[Forside] |
Vandrensning ved hjælp af aktiv kulfiltre
Indholdsfortegnelse
1 Indledning
1.1 Baggrund
1.2 Danske forhold
1.3 Formål med projektet
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
3 Mikrobiologi i aktiv kulfiltre – Internationale erfaringer
3.1 Indledning
3.2 Måling af biomasse
3.3 Etablering af biomasse i AC-filtre
3.4 Sammensætning af biomasse i AC-filtre
3.5 Størrelsen af biomassen i AC-filtre
3.6 Patogener
3.7 Biologisk omsætning
3.8 Biologisk aktiv kul
3.9 Eftervækst
3.10 Nedbrydning af miljøfremmede stoffer
3.11 Regulering af biomasse i aktiv kulfiltre
3.12 Kulpartikler
4 Danske erfaringer
4.1 Danske anlæg
4.2 Behandlede stoffer på danske anlæg
4.3 Anlægsopbygninger
4.4 Anlægskapaciteter
4.5 Anvendte kultyper og returskylning
4.6 Rensningseffektivitet
4.7 Gennembrudskurver
4.8 Kulforbrug
4.9 Mikrobiologiske forhold
4.10 Monitering
4.11 Omkostninger
5 Design og omkostninger ved aktiv kulfiltrering
5.1 Procestyper
5.2 Kriterier for valg af teknologi
5.3 Designforudsætninger
5.4 Design
5.5 Anlægsomkostninger
5.6 Driftsomkostninger
6 Sammenfatning
6.1 Kemiske stoffers tilbageholdelse i aktiv kul
6.2 Mikrobiologi i aktiv kulfiltre
6.3 Danske erfaringer med aktiv kulfiltrering
6.4 Anlæg og omkostninger
6.5 Aktiv kul til drikkevandsbehandling
Appendiks
Appendiks 1 Søgeprofil for litteraturstudiet
Appendiks 2 Udenlandske praktiske erfaringer med aktiv kul
Appendiks 3 Erfaringer fra danske kulfilteranlæg
Appendiks 4 Anlægsomkostninger for aktiv kulfiltre
Resume
Baggrund
I stigende omfang konstateres der forureninger af grundvandsressourcerne, hvilket hidtil har været løst ved at lukke de forurenede drikkevandsboringer. Forureningen kan få et så stort omfang, at det er spørgsmålet, om Danmarks fremtidige drikkevandsforsyning fortsat kan baseres på grundvand uden indhold af miljøfremmede organiske forbindelser, eller om der også skal benyttes forurenet grundvand, der så skal renses. Denne rapport er udarbejdet for at tilvejebringe et grundlag for at vurdere, om rensning vha. aktiv kul er en realistisk mulighed.
Rapportens indhold
Rapporten indeholder en gennemgang af den eksisterende viden om aktiv kuls virkemåde og kapacitet til at fjerne organiske forureningsstoffer, opbygning af aktiv kul filtreringsprocessen, mikrobielle forhold ved aktiv kulfiltre og den resulterende vandkvalitet. Driftserfaringer fra alle væsentlige danske samt udvalgte franske og engelske anlæg er sammenfattet og principperne for anlægsopbygning under danske forhold diskuteres. Der er beregnet priser for aktiv kulbehandlingen for midlertidige og permanente anlæg af forskellig størrelse og for forskellige levetider af det aktive kul, svarende til at rense for forskellige forureningstyper. Endelig gives der forslag til moniteringsprogrammer og -strategi.
Rensningseffekt
Aktiv kulfiltrering er effektiv til at fjerne en række opløsningsmidler, f.eks. trichlorethylen og perchlorethylen, samt almindeligt forekommende pesticider, f.eks. phenoxysyrer og atrazin, og nogle af pesticidernes nedbrydningsprodukter, f.eks. BAM fra dichlorbenil. Aktiv kulfiltrering er derimod mindre effektiv til at fjerne andre, mere polære stoffer, der kan forekomme i væsentligt højere koncentrationer end pesticiderne, f.eks. benzinadditivet MTBE og andre ethere, eller cis-dichlorethylen, der er et nedbrydningsprodukt af de klorerede opløsningsmidler trichlorethylen og perchlorethylen.
Effekt af naturligt organisk stof
Naturligt organisk stof, der altid findes i grundvand og overfladevand, reducerer det aktive kuls kapacitet i forhold til destilleret vand, der er basis for leverandørernes oplysninger om kapaciteter. Reduktionen er større for overfladevand end for grundvand pga. overfladevandets større indhold af naturligt organisk stof.
Forudsigelse af rensningskapacitet
Det er forbundet med store usikkerheder på forhånd at beregne levetiden af aktiv kul for en given vandtype. Derfor anbefales det at udføre forsøg i lilleskala vha. en hurtigmetode til vurdering af det aktive kuls kapacitet til at fjerne forureningen. En simpel matematisk model for adsorption, som præsenteres i rapporten, kan give grov vurdering af adsorptionsforløbet, og er nyttig til opstilling af et moniteringsprogram for forureningen.
Mikrobiel vækst
Ligesom i sandfiltre vil der etableres en mikrobiel population i aktiv kulfiltre. Normalt vil der være lidt flere bakterier i udløbet fra aktiv kulfiltre men da filtret reducerer vandets indhold af substrat for bakterierne, forventes der til gengæld en mindre mikrobiel eftervækst i ledningsnettet. I forbindelse med indkøring af nyt filtermateriale kan der i en periode være behov for desinfektion. Alternativt kan vandet fra filtret kasseres indtil bakterierne har koloniseret filtret.
Den mikrobielle population i filtrene er vigtig, både for at fjerne adsorberet organisk stof fra filtret, så frekvensen af udskiftning af aktiv kul bliver lavere, og for at hindre, at eventuelle sygdomsfremkaldende mikroorganismer kan overleve eller kolonisere filtrene. Desuden kan nogle af de adsorberede miljøfremmede stoffer nedbrydes mikrobielt, og man bør være opmærksom på nedbrydningsprodukterne ved moniteringen af filtret. De udenlandske undersøgelser er dog overvejende baseret på overfladevand med efterfølgende desinfektion, og derfor vanskelige at overføre til dansk vandforsyning baseret på grundvand uden desinfektion, men umiddelbart synes der ikke grund til at øge desinfektion ved drift med aktiv kulfiltre.
