytte eksisterende filterkummer ved ombygning til rensning med aktivt kul.

De væsentligste driftsomkostninger er forbundet med udskiftning af aktivt kul.

De ekstra produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) i forhold til normal vandbehandling udgør typisk 0,5 – 1,5 kr. pr. m³. Omkostningerne er afhængige af anlægskapaciteten, den hydrauliske opholdstid og kullenes levetid. Sammenlignet med omkostninger ved membranfiltrering er anvendelse af aktivt kul økonomisk meget fordelagtig.

6.1.3.2.3 Konklusion

• Ved grundvand med indhold af klorerede opløsningsmidler, som kan adsorberes effektivt på aktivt kul, er metoden et relevant alternativ til afblæsning, mens membranfiltrering ikke vurderes at være et relevant alternativ til adsorption på aktivt kul.
• Økonomisk er membrananlæg væsentlig dyrere i drift, og vandspildet er stort. Membranfiltrering ændrer på vandets kemi, da salte mv. fjernes fra vandet.
• Driftsmæssigt er anvendelse af aktivt kul ikke væsentlig mere kompliceret end normal dansk vandbehandling. Anvendelse af aktivt kul er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven og uddannelse af driftspersonalet i håndtering af anlægget. Efter passende uddannelse af driftspersonalet vurderes dette ikke at være specielt problematisk.
• Membranfiltrering udgør som følge af det relativt høje energiforbrug, håndtering af koncentrat og det store vandspild en større miljølastning end anlæg baseret på aktivt kul.

6.1.4 Pesticider

Fjernelse af pesticider foretages normalt ved adsorption på aktivt kul. Ved rensning på aktivt kul fjernes forureningskomponenten ved adsorption. Renseeffektiviteten varierer afhængig af adsorptionspotentialet for de enkelte stoffer.

Der er enkelte vandforsyninger i Danmark, som renser vandet for indhold af pesticider ved brug af aktivt kul (Hvidovre, Vindeby, Landet m.fl.). Aktiv kulfiltrering har vist sig at være effektiv overfor BAM og andre hyppigt forekommende pesticider i grundvandet. Der er ikke konstateret bivirkninger for vandkvaliteten.

Et filteranlæg med aktivt kul opbygges i princippet som traditionelle sandfiltre (åbne eller lukkede) tilpasset driften med aktivt kul. Vandet renses først for jern og mangan ved normal vandbehandling. Organisk stof i vandet kan give anledning til mikrobiel vækst på kullene og hermed risiko for kim i vandet. Der stilles derfor normalt krav om efterfølgende sikkerhedsmæssig desinficering af vandet, eksempelvis ved UV-behandling. For at sikre en god udnyttelse af kullene opbygges anlæggene ofte med serieforbundne filtre, hvor rækkefølgen kan ændres i forbindelse med udskiftning af kul i det ene filter.

6.1.4.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Driften af et aktivt kul anlæg svarer i princippet til traditionelle sandfiltre. Med mellemrum vil der være behov for udskiftning af kul. Kul sendes normalt til afbrænding eller regenerering. Der vil være behov for monitering i filtret for kontrol af gennemslag af forureningskomponenten.

Fra nogle kultyper kan udvaskes sporstoffer, f.eks. arsen og nikkel /4/.

6.1.4.2 Økonomiske aspekter
Anlæg til filtrering på aktivt kul etableres i princippet som traditionelle vandværksfiltre. I forhold til vandværkets normale vandbehandling vil filtrene ofte skulle have længere kontakttid, hvilket svarer til dybere filterlag. En ikke uvæsentlig omkostning ved etablering er prisen på aktivt kul. Der kan således være tale om ret betydelige etableringsomkostninger. På eksisterende vandværker med overskydende filterkapacitet, vil det ofte være muligt at udnytte eksisterende filterkummer ved ombygning til rensning med aktivt kul.

De væsentligste driftsomkostninger er forbundet med udskiftning af aktivt kul.

De ekstra produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) i forhold til normal vandbehandling vurderes typisk at udgøre ca. 0,5 – 1,5 kr. pr. m³. Omkostningerne er afhængige af anlægskapaciteten, den hydrauliske opholdstid og kullenes levetid. Sammenlignet med omkostninger ved membranfiltrering er anvendelse af aktivt kul økonomisk meget fordelagtig.

6.1.4.3 Konklusion

• Ved grundvand med indhold af pesticider, som kan adsorberes effektivt på aktivt kul, er metoden klart at foretrække frem for membranfiltrering.
• Membranfiltrering ændrer på vandets kemi, da salte mv. fjernes fra vandet. Driftsmæssigt er membrananlæg væsentlig dyrere, og vandspildet er stort.
• Driften af et anlæg med aktivt kul er ikke væsentlig mere kompliceret end normal dansk vandbehandling. Efter passende uddannelse af driftspersonalet vurderes dette ikke at være specielt problematisk. Anvendelse af aktivt kul er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven og uddannelse af driftspersonalet i håndtering af anlægget.
• Membranfiltrering udgør som følge af det relativt høje energiforbrug, håndtering af koncentrat samt det store vandspild en større miljølastning end anlæg baseret på aktivt kul.

6.1.5 MTBE

Erfaringer fra Svendborg Vandforsyning har vist, at MTBE i bestemte vandtyper og under bestemte forhold kan nedbrydes i vandværkets sandfiltre. Der sker desuden en delvis afstripning af MTBE i forbindelse med vandværkets normale beluftning. I Svendborg har det været muligt at reducere MTBE-indholdet fra op til 65 g/l til under grænseværdien på 5 g/l. Reduktionen sker primært ved nedbrydning på filtrene og sekundært ved stripning i forbindelse med beluftningen af vandet.

Det vurderes, at MTBE ved mange vandværker vil kunne fjernes ved en kombination af stripning og nedbrydning på vandværksfiltre. Det må forventes, at der kan blive behov for ændring af driftsforholdene på værkerne og i nogle tilfælde mindre anlægstilpasninger.

Alternativer til nedbrydning ved den traditionelle vandbehandling kan være egentlig stripning eller adsorption på aktivt kul. Metoderne er efterfølgende kort omtalt, men erfaringsgrundlaget er så beskedent, at der ikke er foretaget en egentlig sammenligning med membranfiltrering.

• MTBE vil i betydeligt omfang kunne afblæses ved en stripning i pakket kolonne med stort luft-vandforhold. Anvendelse af afblæsning på dansk grundvand har imidlertid ofte den ulempe, at vandet bliver kalkfældende. Dette kan give problemer med tilstopning af afblæsningsudstyret. Ved stripning overføres forureningen til luften. Dette er normalt og vil ikke være et problem i vandforsyningssammenhænge, da der er tale om lave koncentrationer. Gældende regler vedrørende afledning skal naturligvis overholdes.
• Aktivt kul anses på grund af MTBE's fysisk-kemiske (høj opløselighed) egenskaber normalt som uegnet til rensning af MTBE. Batchforsøg med kultypen Filtersorb® 400 har imidlertid vist, at MTBE kan fjernes effektivt /8/. Produktionsomkostningerne vil være meget afhængige af de konkrete forhold, anlægskapaciteten (flow gennem anlægget) og ikke mindst koncentrationen af MTBE.

6.1.5.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlægget vil som en del af den traditionelle vandbehandling normalt være fuldautomatisk.

Nedbrydning af MTBE ved udnyttelse af vandværkernes eksisterende filteranlæg kan medføre behov for ændring af anlæggets drift, så der sikres ensartet og lang opholdstid i filtrene.

Egentlig afblæsning af MTBE vil kunne medføre problemer med kalkfældning og heraf følgende tilklokning af anlægget. Afblæsning er endvidere energikrævende. Udnyttelse af mulighederne for nedbrydning af MTBE på filtrene er derfor at foretrække, hvis det er muligt med den aktuelle vandtype.

6.1.5.2 Økonomiske aspekter
Nedbrydning af MTBE ved udnyttelse af normal vandbehandling medfører ikke umiddelbart ekstra etableringsomkostninger. Ved eksisterende anlæg kan der være omkostninger forbundet med tilpasning af anlægget til en justeret driftsstrategi.

Hvis MTBE fjernes ved nedbrydning på eksisterende filtre samt afstripning på eksisterende beluftningsanlæg, er der ikke væsentlige ekstra driftsomkostninger forbundet med rensningen.

6.1.5.3 Konklusion

• Ved grundvand med indhold af MTBE, som kan fjernes ved stripning og nedbrydning på traditionelle vandbehandlingsanlæg bestående af beluftning og filtrering, er dette at foretrække frem for membranfiltrering.
• Membranfiltrering ændrer på vandets kemi, da salte mv. fjernes fra vandet. Membrananlæg er væsentligt dyrere i anlæg og drift, og vandspildet er stort.
• Membranfiltrering udgør som følge af det relativt høje energiforbrug samt håndtering af koncentrat en miljøbelastning sammenlignet med anlæg baseret på stripning og nedbrydning på traditionelle vandværksfiltre.

6.1.6 Nitrat

Som alternativ til membranfiltrering kan nitrat fjernes ved ionbytning eller biologisk denitrifikation. Der er i dansk vandforsyning ikke erfaring med rensning for nitrat.

6.1.6.1 Biologisk denitrifikation
Ved biologisk denitrifikation omdannes nitrat til frit gasformigt kvælstof. Metoden har således den fordel, at nitrat ikke opkoncentreres og afledes til miljøet. Denitrifikationen finder sted i filtre med bakteriefilm siddende på sandpartikler. Processen kræver tilsætning af en kulstofkilde som eksempelvis etanol. Bakterier nedbryder kulstofkilden under anvendelse af nitrat som iltningsmiddel.

For at sikre iltfattige forhold i denitrifikationsfiltrene, skal disse placeres før den øvrige vandbehandling på vandværket (beluftning og filtrering).

Da metoden bygger på biologisk aktivitet, vil vandet skulle desinficeres ved kloring eller UV-behandling for at sikre overholdelse af den hygiejniske kvalitet.

6.1.6.1.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Anlæg baseret på biologisk denitrifikation vil normalt være fuldautomatiske.

Der kan i forbindelse med driftsforstyrrelser være risiko for nitrit- og ethanolforurening af drikkevandet. Der er derfor behov for, at processen overvåges omhyggeligt.

Der mangler dokumentation for, at problemer i forbindelse med processens stabilitet og vandkvaliteten kan håndteres i praksis ved behandling af dansk grundvand.