Praktiske erfaringer
Den danske erfaringsopsamling omfatter 4 aktiv kulfilteranlæg, der producerer drikkevand, samt en del anlæg, der benyttes til afværgeforanstaltninger. Da mange af disse anlæg er ret nye og flere af anlæggene er relativt usystematisk moniteret i forhold til at vurdere variationerne i stofbelastning af kulfiltrene og til sammenligning af stofkoncentrationer i ind- og udløb, har det været vanskeligt præcist at opgøre rensningsevne og levetid for disse kulfiltre. I rapporten er det dog søgt at give overslag over såvel disse aspekter som omkostninger forbundet med driften af anlæggene.
Erfaringerne fra de gennemførte undersøgelser af både danske og udenlandske anlæg viser, at et ordentligt indblik i anlæggenes drift kun vil kunne opnås ved et systematisk planlagt måleprogram med alle nødvendige måleparametre.
Betydning af normalbehandlingen
En høj kvalitet af vandet fra normalbehandlingen (luftning og filtrering) er ønskelig for at opnå bedst mulig levetid for det aktive kul og mindst mulig hyppighed af tilbageskyl. Aktiv kulfiltrering vil dermed bidrage til at synliggøre kvaliteten af den normale vandbehandling, hvilket vurderes at være ønskeligt.
Indpasning i traditionelle anlæg
Der er ingen væsentlige problemer med at indpasse aktiv kulfiltrering i den traditionelle grundvandsbehandling. Såfremt der er ledige sandfiltre, kan aktiv kulbehandlingen udføres i disse eksisterende åbne filtre efter modifikation af anlægget.
Økonomi
Overslag over omkostninger ved aktiv kulbehandling er beregnet for en række scenarier med behandling af forurenet grundvand. Prisen på aktiv kulbehandling (kapital og drift) varierer her fra 0,44-3,45
Det bemærkes, at anlægsomkostningernes bidrag til behandlingsprisen er forholdsvis dominerende. Der må derfor forventes opført anlæg med kort hydraulisk opholdstid, hvor det er procesmæssigt muligt. Det viser sig nemlig, at en reduktion af den hydrauliske opholdstid fra 30 til 10 minutter kan give lavere totale omkostninger, selv hvis kullevetiden derved nedsættes fra f.eks. 8 til 1 år.
Generel kvalitetsforbedring
Foruden fjernelse af den aktuelle forurening (pesticid, kloreret opløsningsmiddel, etc.) vil der ved aktiv kulbehandling også opnås forbedring af vandets kvalitet i andre henseender, hvilket dels betyder mindre eftervækst i ledningsnet og husinstallationer og dels betyder mindre udfældninger i ledningsnet af jern- og manganoxider. Prisen på aktiv kulfiltrering skal derfor også ses i lyset af den forbedrede vandkvalitet, der samtidigt opnås, og de besparelser, dette medfører.
1 Indledning
1.1 Baggrund
Grundvands monitering
Grundvandsprøver udtaget ved den løbende overvågning af grundvandsressourcerne i Danmark analyseres for indhold af et stigende antal pesticider. I takt hermed øges fundhyppigheden, således at der er indikation af, at væsentlige dele af det danske grundvand i dag er pesticidpåvirket. Indførelse af aktiv kulrensning kan derfor blive aktuelt på mange danske vandværker til fjernelse af pesticider, men også af andre organiske mikroforureninger med klorerede stoffer, benzin- og oliestoffer, m.v.
Adsorptionsevne
Aktiv kuls evne til at binde (adsorbere) forureninger er bl.a. knyttet til materialets enorme overflade pr. vægtenhed, af størrelsesordenen
Smag og lugtforbedring
Aktiv kulfiltrering har været en almindeligt anvendt vandbehandlingsteknik i ca. 30 år i forbindelse med bekæmpelse af dårlig smag og lugt. Det første større behandlingsanlæg, som anvendte og stadig anvender aktiv kulfiltrering i Danmark, er Sjælsø vandværk, hvor kulfiltrering har været anvendt succesfuldt i ca. 25 år til at fjerne dårlig smag og lugt.
Dårlig smag i vand skyldes som regel forekomst af alger og er dermed knyttet til anvendelsen af overfladevand til drikkevandsforsyning. Alger findes ikke i grundvand. I udlandet er der dog også mange grundvandsbaserede vandindvindinger, hvor indhold af organisk stof behandles på analog måde med gode resultater.
Biologisk aktiv kulfiltrering
I de senere år er aktiv kulfiltrering til fjernelse af organiske stoffer, der ellers ville give eftervækst i vandforsyningernes ledningsnet (biostabilisering), næsten altid anvendt i form af biologisk aktive kulfiltre, hvorved regenereringsfrekvensen er nedsat betydeligt. I disse filtre tjener aktiv kulfiltrering først og fremmest som et velegnet medie for kolonisering af filtret med en velegnet biomasse.
Nitrifikation
I udlandet anvendes aktiv kulfiltrering også udbredt til omsætning af ammonium ved biologisk nitrifikation. Ammonium adsorberes ikke på aktiv kul, men de gode »sites« for bakterier på kuloverfladen giver en sikrere nitrifikation i kulfiltre i sammenligning med sandfiltre. Anvendelse af kulfiltre i denne forbindelse er dog en relativt dyr løsning, som derfor ikke generelt har vundet udbredelse.
Adsorption af mikroforureninger
I de senere år har de strenge krav til overholdelse af drikkevandsdirektivet i EU tvunget mange vandværker til en indsats overfor især overskridelser af pesticidgrænseværdierne. Dette har især i UK og Frankrig betydet installering af mange store anlæg til filtrering af drikkevand i aktiv kulfiltre. Hvor de fleste af de traditionelle anlæg til fjernelse af organisk stof var baseret på overfladevand, er disse nye anlæg for en stor dels vedkommende grundvandsbaserede. Mange af de kendte anlæg behandler vand, hvor der udover pesticider findes andre mikroforureninger så som klorerede stoffer (fra forurening med klorerede opløsningsmidler).
Deklorering
Desuden anvendes kulfiltre som dekloreringsanlæg. Denne anvendelse er dels almindelig i forbindelse med industrianvendelser af drikkevand, dels anvendt før membranfiltre, som kun dårligt tåler klor. På vandværker anvendes sjældent deklorering med aktiv kul, da prisen er væsentlig højere end deklorering ved tilsætning af kemikalier.
Efterbehandling af grundvand i Danmark
I Danmark er den potentielle anvendelse af aktiv kulfiltre især knyttet til efterbehandling af drikkevand på værker, som behandler forurenet grundvand. Dette bunder i det stigende antal af fund af pesticider i grundvandet og især af visse nedbrydningsprodukter (metabolitter) fra bionedbrydning af pesticider. Især sidstnævnte har vist langt større mobilitet i jorden end forventet. Det er ikke tilstrækkeligt at forbyde disse pesticider, da store mængder er udbragt i fortiden, og det må forventes, at problemerne med nedtrængning til grundvandsmagasinerne vil vare ved i mange år fremover.
Pesticid fjernelse
Mange af disse pesticider viser god adsorption til aktiv kul, og en forholdsvis billig rensning ved kulfiltrering kan derfor forventes.
Klorede alifatiske hydrokarboner
Mange tilfælde af forureninger med klorerede opløsningsmidler er erkendt i de senere år, og parallelt med pesticiderne må et stigende antal fund af disse på vandværkerne også forventes fremover. Selv om der er gennemført en stor oprydningsindsats overfor forurenede grunde, må det forventes, at problemerne med nedtrængning af klorerede stoffer til grundvandsmagasinerne fortsat vil vare ved i mange år grundet disse stoffers fysisk-kemiske egenskaber.
Benzinstoffer
Forureningen med benzinstoffer har ikke i nævneværdig grad været et problem for dansk vandforsyning. Det skyldes først og fremmest en stor biologisk omsættelighed af traditionelle benzinstoffer (alifater, aromater og andre hydrokarboner). Imidlertid tilsættes benzin i dag additiver (herunder især MTBE) i forbindelse med overgang til blyfri typer. Disse additivers farlighed for vandforsyningsinteresser er ikke tilstrækkeligt belyst. Hvis disse tilsætningsstoffer ad åre trænger ned til grundvandet, kan omfanget af forureninger blive stort grundet antallet af benzinsalgssteder. Eksempelvis kan fundhyppigheden af MTBE ventes at stige i fremtiden i betragtning af stoffets udbredte og store mængdemæssige anvendelse. Dette kan yderligere aktualisere anvendelsen af aktiv kul til behandling af grundvand til vandforsyningsformål.
Biologisk stabilisering af vand
På enkelte vandtyper i Danmark synes en behandling af grundvand med biologisk aktive kulfiltre relevant. Det drejer sig om overfladenære grundvandstyper med megen farve og højt permanganattal på f.eks. øer og i klitområder, hvor disse vandtyper er eneste råvandskilde. Her vil en traditionel behandling sjældent være tilstrækkelig.
1.2 Danske forhold
En mere udbredt anvendelse af aktiv kulfiltrering i Danmark rejser en hel række spørgsmål, hvoraf en del er knyttet til forhold, der er relativt specielle for dansk vandforsyning.
Påvirkning af rensningskapacitet
Mens de fleste aktiv kulanlæg i vandværker i udlandet renser overfladevand, endda mange steder med forudgående oxidation med ozon, er danske vandværker med få undtagelser baseret på grundvand, der normalt har lavere indhold af generelt organisk stof (NVOC) end overfladevand. Det lavere indhold af generelt organisk stof i grundvand vil typisk påvirke rensningskapaciteten (kullevetiden) for de organiske mikroforureninger i gunstig retning.
Foruden koncentrationen af generelt organisk stof påvirkes rensningskapaciteten tillige af de enkelte organiske mikroforureningers kemiske karakter, deres koncentration samt kravet til kvalitet af det rensede vand.
Hertil kommer betydningen af den traditionelle behandling forud for aktiv kulfiltreringen (forbehandlingen). Forebyggelse af kalkfældning i aktiv kulfiltre er vigtig, hvilket f.eks. kan indebære optimeringer af opbygning og drift af eksisterende beluftningsanlæg. Derudover er en grundig jern- og manganfjernelse vigtig til forebyggelse af for hyppige tilbageskylninger af aktiv kulfiltre og til forebyggelse af tilstopning af det fine poresystem i det aktive kul. Dette skal ses i lyset af, at ikke alle vandværker fjerner af jern og mangan tilstrækkeligt effektivt også set i forhold til f.eks. de vejledende grænseværdier herfor.
Decentral vandforsyningsstruktur
Ved indførelsen af nye teknologier til vandbehandling i Danmark er det væsentligt at vurdere teknologiernes mulige påvirkning af den eksisterende decentrale, danske vandforsyningsstruktur. Hovedparten af de danske vandværker er små og drives af personale, der ikke er specialuddannet inden for vandbehandling. Da det er et udbredt ønske i den danske vandforsyning at bevare den decentrale forsyningsstruktur, er det vigtigt, at eventuel ny teknologi er forholdsvis enkel at betjene og overvåge. Tæt knyttet hertil er de økonomiske forhold omkring anlæg af forskellig størrelse.
1.3 Formål med projektet
Formålet med projektet er at tilvejebringe og vurdere eksisterende teknisk viden om anvendelse af aktiv kulfiltre herunder oplysninger om baggrund for valg af kulmateriale, dimensionering, drifts- og kontrolvilkår, anlægs- og driftsomkostninger og eventuelle sundhedsmæssige aspekter, samt at vurdere aktiv kulanlægs anvendelighed i relation til danske grundvandstyper. Eksisterende teknisk viden er tilvejebragt fra såvel udenlandske som danske erfaringer med anvendelse af aktiv kul til vandbehandling.
2 Kemiske stoffers tilbageholdelse i aktiv kul – Internationale erfaringer
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
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).