6.1.6.1.2 Økonomiske aspekter
Anlæg baseret på biologisk denitrifikation er specielt ved mindre anlæg omkostningskrævende at etablere og drive. I /1/ er anlægsomkostningerne vurderet til 2,5 gange omkostningerne ved normal vandbehandling og driftsomkostningerne til 3 gange omkostningerne ved normal vandbehandling. Da der ikke foreligger danske erfaringer, er omkostningerne svære at vurdere.

De totale produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved anvendelse af biologisk denitrifikation vurderes typisk at udgøre 1 - 4 kr. pr. m³ afhængig af anlægskapaciteten. Hertil kommer omkostninger til normal vandbehandling samt øvrige omkostninger ved drift af vandforsyningen.

6.1.6.1.3 Konklusion

• Rensning af nitrat ved anvendelse af biologisk denitrifikation kan ved store anlæg være økonomisk fordelagtig sammenlignet med membranfiltrering.
• Ved biologisk denitrifikation ændres ikke på vandets øvrige kemi, som ved membranfiltrering, hvor andre stoffer i større eller mindre omfang fjernes fra vandet. Der er dog risiko for nitrit- og ethanolforurening af drikkevandet.
• Ved større anlæg er membrananlæg driftmæssigt væsentligt dyrere, og vandspildet er stort. Ved membranfiltrering er omkostningerne meget afhængige af, om koncentratet skal afledes til spildevandssystemet.
• Driftsmæssig kræver biologisk denitrifikation en nøje overvågning af processen, for at undgå utilsigtet forurening af drikkevandet. Metoden vurderes kun at have anvendelse ved anlæg med professionelt driftspersonale. Begge metoder er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven.
• Membranfiltrering udgør som følge af det relativt høje energiforbrug samt håndtering af koncentrat en større miljølastning end anlæg baseret på biologisk denitrifikation, hvor der ikke sker nogen opkoncentrering og afledning til miljøet.

6.1.6.2 Ionbytning
Grundvand med indhold af nitrat kan renses ved ionbytning. Ved koncentrationer af nitrat på op til 100 mg/l kan der anvendes søjleopbyggede anionbyttere, der regenereres med kogesalt (NaCl). Efter en eventuel forbehandling afhængig af vandtypen passerer vandet en kolonne, der indeholder ionbyttermasse. Til ionbyttermassen er vedhæftet klorid, som under vandets passage byttes med nitrat. Sulfat- og bikarbonationer byttes også.

Anlægget regenereres ved at sende en saltopløsning igennem kolonnerne. Af hensyn til muligheden for regenerering vil et anlæg altid bestå af mindst 2 kolonner. Under regenereringen dannes spildevand (eluat), som indeholder høje koncentrationer af klorid og nitrat. Eluatmængden udgør typisk 3-4 % af den behandlede vandmængde. Eluat skal bortskaffes som spildevand.

Efter ionbytning skal vandet sikkerhedsmæssigt desinficeres med klor eller ved UV-behandling. Det kan endvidere være nødvendigt med en efterjustering af pH og carbonatsystem i det ionbyttede vand, da en stor del af grundvandets indhold af hydrogencarbonat fjernes ved processen.

Ionbytning er ikke normalt anvendt i dansk vandforsyning, men en række forbrugere (sygehuse, vaskerier, farverier, medicinalvirksomheder, varmeværker, kemiske industrier m.fl.) anvender i betydeligt omfang ionbytning til behandling af procesvand.

6.1.6.2.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Ionbytningsanlæg vil normalt være fuldautomatiske.

Vandkvaliteten fra anlægget vil kunne være svingende. Eksempelvis optages hydrogencarbonat i stor mængde umiddelbart efter regenerering med heraf følgende større kloridindhold i produktvandet. På grund af den svingende vandkvalitet og risiko for forurening med mikrostoffer fra ionbyttermassen kræver processen omhyggelig overvågning.

Eluatet indeholder store mængder nitrat og klorid. Dette kan ved afledning give anledning til økonomiske og miljømæssige problemer.

6.1.6.2.2 Økonomiske aspekter
Anlæg baseret på ionbytning leveres som standardanlæg. Mindre anlæg vil være relativt dyre i drift på grund af det store behov for overvågning af processen og heraf følgende driftstilsyn.

Driftsomkostningerne vil være meget afhængige af omkostningerne ved afledning af eluat.

Produktionsomkostningerne (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved ionbytning udgør afhængig af anlægskapaciteten typisk 1 – 2 kr./m³. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling. Ved meget små anlæg kan omkostningerne pr. m³ være væsentlig større.

6.1.6.2.3 Konklusion

• Rensning af nitrat ved ionbytning er økonomisk fordelagtig sammenlignet med membranfiltrering. Driftsmæssigt er membrananlæg væsentligt dyrere, og vandspildet er stort.
• Begge metoder ændrer på forskellig vis på vandets kemi.
• Driftsmæssig kræver ionbytning en nøje overvågning af processen, for at undgå utilsigtet forurening af drikkevandet samt variation i vandkvaliteten.
• Såvel ionbytning som membranfiltrering udgør en belastning af miljøet, som i nogen tilfælde vil kunne være afgørende for valg af metode. Ionbytning som følge af håndtering af eluat med høje koncentrationer af nitrat og klorid. Membranfiltrering, som følge af det relativt høje energiforbrug, håndtering af koncentrat samt det store vandtab.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven.