De vigtigste anvendelser af væskefase-adsorption inkluderer:
 | Affarvning, tørring eller degummiering af væsker og smøremidler, organiske opløsningsmidler, planteolier og animalske olier. |
| Ekstraktion af biologiske kemikalier (antibiotika, vitaminer, smagsstoffer) fra gæringsvæsker og planteekstrakter. |
| Affarvning af madprodukter og medikamenter. |
| Affarvning af rå sukker sirup. |
| Rensning af spildevand for giftige organiske stoffer. |
| Behandling af vand til vandforsyning for lugt, smag, farve og giftige kemikalier. |
| Adskillelse af isomere aromatiske eller alifatiske hydrocarboner. |
De vigtigste anvendelser af gasfase adsorption inkluderer:
| Rensning af afkastluft, indsuget luft eller cirkuleret luft for at fjerne giftige gasser, lugte, aerosoler, etc. |
| Regenerering af opløsningsmidler fra produktionsanlæg. |
| Oprensning af røggasser fra forbrændingsanlæg for tungmetaller og dioxin. |
| Opsamling af luft, der forlader et fordampningskammer (spraymaling, tekstil lufttørring, polymer behandling). |
| Fraktionering af gasser: Hydrocarboner med lav molekylvægt, ædle gasser og industrigasser. |
Aktiveringsprocessen
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.
|
Råmateriale |
kulstof koncentration |
|
Skaller (fx kokosnød) |
40 |
|
Træ |
40 |
|
Brunkul |
60 |
|
Bitumen |
75 |
|
Anthracit |
90 |
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 µ200 m, 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
Fysiske egenskaber af aktiv kul (Perry & Green Don, 1987).
|
Råmateriale |
|
Intern |
|
Gns. porediameter |
Overfladeareal |
|
Skaller (dvs. kokosnød) |
G |
60 |
0,45-0,55 |
2 |
800-1.600 |
|
Uld |
G |
ca. 80 |
0,25-0,30 |
- |
800-1.800 |
|
Olie |
G,C |
ca. 80 |
0,45-0,55 |
2 |
900-1.300 |
|
Tørv |
G,C,P |
ca. 55 |
0,30-0,50 |
1-4 |
800-1.600 |
|
Brunkul |
G,P |
70-85 |
0,40-0,70 |
3 |
400-700 |
|
Bitumen |
G,P |
60-80 |
0,40-0,60 |
2-4 |
900-1.200 |
|
Polyacrylonitril |
F |
|
ca. 0,07 |
ca. 2,5 |
1.550-1.800 |
(a)Former: C: Cylindrisk; G: Granulat; P: Pulver; F: Fibre. (b)Vægt af tørvægt pr. enhed bulk volumen pakket i en kolonne.
(c)Kumulativ porevolumen i henhold til BET metoden (udtrykt i
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,
Porøsitet
Porediameteren i aktiv kul spænder fra 0,5 nm til mere end 50 nm. Tre klasser af porer kan identificeres:
| mikroporer, omfattende porediametre mindre end 2 nm. |
| mesoporer: porediametre mellem 2 og 50 nm. |
| makroporer: porediametre over 50 nm. |
Porevolumen og overfladeareal pr. gram aktiv kul svarende til de tre klasser af porer er vist i tabel 2.1.3.
Tabel 2.1.3
Porekarakteristika hos aktiv kul (Dubinin MM, 1966).
Diameter |
Porevolumen |
Overfladeareal |
|
Mikroporer |
0-2 |
0,2-0,6 |
400-900 |
Mesoporer |
2-50 |
0,02-0,1 |
20-70 |
Makroporer |
>50 |
0,2-0,8 |
0,5-2 |
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.
(Figur - 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
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.
(Figur - 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.
(Figur - 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
Partikler i vandet og stoffer, der kan udfældes i kullet, kan have stor effekt på kullets adsorptionskapacitet pga. blokering af det fine poresystem i det aktive kul. Der er adskillige muligheder for reduktion af adsorptionsevnen:
| Finpartikulært organisk og uorganisk materiale i vandet sætter sig i porer. |
| Udfældning af jern. |
| Udfældning af mangan. |
| Udfældning af kalk. |
| Adsorption af naturlig organisk stof (NVOC). |
Problemerne skal løses ved omhyggelig forbehandling af vandet, dvs. filtrering af partikler og fjernelse af opløst jern og mangan i sandfiltre, samt ved justering af luftning således, at vandets pH ikke stiger for meget og giver anledning til kalkfældning. Det lyder som banale ting, men i praksis kan det være et stort problem at sikre en god vandkvalitet før kulfiltreringen.
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
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.
(Figur - 3 Kb)
Figur 2.1.4
Producenter af aktiv kul
Hovedproducenterne af aktiv kul i verden er:
| CHEMVIRON CARBON: Belgisk firma (datterselskab af det amerikanske firma Calgon Carbon Corp.). |
| CECA: Fransk firma (datterselskab af Elf-ATOCHEM). |
| NORIT: Hollandsk selskab. |
| PICA: Fransk selskab (datterselskab af Compagnie Generale des Eaux). |
Det specifikke porevolumen og det specifikke areal, der er de vigtigste karakteristika, som bestemmer adsorptionskapaciteten, er vist i tabel 2.1.4 for nogle kultyper.
Tabel 2.1.4
Porevolumen og specifik overflade areal af nyt aktiv kul. Data indsamlet fra produktbrochurer.
|
Råmateriale |
Træ |
Kokosnødder |
Kul |
Bitumen |
|||||
|
AC type |
Pica |
Pica |
Ceca |
Picactif |
Chem. |
Chem |
Ceca |
Norit |
Hydronorit |
|
Porevol. |
0,52 |
0,41 |
0,40 |
0,42 |
0,73 |
0,50 |
0,59 |
0,62 |
0,42 |
|
Specifikt areal |
1.235 |
917 |
915 |
1.030 |
1.490 |
1.190 |
1.400 |
1.430 |
1.020 |
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.
(Boks - 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.
(Figur - 17 Kb)
Figur 2.2.1
Adsorptionsisotermer for forskellige syntetiske organiske stoffer i destilleret vand (Haist-Gulde et al., 1995).
Tabel 2.2.1
Freundlich parametre fundet i destilleret vand for forskellige stoffer, der ofte findes i grundvand.
|
Stof |
K |
l/n |
Reference |
|
CAHs
|
|
|
|
|
BTEX
|
|
|
|
|
Klorbenzener
|
|
|
|
|
Fenoler
|
|
|
|
|
Pesticid
|
|
|
|
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
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
(Figur - 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).
(Figur - 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
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
Vandtypens indflydelse på Freundlich parametrene. K er udtrykt i (mg/g)
|
Stof |
DV |
GV |
OV |
|||
|
K |
l/n |
K |
l/n |
K |
l/n |
|
|
Trichlorethylen
|
1,35
|
0,51
|
0,9
|
0,51
|
-
|
-
|
|
Toluen
|
4,5
|
0,45
|
6,3
|
0,37
|
-
|
-
|
|
Atrazin
|
38,2
|
0,29
|
24,4
|
0,36
|
-
|
-
|
Tabel 2.2.3
Adsorption af pesticider på PicaZine aktiv kul (PAC 20 mm). (Prados, personlig kommunikation.) DV: destilleret vand, OV: drikkevand fra overfladevand.
(Tabel - 30 Kb)
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).
|
Organisk stof frit vand |
Seinen flodvand |
|||
|
Preloading tid |
K
|
l/n |
K
|
l/n |
|
Nyt PGAC
|
5,02
|
0,543
|
-
|
-
|
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).
|
|
PGAC |
GAC |
||
|
Preloading tid |
K
|
l/n |
K
|
l/n |
|
5 måneder
|
0,898
|
0,587
|
0,304
|
0,676
|
Effekten af hydraulisk opholdstid
Baldauf og Henkel (1988) og Hainst-Gulde (1991) undersøgte effekten af hydraulisk opholdstid
Tabel 2.2.6.
Atmazin fjernelse i pilot skala absorbere.
|
Vandressource |
GAC |
|
DOC i indløb
|
Atrazin i indløb
|
Kulforbrug |
|
Grundvand,
|
Calgon |
3
|
2,3 |
2,2 |
82
|
|
Rhinvand, infiltreret i flodbred,
|
Calgon |
5,3
|
1,22 |
1,8 |
19
|
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
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
(Boks - 10 Kb)
Boks 2.2
Sorptionsligning anvendt til simulering af stofgennembrud på kulfiltre jf. f.eks. figur 4.3 (Genuchten & Alves, 1982).
(Boks - 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
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
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.
|
Stof |
Konc. i indløb
|
K
|
l/n |
KAP |
|
|
TCE |
3 |
28 |
0,62 |
255 |
4,4 |
|
c-1,2-DCE |
3 |
6,5 |
0,70 |
37 |
0,6 |
|
VC |
3 |
2,24 |
0,8 |
6 |
0,1 |
|
1,1,1-TCA |
3 |
2,5 |
0,3 |
145 |
2,5 |
|
MTBE |
30 |
6 |
0,48 |
37 |
0,6 |
|
Atrazin |
0,3 |
23 |
0,4 |
2,988 |
50 |
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.
|
Alder af kul
|
0 |
3 |
7 |
10 |
24 |
|
|
0,223
|
0,216
|
0,261
|
0,253
|
0,274
|
|
Adsorptionskapacitet:
|
|
|
|
|
|
Tabel 2.2.9
Udvikling i aktiv kulsfysiske karakteristika med tiden ved vandværket
Rouen-la Chapelle (andet kulfilter, »biologisk aktiv kul«).
|
Alder af kul (år) |
0 |
1 |
2 |
3 |
4 |
|
Densitet |
0,551
|
0,541
|
0,553
|
0,554
|
0,554
|
|
Adsorptionskapacitet:
|
|
|
|
|
|
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
log q = log x/m = log K + l/n log C
(Figur - 4 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:
|
m
|
C |
x
|
q
|
|
0
|
18,15
|
-
|
-
|
(Figur - 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
Pilotskala tests, som beskrevet i det næste kapitel, forudsiger nøjagtigt kulforbrug og designdata, men kan være meget tidskrævende. Den hurtige lilleskala kolonne test (Engl.: Rapid Small Scale Column Test, RSSCT) er en lilleskala udgave af en pilot- og fuldskala aktiv kul kolonne test. Der er tre primære fordele ved at bruge RSSCT til design:
| En RSSCT kan udføres på en brøkdel af den tid, som kræves for at udføre pilotstudier. |
| Udførlige isoterm- og kinetikstudier er ikke nødvendige for at opnå en fuldskala forudsigelse fra RSSCT. |
| En relativt lille mængde vand, som er nødvendig for at udføre testen, kan transporteres til et centralt laboratorium til undersøgelse. |
I RSSCT-metoden bruges matematiske modeller til at nedskalere fuld skala adsorberen til en RSSCT og til at opretholde god sammenlignelighed mellem ydelse af adsorberne. Hvis perfekt sammenlignelighed skal opnås, vil RSSCT – som anvender en mindre adsorbent partikelstørrelse end fuldskala adsorberen – have gennembrudsprofiler, som er identiske med fuldskalaprocessen. Nedskaleringen af fuldskala adsorberen baseres på en dimensionsanalyse ud fra teorien der bruges i »Dispersed Flow Pore Surface Diffusion Model (DFPSDM)«, fordi den indeholder mange af mekanismerne, som vides at gælde ved fixed-bed adsorption. Crittenden et al. (1986) har præsenteret DFPSDM modellen og beskrev egenskaberne af dimensionsløse grupper, som optræder i modelligningen.
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:
(Ligning - 1 Kb)
hvor Th,SC og Th,LC er den hydrauliske opholdstid for den lille og den store kolonne.