6.1.7 Klorid

Grundvand med højt indhold af klorid kan renses ved demineralisering af vandet ved ionbytning. Efter en eventuel forbehandling afhængig af vandtypen passerer vandet kolonner, der indeholder ionbyttermassen. Ved demineralisering anvendes en stærk basisk anionbytter, der regenereres med en stærk base (typisk natronlud) og en stærk sur kationbytter, der regenereres med en stærk syre (typisk saltsyre). Ved processen reduceres vandets indhold af ioner, som bytter plads med hydroxylioner og brintioner. Da vandets indhold af salte reduceres meget kraftigt ved processen, vil ionbytning på et vandværk gennemføres på en passende delstrøm, der giver sikkerhed for, at blandingsvandet overholder drikkevandskravene.

Under regenereringen dannes et spildevand (eluat), som indeholder høje koncentrationer af salte. Regenereringen sker med et betydeligt overskud af henholdsvis syre og base. Af hensyn til pH i afledningen skal det sikres, at eluatet neutraliseres. Dette sker bedst ved at indskyde en mellem beholder for opblanding af eluat fra syre- og baseregenereringerne.

Efter ionbytning skal vandet sikkerhedsmæssigt desinficeres med klor eller ved UV-behandling. Det kan endvidere være nødvendigt med en efterjustering af pH og carbonatsystem i det ionbyttede vand.

Ionbytning er ikke normalt anvendt i dansk vandforsyning, men en række forbrugere (sygehuse, vaskerier, farverier, medicinalvirksomheder, varmeværker, kemiske industrier m.fl.) anvender i betydeligt omfang ionbytning til behandling af procesvand.

6.1.7.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Ionbytningsanlæg er normalt fuldautomatiske.

Vandkvaliteten fra anlægget vil kunne være svingende. På grund af den svingende vandkvalitet og risiko for forurening med mikrostoffer fra ionbyttermassen, kræver processen omhyggelig overvågning.

Eluatet indeholder store mængder salte og er endvidere stærk basisk eller sur afhængig af, hvilken kolonne, der regenereres. Dette kan ved afledning af spildevand give anledning til økonomiske og miljømæssige problemer. Eluatet udgør ca. 3 % af den behandlede vandmængde.

Anlægget kræver håndtering af stærke syrer og baser. Opbevaring og håndtering af kemikalier skal ske under hensyntagen til lovgivningen om arbejdsmiljø.

6.1.7.2 Økonomiske aspekter
Anlæg baseret på demineralisering ved ionbytning leveres som standardanlæg. Mindre anlæg vil være relativt dyre i drift på grund af det store behov for overvågning af processen og heraf følgende driftstilsyn.

Driftsomkostningerne vil være meget afhængige af omkostningerne ved afledning af eluat.

Produktionsomkostningerne (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved ionbytning udgør afhængig af anlægskapaciteten typisk 3 – 5 kr./m³. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling. Ved meget små anlæg kan omkostningerne pr. m³ være væsentlig større. De væsentligste driftsomkostninger er kemikalieforbrug og driftspersonale.

6.1.7.3 Konklusion

• Rensning for klorid ved ionbytning svarer omkostningsmæssigt til omkostningerne ved membranfiltrering.
• Begge metoder ændrer på forskellig vis på vandets kemi. Vandspildet er størst ved membranfiltrering.
• Driftsmæssig kræver ionbytning en nøje overvågning af processen, for at undgå utilsigtet forurening af drikkevandet samt variation i vandkvaliteten. Begge metoder kræver uddannelse af driftspersonalet i håndtering og drift af anlægget.
• Såvel ionbytning som membranfiltrering udgør en belastning af miljøet, som i nogle tilfælde vil kunne være afgørende for valg af metode. Ionbytning som følge af håndtering af eluat. Membranfiltrering som følge af det relativt høje energiforbrug, håndtering af koncentrat og det store vandtab.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, der kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven.

6.1.8 Fluorid

Grundvand med højt indhold af fluorid renses ved demineralisering af vandet ved ionbytning. Efter en eventuel forbehandling afhængig af vandtypen passerer vandet kolonner, der indeholder ionbyttermassen. Ved demineralisering anvendes en stærk basisk anionbytter, der regenereres med en stærk base (typisk natronlud) og en stærk sur kationbytter, der regenereres med en stærk syre (typisk saltsyre). Ved processen fjernes vandets indhold af ioner, som bytter plads med hydroxylioner og brintioner. Da vandets indhold af salte fjernes ved behandlingen, vil ionbytningen ved anvendelse på et vandværk gennemføres på en passende delstrøm, der giver sikkerhed for, at blandingsvandet overholder drikkevandskravene.

Under regenereringen dannes et spildevand (eluat), som indeholder høje koncentrationer af salte. Regenereringen sker med et betydeligt overskud af henholdsvis syre og base. Af hensyn til pH i afledningsvandet skal det sikres, at eluatet neutraliseres. Dette sker bedst ved at indskyde en mellembeholder for opblanding af eluat fra syre- og baseregenerationerne.

Efter ionbytning skal vandet sikkerhedsmæssigt desinficeres med klor eller ved UV-behandling. Det kan endvidere være nødvendigt med en efterjustering af pH og carbonatsystem i det ionbyttede vand.