Den hydrauliske opholdstid, Th, er:
(Ligning - 1 Kb)
hvor:
VB 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:
(Ligning - 1 Kb)
hvor
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).
|
Stor kolonne |
RSSCT |
GAC pakningsegenskab |
|
|
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
I dette afsnit gennemgås, hvordan man vurderer granulært aktiv kuls (GAC) egnethed til vandrensning. Første trin er at fremskaffe isotermer med forskellige typer aktiv kul (se afsnit 2.3). Selv om disse giver en indikation af den maksimale mængde forurening, som kullet kan adsorbere, kan de ikke give definitive opskaleringsdata for en GAC kolonne grundet flere faktorer:
| I en GAC-kolonne sker dynamisk adsorption langs en adsorptions front, hvor forureningskoncentrationen ændrer sig. |
| GAC bliver sjældent helt opbrugt i en kolonne. |
| Effekten af genbrug efter regenerering af kullet og tilbageskyl kan ikke undersøges. |
På grund af disse faktorer kan det anbefales at udføre pilot kolonnetests med brug af de mest lovende kul, som indikeret af isotermerne, for at give den mest nøjagtige sammenligning af kullene. Herudover kan pilot tests bruges til dimensionering ved at udnytte opskaleringsberegninger. Alternativt kan hurtige lille skala kolonnetests (afsnit 2.3) udføres for at begrænse testperioden.
Kolonnetests
Formålet med en kolonnetest er at bestemme en »gennembrudskurve«, som viser, hvordan koncentrationen i udløbet varierer med mængden af behandlet vand. Data opnået fra disse kurver tillader etablering af designkriterier for fuldskalaanlægget:
| Den nødvendige hydrauliske opholdstid for at opnå rensningsmålet. |
| Bestemmelse af det granulære kuls effektive kapacitet (kg aktiv kul pr. |
| Dybden af kullaget. |
| lndflydelsen af NOM og partikulært stof. Disse tests vil måske anspore til bedre forfiltrering af partikler inden aktiv kulkolonnerne. |
Pilotkolonne tests kan anvendes med kolonner placeret parallelt eller i serie. Valget af placering af kolonnerne afhænger af testens formål:
| Sammenligning af GAC typer og/eller effekten af regenerering: brug kolonner i parallelt arrangement. |
| Opskalering til fuldskala: brug kolonner arrangeret i serie indeholdende én GAC type. |
(Figur - 16 Kb)
Figur 2.4.1
Skematisk fremstilling af kolonnetest (Chemviron Carbon, teknisk note).
(Figur - 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.
Med
eller
hvor:
|
V
|
er volumen af kul i kolonnen.
|
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.
(Figur - 4 Kb)
Figur 2.5.1
Massetransportzone i adsorptionskolonne (Snoeyink, 1990).
(Figur - 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.
(Figur - 11 Kb)
Figur 2.5.3
Kolonnesystem drevet parallelt.
Kolonnesystemer drevet parallelt
Et multikolonne system drevet i parallel kan resultere i en reduktion af GAC-forbruget under følgende vilkår:
| Kolonnerne placeres i strømmen efter forskellige tidsintervaller. |
| »For meget renset« og »for lidt renset« renset vand blandes, så længe den gennemsnitlige koncentration af forurening i udledningen er acceptabel. |
Når den gennemsnitlige udledte koncentration ikke længere er acceptabel, tages den kolonne med længst arbejdstid ud af strømmen og erstattes af en standby kolonne.
Tabel 2.5.1
Retningslinier for valg af GAC systemkonfiguration. (Clark & Lykins, Jr., 1989).
|
Adsorptionssystem, |
Anvendelighed |
|
Enkel adsorber |
Relativt stort aktiv kulforbrug. |
|
Fixed-bed i serie |
Relativt lavt aktiv kulforbrug og relativt høj afløbskvalitet kan sikres hele tiden. |
|
Fixed-bed i parallel |
Tryktabet minimeres. Tillader relativt højt flow. |
|
Moving bed,
|
Giver relativt højt aktiv kulforbrug, men samtidigt høj afløbskvalitet. Fine aktiv kulpartikler skal kunne tolereres i afløbet, eller også kræves filtrering af afløbet. |
|
Expanded bed,
|
Anvendes, når indløbet har relativt stort indhold af partikler, eller når partikler i afløbet kan tolereres. |
|
Kombineret serie
|
Anvendes, når fordele ved de to systemer ønskes kombineret. |
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).
|
Konfiguration |
Hydraulisk belastning
|
|
Nedstrøms |
4,9-14,7 |
|
Opstrøms |
12,2-24,5 |
|
Gravitation, nedstrøms |
< 9,8 |
|
Opstrøms, ekspanderet |
14,7 |
|
Parallel og enkelt
|
2,4-9,8 |
|
Kolonner i serie |
7,3- 17 |
|
Pulseret kolonne |
12-22 |
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.
|
Flowmønster |
Anvendelse, fordele og ulemper |
|
Opstrøms |
Anvendelig til høje partikelkoncentrationer i indløb.
|
|
Nedstrøms |
Kræver ringe indhold af partikler i tilløbet for at undgå hyppige tilbageskyl.
|
|
Gravitation |
Generelt til nedstrøms filtre.
|
|
Trykfilter |
Anvendelig til nedstrøms og opstrøms kolonner og et stort flowområde:
|
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)
|
Filterhastighed (m/h) |
max. tryktab (m VS) |
|
4 |
0,8 |
|
5 |
1,0 |
|
6 |
1,2 |
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).
|
Luft |
|
Vand |
|||
|
Hast. m/h |
Varighed min. |
Hast. m/h |
Varighed min. |
||
|
CHEMVIRON
|
50-60 |
2 to 5 |
5 |
ca. 20 |
6 to 20 |
|
PICA
|
ca. 35 |
ca. 1 |
5 |
ca. 15 |
ca. 15
|
|
CECA
|
ca. 50 |
luft: 3
|
5
|
ca. 15
|
ca. 15
|
|
NORIT
|
40-50 |
2 |
5
|
25
|
10 to 15 |
3 Mikrobiologi i aktiv kulfiltre – Internationale erfaringer
3.1 Indledning
I det følgende afsnit behandles nogle af de mikrobielle aspekter ved anvendelse af aktiv kul i drikkevandsbehandling. Hovedparten af afsnittet handler om generel bakterievækst, der ikke nødvendigvis udgør et sundhedsmæssigt problem. Generel mikrobiel vækst kan give anledning til en række problemer bl.a. øget korrosion af vandledninger, forringelse af den æstetiske vandkvalitet (dårlig lugt/smag, brun farvning) og produktion af allergifremkaldende stoffer. Det er derfor nødvendigt at overvåge og i nogle tilfælde regulere den mikrobielle vækst i drikkevandssystemer.
Internationale undersøgelser
De internationale erfaringer om aktiv kul samler sig primært omkring anlæg, der behandler overfladevand. Da overfladevand normalt har et væsentlig højere indhold af organisk stof end grundvand, kan det i nogle tilfælde være vanskeligt at overføre disse erfaringer på danske forhold, hvor drikkevandsbehandlingen næsten udelukkende baseres på grundvand.
Biomasse i filtre
I drikkevandsbehandlingen vil der altid opbygges en population af mikroorganismer på filtermediet, dette gælder både for AC-filtre og sandfiltre. Biomasseopbygningen skyldes, at grundvandet ikke er sterilt, men typisk vil indeholde mikroorganismer i størrelsesordenen
(Figur - 6 Kb)
Figur 3.1
Iltforbrug over et pilot GAC-filter i Bremen (AWWA Research and Technical Practice Committee on Organic Contaminants, 1981).
Iltforbrug
Den mikrobielle biomasse vil omsætte næringsstoffer i vandet, og som en konsekvens af denne omsætning vil der være et iltforbrug over filtret. Figur 3.1 viser iltforbruget over et GAC-filter i Bremen.
3.2 Måling af biomasse
Kimtal
Resultatet af en måling af mikrobiel biomasse, vil være tæt knyttet til den anvendte målemetode. En hyppigt anvendt metode til kvantificering af bakteriel biomasse er kimtalsbestemmelser. Ved kimtalsbestemmelser er valg af medie af stor betydning. I dansk drikkevandsovervågning anvendes traditionelt næringsrige vækstmedier (Kings agar B eller plate count agar) til at bestemme generelle bakterieantal. Bakterier, der er tilpasset et næringsfattigt miljø, bliver i nogle tilfælde hæmmet af høje koncentrationer af næringsstoffer, hvorfor man ved anvendelse af næringsfattige medier f.eks. R2A, som regel kan opnå væsentlige højere kimtal på prøver fra drikkevandssystemer (Reasoner & Geldreich, 1985).
(Figur - 20 Kb)
Figur 3.2
Sammenligning af forskellige metoder til kimtalsbestemmelser (Reasoner & Geldreich, 1985). SMA er kimtalsbestemmelser på Standard Methods plate count agar. R2A-s og R2A-mf er kimtal på R2A ved anvendelse af henholdsvis pladespredning og membranfiltre. m-HPC er metode til kimtalsbestemmelser ved membranfiltrering i drikkevand udviklet af Tavlor & Geldreich (1979). Kimtalsbestemmelserne er for hvert substrat udført ved tre forskellige temperaturer.
Som det ses af figur 3.2, har inkubationstiden og inkubationstemperatur også stor betydning for kimtallet. Generelt gælder, at jo længere inkubationstid, jo højere kimtal. Med hensyn til temperatur kan man som en tommelfingerregel dyrke flest bakterier ved en temperatur tættest på det miljø, prøven er taget fra.
Andre målemetoder
Udover kimtalsbestemmelser har der været anvendt en række forskellige målemetoder til kvantificering af biomassen i AC-filtre. Generel farvning af bakterier og efterfølgende direkte tællinger i mikroskop har været anvendt i en vis udstrækning bl.a. AODC (acridine orange direct count). Man skal være opmærksom på, at direkte bakterietællinger ikke giver et udtryk for bakteriernes aktivitet. Nomalt vil kun 1-10% af bakterierne i drikkevandssystemer kunne dyrkes i laboratoriet f.eks. på R2A.
Kvantificering af biomasse på aktiv kul
Det er særligt svært at kvantificere biomasse på aktiv kul, da det er vanskeligt at frigøre bakterierne fra kulpartiklerne. Dette er et problem, da de fleste almindeligt anvendte mikrobielle målemetoder (inklusive kimtalsbestemmelser) forudsætter, at bakterierne befinder sig i suspension. Da kimtalsbestemmelser desuden er baseret på princippet, at én koloni dannes udfra én bakterie, er det problematisk, når prøverne indeholder partikelassocierede bakterier, hvor bakterierne kan ligge tæt. Den hurtigst voksende bakterie vil normalt udkonkurrere de øvrige, så der kun dannes én synlig koloni, og derfor vil kimtalsbestemmelserne ofte underestimere antallet af bakterier på GAC. Der er i litteraturen foreslået flere forskellige metoder, hvorved bakterierne kan fjernes fra deres bæremedie f.eks. med ultralyd (Parsons et al., 1980) eller centrifugering (Camper et al., 1985a).
3.3 Etablering af biomasse i AC-filtre
Opstart af AC-filtre
Der er normalt kun meget få mikroorganismer i nyt AC-filtermateriale, men når filtret tages i brug, vil der hurtigt etableres en biomasse på filtermaterialet (bl.a. Servais et al., 1994). Den uregulerede udvikling af biomassen i et filter vil forløbe i tre faser:
a) En kort koloniseringsfase, hvor mikroorganismerne etablerer sig i filtret.
b) En vækstfase, hvor antallet af mikroorganismer øges som følge af mikrobiel vækst.
c) En stationær fase, hvor den mikrobielle vækst modsvares af forskellige fjernelsesprocesser.
Mikrobiel vækst
Koloniseringshastigheden af filtret afhænger især af koncentrationen af bakterier i indløbet til filtret. Bakteriernes adsorption til filtermaterialet følger en Freundlich isoterm på linie med adsorption af organiske stoffer (Werner et al., 1984). Efterhånden vil biomassetilvæksten som følge af kolonisering overstiges af tilvæksten som følge af mikrobiel vækst. Væksthastigheden af mikroorganismerne vil især være styret af fire faktorer, nemlig:
1) Temperatur.
2) Mængde af næringsstof.
3) Biotilgængelighed af næringsstof.
4) Tilstedeværelse af hæmmende stoffer (f.eks. klor).