Ionbytning er ikke normalt anvendt i dansk vandforsyning, men en række forbrugere (sygehuse, vaskerier, farverier, medicinalvirksomheder, varmeværker, kemiske industrier m.fl.) anvender i betydeligt omfang ionbytning til behandling af procesvand.

6.1.8.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Ionbytningsanlæg er normalt fuldautomatiske.

Vandkvaliteten fra anlægget vil kunne være svingende. På grund af den svingende vandkvalitet og risiko for forurening med mikrostoffer fra ionbyttermassen kræver processen omhyggelig overvågning.

Eluatet indeholder store mængder salte og er endvidere stærk basisk eller sur afhængig af, hvilken kolonne, der regenereres. Dette kan ved afledning af spildevand give anledning til økonomiske og miljømæssige problemer. Eluatet udgør ca. 3 % af den behandlede vandmængde.

Anlægget kræver håndtering af stærke syrer og baser. Opbevaring og håndtering af kemikalier skal ske under hensyntagen til lovgivningen om arbejdsmiljø.

6.1.8.2 Økonomiske aspekter
Anlæg baseret på demineralisering ved ionbytning leveres som standardanlæg. Mindre anlæg vil være relativt dyre i drift på grund af det store behov for overvågning af processen og heraf følgende driftstilsyn.

Driftsomkostningerne vil være meget afhængige af omkostningerne ved afledning af eluat.

Omkostningerne (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved ionbytning udgør afhængig af anlægskapaciteten typisk 3 – 5 kr./m³. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling. Ved meget små anlæg kan omkostningerne pr. m³ være væsentlig større. De væsentligste driftsomkostninger er kemikalieforbrug og driftspersonale.

6.1.8.3 Konklusion

• Rensning for fluorid ved ionbytning svarer omkostningsmæssigt til omkostningerne ved membranfiltrering.
• Begge metoder ændrer på forskellig vis på vandets kemi. Vandspildet er størst ved membranfiltrering.
• Driftsmæssig kræver ionbytning en nøje overvågning af processen, for at undgå utilsigtet forurening af drikkevandet samt variation i vandkvaliteten. Begge metoder kræver uddannelse af driftspersonalet i håndtering og drift af anlægget.
• Såvel ionbytning som membranfiltrering udgør en belastning af miljøet, som i nogen tilfælde vil kunne være afgørende for valg af metode. Ionbytning som følge af håndtering af eluat. Membranfiltrering som følge af det relativt høje energiforbrug, håndtering af koncentrat og det store vandtab.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, der kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven.

6.1.9 Ammonium

Lave indhold af ammonium fjernes ved normal vandbehandling. Renseeffekten ved normal vandbehandling afhænger blandt andet af, om der er enkelt eller dobbelt filtrering. Koncentrationer på op til 1,5 mg/l vil ofte kunne fjernes i forbindelse med almindelig dobbelt filtrering.

Højere koncentrationer af ammonium (typisk op til 5 mg/l) vil kunne fjernes ved nitrifikation på et eller flere serieforbundne biologiske filtre. Ved nitrifikation omdannes ammonium til nitrit, der efterfølgende omdannes til nitrat. Det skal således bemærkes, at processen medfører forøget indhold af nitrat i drikkevandet. Der dannes 3,4 mg nitrat pr. mg ammonium.

Et biologisk filter kan være baseret på et helt traditionelt sandfilter, der beluftes, så der kan være vækst af aerobe bakterier i filtermiljøet. Filtret efterfølges af vandværkets efterfiltre.

Biologiske filtre anvendes til fjernelse af ammonium ved flere danske vandforsyninger.

6.1.9.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Biologiske filtre er som traditionelle vandværksfiltre fuldautomatiske.

Jern og mangan vil blive udfældet i filtret. Det er derfor nødvendigt at kunne skylle filtret for fjernelse af afsat stof. Returskylningen svarer til traditionelle vandværksfiltre, men skylningen skal tilpasses filtrets biologiske miljø.

Der skal være en effektiv overvågning af, at iltningen af filtret fungerer.

Efter indkøring er driften af et biologisk filter ukompliceret. Processen er pH- og temperaturafhængig, men disse forhold varierer typisk ikke meget ved behandling af dansk grundvand.

6.1.9.2 Økonomiske aspekter
Omkostningerne ved etablering af biologiske filtre i forhold til normal vandbehandling afhænger af, om der skal etableres ekstra filtre til den biologiske proces. Ofte er dette ikke tilfælde. Ekstra omkostninger er således primært forbundet med iltningen af vandet, hvilket normalt sker ved brug af renset atmosfærisk luft.

Produktionsomkostningerne (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved nitrifikation på biologiske filtre udgør afhængig af anlægskapaciteten typisk 0,5 – 1,5 kr./m³. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling. Hvis processen ikke kræver etablering af ekstra filteranlæg i forhold til normal vandbehandling, vil omkostningerne være væsentlig lavere. Den væsentligste driftsomkostning er energiforbrug ved iltning.

6.1.9.3 Konklusion

• Fjernelse af ammonium ved membranfiltrering vurderes ikke at være et relevant alternativ til nitrifikation på biologiske filtre. Omkostningerne ved membranfiltrering overstiger betydeligt omkostningerne ved anvendelse af biologiske filtre.
• Membranfiltrering medfører endvidere uønsket ændringer af vandets øvrige kemi, hvilket ikke er tilfældet ved nitrifikation. Endvidere er der et stort vandspild ved membranfiltrering.
• Driftsmæssigt er biologiske filtre enkle og kræver blot nøje overvågning af iltningen. Membrananlæg er driftsmæssigt mere komplicerede og kræver uddannelse i forhold til traditionel vandbehandling.
• Membranfiltrering udgør en belastning af miljøet som følge af det relativt høje energiforbrug, disponering af koncentrat og det store vandtab. Ved biologiske filtre er der ingen miljøbelastning ud over, at ammonium omdannes til nitrat i drikkevandet.
• Begge processer kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven, men biologiske filtre til fjernelse af ammonium betragtes normalt ikke som udvidet vandbehandling.

6.1.10 Hårdhed

Grundvands indhold af hårdhedsgivende ioner (calcium og magnesium) kan reduceres ved ionbytning eller kalkfældning. Efterfølgende betragtninger er baseret på blødgøring ved ionbytning, hvor der er mange erfaringer fra danske procesanlæg.

Til blødgøring af vand kan anvendes søjleopbyggede kationbyttere, der regenereres med kogesalt (NaCl). Efter en eventuel forbehandling afhængig af vandtypen passerer vandet en kolonne, der indeholder ionbyttermasse. Til ionbyttermassen er vedhæftet natrium, som under vandets passage byttes med calcium og magnesium ioner.

Anlægget regenereres ved at sende en saltopløsning igennem kolonnerne. Af hensyn til muligheden for regenerering vil et anlæg altid bestå af mindst 2 kolonner. Under regenereringen dannes et spildevand (eluat), som vil være stærkt kloridholdigt. Eluatmængden udgør typisk 3-4 % af den udpumpede vandmængde. Eluat skal bortskaffes som spildevand.

Efter ionbytning skal vandet sikkerhedsmæssigt desinficeres med klor eller ved UV-behandling.

Blødgøring er ikke normalt anvendt i dansk vandforsyning, men en række forbrugere anvender i betydeligt omfang ionbytning til behandling af procesvand.

6.1.10.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Blødgøringsanlæg baseret på ionbytning er normalt fuldautomatiske.

Vandkvaliteten fra anlægget vil kunne være svingende. På grund af risiko for svingende vandkvalitet og risiko for forurening med mikrostoffer fra ionbyttermassen kræver processen overvågning.

Eluatet indeholder store mængder klorid. Dette kan ved afledning give anledning til økonomiske og miljømæssige problemer.

6.1.10.2 Økonomiske aspekter
Blødgøringsanlæg baseret på ionbytning leveres som standardanlæg. Mindre anlæg vil være relativt dyre i drift på grund af det store behov for overvågning af processen og heraf følgende driftstilsyn.

Driftsomkostningerne vil være afhængige af omkostningerne ved afledning af eluat.

Produktionsomkostningerne (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) ved ionbytning udgør afhængig af anlægskapaciteten typisk 1 – 2 kr./m³. Hertil kommer omkostninger ved normal vandbehandling. Ved meget små anlæg kan omkostningerne pr. m³ være væsentlig større.

6.1.10.3 Konklusion

• Blødgøring ved ionbytning er økonomisk fordelagtig sammenlignet med membranfiltrering. Driftsmæssig er membrananlæg væsentlig dyrere, og vandspildet er stort.
• Ved industrielle anlæg bruges blødgøring ved ionbytning ofte som forbehandling i forbindelse med membranfiltrering for at minimere udfældningen af kalk på membranerne.
• Begge metoder ændrer på forskellig vis på vandets kemi.
• Driftsmæssig kræver ionbytning en nøje overvågning af processen, for at undgå utilsigtet forurening af drikkevandet samt variation i vandkvaliteten.
• Såvel ionbytning som membranfiltrering udgør en belastning af miljøet, som i nogen tilfælde vil kunne være afgørende for valg af metode. Ionbytning som følge af håndtering af eluat med høje koncentrationer af klorid. Membranfiltrering som følge af det relativt høje energiforbrug, disponering af koncentrat og det store vandtab.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven samt relevant uddannelse af driftspersonalet.

6.1.11 Nikkel

Grundvand med indhold af nikkel, kan renses ved kemisk adsorption. Metoden er anvendt i Brøndby, hvor det er MetClean^TM processen, der anvendes. Nikkelrensningen foretages i en kolonne indeholdende almindeligt kvartssand, hvor det nikkelholdige vand tilføres bunden gennem dyser. Vandet tilsættes opløst mangan og kaliumpermanganat umiddelbart før opblanding i kolonnen. Derved dannes den overfor nikkel adsorptive forbindelse manganoxid (brunsten) på overfladen af sandkornene i kolonnen. Det rensede vand ledes til efterfiltrering på sandfilter (primært manganfjernelse). I Brøndby reduceres indholdet af nikkel fra gennemsnitlig ca. 70 g/l til under grænseværdien på 10 g/l med MetClean^TM metoden /11/.

Alternative metoder kan være ionbytning og kemisk fældning. Metoderne har dog hidtil været meget omkostningskrævende og for uspecifikke i forhold til anvendelse i dansk vandforsyning. Yderligere metoder er derfor ikke omtalt i dette afsnit.

6.1.11.1 Drifts- og miljømæssige aspekter
Nikkelfjernelse med MetClean^TM processen kører fuldautomatisk.

Vandkvaliteten fra anlægget vil kunne være svingende afhængig af indkøbskoncentrationen.

Anlægget i Brøndby viste i en periode problemer med høje kimtal 22 C. Kilden blev lokaliseret til doseringspumpen for mangansulfat, som følge af ufuldstændig tømning af beholderen /11/. Anlægget kræver løbende overvågning af bakteriologien.

Processen sker kun ved tilsætning af stoffer, der er kendt fra anden vandbehandling. Kaliumpermanganat benyttes ved flere danske vandværker som iltningsmiddel over for organisk stof. Mangan forefindes naturligt i grundvand.

Ved MetClean^TM processen reduceres indholdet af en række andre metaller (arsen, barium, bly, zink m.fl.). Der sker tilførsel af mangan (fjernes på efterfilter), kalium og sulfat i behandlingen, som følge af de tilsatte kemikalier (mangansulfat og kaliumpermanganat). Ændringerne i vandkvaliteten vurderes ikke at være betydende for drikkevandskvaliteten.

Det manganoxidbelagte sand, som er restproduktet fra nikkelrensningen, opsamles i beholder som granulat og deponeres. Ved tilstrækkelige mængder vil det evt. kunne svare sig at genvinde de bundne metaller.

6.1.11.2 Økonomiske aspekter
MetClean^TM processen er kun etableret som fuldskalaanlæg i Brøndby. Erfaringerne herfra viser, at driftsomkostningerne udgør ca. 1 kr./m³. Kapitalomkostninger er meget afhængige af anlæggets levetid. Ved en levetid på 6 år regnes med en afskrivningsværdi på 2,17 kr./m³. De totale omkostninger udgør således ca. 3,2 kr./m³ /1/. Det forventes dog, at anlæggets levetid vil være væsentlig længere end 6 år.

Anlægget i Brøndby har en kapacitet på 27 m³/h, svarende til en årlig belastning ved kontinuerlig drift på ca. 240.000 m³. Det må antages, at specielt kapitalomkostningerne vil være meget afhængige af anlægsstørrelsen.

6.1.11.3 Konklusion

• Nikkelfjernelse ved kemisk adsorption vurderes at være økonomisk fordelagtig sammenlignet med membranfiltrering. Driftsmæssigt er membrananlæg dyrere, og vandspildet er stort.
• Begge metoder ændrer på forskellig vis på vandets kemi. Ved kemisk adsorption er ændringerne ikke af betydning for den resulterende drikkevandskvalitet.
• Driftsmæssig kræver begge metoder en nøje overvågning af processen.
• Kemisk adsorption udgør en minimal belastning af miljø og arbejdsmiljø. Membranfiltrering udgør som følge af højere energiforbrug, disponering af koncentrat og det store vandtab en større miljøbelastning.
• Begge metoder er udvidet vandbehandling, som kræver tilladelse jf. vandforsyningsloven samt relevant uddannelse af driftspersonalet.

6.1.12 Arsen

Ved traditionel vandbehandling vil arsen i betydeligt omfang bindes til jernoxiderne og hermed udfældes med okkerslammet. En undersøgelse af 20 danske vandværker samt oplysninger fra Københavns Energi viser gennemsnitlig fjernelse af arsen på 57 % henholdsvis 32 %. For nogle få vandværker ses arsenfjernelse på op til 80 – 90 % /14/.

Arsenfjernelsen ved traditionel vandbehandling er afhængig af indholdet af jern i vandværkets råvand samt koncentrationen af arsen. Bedste procentvise rensning opnås ved højt indhold af jern og høje indhold af arsen /14/.

Alternative metoder kan være ionbytning, kemisk adsorption og kemisk fældning. Metoderne er endnu for uspecifikke og for dårligt dokumenterede i forhold til anvendelse i dansk vandforsyning. Yderligere metoder er derfor ikke omtalt i dette afsnit.

Ved højere koncentrationer af arsen, end der kan fjernes ved normal vandbehandling, vurderes membranfiltrering at kunne være en relevant rensemetode. Alternative metoder bør dog undersøges, da disse kan vise sig at være mere fordelagtige.

6.2 Filterskyllevand

Rensning af filterskyllevand med henblik på genanvendelse kan for langt de fleste vandtyper ske ved bundfældning af slam, filtrering og UV-behandling. Efter behandling ledes vandet typisk tilbage til vandværkets hovedanlæg og behandles her sammen med råvand fra kildepladsen. Denne type anlæg til genanvendelse af filterskyllevand findes på en række danske vandværker.

Typiske danske anlæg for genanvendelse af filterskyllevand vil have en filterkapacitet på < 25 m³/h.

6.2.1 Drifts- og miljømæssige aspekter

Anlæg til genanvendelse af filterskyllevand kører fuldautomatisk.

Slam bortskaffes fra anlægget som ved traditionel vandbehandling, eventuelt efter afvanding i slambed.

6.2.2 Økonomiske aspekter

Anlægget kræver en del plads til bundfældningsbassin samt filtre. Anlægget kan derfor specielt ved eksisterende vandværker, hvor der kræves en del ombygning, være forholdsvis dyrt at etablere. De totale produktionsomkostninger (kapitalomkostninger og driftsomkostninger) skønnes til 1,5 – 2,5 kr./m³ afhængig af anlægskapaciteten. Ved små anlæg kan omkostningen være væsentlig større.

Genanvendelse af filterskyllevand vil normalt kun være økonomisk rentabel, hvis der er omkostninger forbundet med afledning af filterskyllevand, da omkostningerne ved processen overstiger omkostningerne ved behandling af grundvand.

Genanvendelse af filterskyllevand ved bundfældning, filtrering og UV-behandling vurderes ikke at være relevant for små vandværker.

6.2.3 Konklusion

• Membranfiltrering vurderes at kunne være et relevant alternativ til traditionelle anlæg for genanvendelse af filterskyllevand. Membranfiltrering vurderes primær at være relevant ved anlæg, hvor der ikke er pladsmæssig mulighed for etablering af anlæg bestående af bundfældning, filtrering og UV-behandling.
• Driftsmæssigt er membranfiltrering væsentlig dyrere end anlæg baseret på bundfældning og filtrering.
• Det bemærkes, at genanvendelse af filterskyllevand normalt kun er økonomisk rentabel, hvis der er omkostninger forbundet med afledning af filterskyllevand.
• Ved genanvendelse af filterskyllevand reduceres indvindingen af grundvand, hvilket i nogle områder kan være en relevant begrundelse for genanvendelse af filterskyllevandet.

6.3 Oversigt over sammenligning med alternative renseteknologier

I tabel 6.2 er vist en oversigt, som viser, i hvilket omfang membranfiltrering vurderes at udgøre en relevant behandlingsteknik sammenlignet med alternative renseteknologier omtalt i afsnit 6.1 og 6.2.

Tabel 6.2 Oversigt over anvendelse af membranfiltrering sammenlignet med alternative renseteknologier

6.3.1 Forekomst af flere problemstoffer

Ofte forekommer der flere uønskede stoffer i grundvandet på samme tid. Hvis der eksempelvis forekommer såvel nitrat som pesticider i grundvandet, kan dette være med til at begrunde valg af membranfiltrering frem for alternative renseteknologier, da membranteknikken ofte vil kunne fjerne alle de uønskede stoffer i samme proces.

6.3.2 Konklusion

Ud fra ovenstående kan det umiddelbart vurderes, at membranfiltrering ikke har det store anvendelsespotentiale i dansk vandforsyning, ud over til løsning af lokale problemer med brunt vand, klorid mv. samt genanvendelse af filterskyllevand.

Potentialet vil imidlertid være anderledes, hvis det i større omfang besluttes at udnytte grundvand af en kvalitet, som i dag normalt ikke ønskes anvendt til vandforsyningsformål. Herved vil kildepladser kunne etableres tæt på forbrugeren, og betydelige omkostninger til flytning af eksisterende kildepladser kan undgås. Membranfiltrering vurderes i denne sammenhæng at kunne være en driftsmæssig enkel, robust og vandkvalitetsmæssig sikker behandlingsform, specielt hvor der forekommer flere problemstoffer i grundvandet.

Det må endvidere forventes, at anlægsprisen for membrananlæg vil falde i takt med, at anlæggene finder større udbredelse, og der udvikles anlægstyper tilpasset danske formål.

6.4 Referencer

/1/ Alborzfar M., Jonsson G. og Villumsen A., DTU og Grøn C., Forskningscenter Risø (1996). Behandling af brunt vand ved membranfiltrering. Vandteknik nr. 6, august 1996.

/2/ Miljøstyrelsen (1995). Projekt om jord og grundvand, nr. 2 1995. Udnyttelse og rensning af forurenet grundvand.

/3/ Stamer C (1991). Behandling af brunt vand. Kursus i vandforsyningsteknik 40 (side 173-183).

/4/ Miljøstyrelsen. 2000. Afgivelse af stoffer fra filtermaterialer til drikkevand. Arbejdsrapport nr. 12.

/5/ Miljøstyrelsen. 2002. Pesticider og vandværker. Udredningsprojekt om BAM-forurening.

/6/ Miljøstyrelsen 1998. Vandrensning ved hjælp af aktive kulfiltre. Miljøprojekt nr. 391.

/7/ Stamer. C (1998). Generelt om behandling af organiske mikroforureninger. Vandforsynings.teknik 47.

/8/ Arvin. E., Albrechtsen H. og Hansen R., DTU. Aktiv kulfiltrering, teknik. (1998). Vandforsyningsteknik 47.

/8/ Miljøstyrelsen 2003. Filtrasorb ® 400, aktivt kul til rensning af MTBE-forurenet grundvand – detailundersøgelse. Miljøprojekt nr. 746.

/9/ Miljøstyrelsen 2002. Fjernelse af MTBE i danske vandværker. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. Nr. 17.

/10/ Nielsen L et al, DTU. MTBE-fjernelse i et dansk vandværk. Vandforsyningsteknik 51

/11/ Brøndby Kommune. Nikkelfjernelse & indvindingsstrategi på Brøndbyøster Vandværk. Foreløbig udkast. April 2003.

/12/ Annette Raben et al. Nikkelrensning på Brøndbyøster vandværk med MetClean^TM processen. Vandteknik 9, nov. 2001.

/13/ Nielsen P. (2002). Nikkelfjernelsesanlægget i Brøndby. Vandforsyningsteknik 2002.

/14/ Miljøstyrelsen (1999). Fjernelse af metaller fra grundvand ved traditionel vandbehandling på danske vandværker.

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

Version 1.0 December 2003, © Miljøstyrelsen.