Afrivning af biomasse
Der vil løbende afrives mikroorganismer fra kullene, og afrivningen vil primært afhængige af biomassens størrelse og karakter samt vandhastigheden i filtret. Generelt forringes mikroorganismernes fasthæftning, når biomassen i filtret øges, fordi mikroorganismerne begynder at vokse i flere lag og på mere udsatte steder. Afrivningen betyder, at der bliver overført mikroorganismer fra filtermaterialet til vandfasen, hvilket altså er ensbetydende med en forringelse af den mikrobielle vandkvalitet.
Græsning fra protozoer
Bakterierne i AC-filtre vil blive reduceret i antal på grund af protozoers græsning. Det er dog uklart, hvor stor del af stofomsætningen i AC-filtre, der skyldes protozoers aktivitet.
Eksempel på mikrobiel kolonisering af GAC
Figur 3.3 viser et eksempel på den mikrobielle kolonisering af et GAC pilotanlæg, der behandler overfladevand (Servais et al., 1994).
(Figur - 5 Kb)
Figur 3.3
Kolonisering af GAC filtre målt ved
Man bemærker, at biomassen i filtret stiger kraftigt de første 100 dage, efter at det er taget i brug, hvorefter der sker et fald. Faldet skyldes muligvis, at der i startfasen af forsøget opbygges en pulje af adsorberet letomsætteligt organisk stof på kullene, fordi der i starten ikke er biomasse nok til at omsætte alt stoffet. Denne pulje er opbrugt efter ca. 100 dage. Samtidig vil der efterhånden dannes en population af protozoer, som græsser bakterierne (Servais et al., 1994).
3.4 Sammensætning af biomasse i AC-filtre
Biomassen i aktiv kulfiltre består overvejende af bakterier, og der er isoleret en lang række bakterieslægter fra kullene i GAC filtre. Undersøgelserne indikerer en forholdsvis høj diversitet i de undersøgte bakteriepopulationer, se tabel 3.1. Foruden bakterier er der isoleret svampe og protozoer fra AC-filtre, hvilket betyder, at der er tale om et komplekst mikrobielt samfund.
Tabel 3.1
Identifikation af bakterier i GAC filtre.
(Tabel - 15 Kb)
Vækstmiljøet i AC-filtre er anderledes end i råvandet, især fordi vandet er blevet luftet og behandlet i sandfiltre. Det ændrede miljø selekterer for andre mikroorganismer, hvorfor bakteriepopulationen på GAC er forskellig fra populationen i råvandet.
AC-filtre kontra sandfiltre
Sammensætningen af bakteriepopulationer i GAC filtre synes ikke at adskille sig fra populationer, man finder i sandfiltre (Burlingame et al., 1986). Dette forklarer, at aktiv kulfiltre almindeligvis koloniseres meget hurtigt, da bakterier frigivet fra den indledende sandfiltrering uden selektion kan etablere sig i AC-filtret.
3.5 Størrelsen af biomassen i AC-filtre
Eksempler på bakterieantal i filtre
Som nævnt vil bakterier kolonisere og vokse på filtermaterialer på vandværkerne. Tabel 3.2 giver nogle eksempler på antallet af bakterier, der er målt på forskellige filtermaterialer. Til sammenligning er tilsvarende målinger på topjord og i grundvandssediment anført i tabellen.
Tabel 3.2
Typiske bakterieantal i filtre, der behandler overfladevand.
|
Filtermedie |
Bakterieantal
|
Målemetode |
Reference |
|
GAC
|
50
|
R2A (28°C, 7d)
|
Camper et al. (1987)
|
* Maksimal værdi
Bakterieantal af den størrelsesorden, der er angivet i tabel 3.2, er ikke høje nok til, at bakteriebiomassen kan karakteriseres som en biofilm i traditionel forstand, dvs. hvor bakterierne dækker hele filtermediet. Dette bekræftes af undersøgelser af GAC med scanning elektron mikroskopi (SEM). Bakterierne findes derimod som spredte mikrokolonier primært på steder, hvor bakterierne er beskyttede mod afrivning, men hvor der alligevel er en god næringstilførsel (Lafrance et al., 1983).
Sammenligning af forskellige filtermedier
Figur 3.4 viser resultatet af en undersøgelse af biomassen på forskellige filtermedier. Undersøgelsen viste, at bakterieantallet i prøver fra GAC filtre overvejende var højere end tilsvarende prøver fra sandfiltre og filtre med ikke aktiveret kul (Van der Kooij, 1979).
(Figur - 8 Kb)
Figur 3.4
Sammenligning af biomassen associeret til filtermaterialet i filtre med aktiv kul, ikke aktiveret kul og sand. Filtrene var drevet gennem 1 år (Vander Kooij, 1979).
Aktiv kul synes ikke at fremme den bakterielle vækst i forhold til f.eks. sandfiltre (AWWA Research and Technical Practice Committee on Organic Contaminants, 1981; Van der Kooij, 1979). Aktiv kuls anderledes overfladestruktur (se afsnit 2.1) betyder, at AC-filtre kan understøtte en større biomasse end et sandfilter af samme volumen, fordi bakterierne i AC-filtre i højere grad er beskyttet mod afrivning.
Bakterier i udløbet fra A C-filtre
Der er udført en række undersøgelser af bakterier i udløbet fra AC-filtre (se tabel 3.3). Det viser sig, at antallet af bakterier varierer temmelig meget, hvilket formentlig skyldes forskelle i mængden af mikrobielt tilgængeligt næringsstof.
Kolonisering
Biofilmens alder har også betydning for afgivelsen af bakterier, da filtrets biomasse vil frigive flere bakterier i koloniseringsfasen, end når den befinder sig i den stationære fase. Dette skyldes sandsynligvis, at der i koloniseringsfasen ikke er etableret en population af protozoer, der græsser biomassen. Desuden skal bakteriepopulationen formentlig adapteres til at være fasthæftet på filtermaterialet (Servais et al., 1994).
Tabel 3.3
Bakterieantal i udløbet fra GAC filtre, der behandler overfladevand.
|
Behandling |
|
Metode |
Reference |
|
Ozon+GAC |
|
R2A (25°C, 7d) |
Stringfellow et al. (1993) |
|
Ozon+GAC |
|
Jordekstrakt agar |
Burlingame et al. (1986) |
|
GAC |
|
SPC (27°C, 7d) |
Werner et al. (1984) |
|
|
|
AODC |
Werner (1981) |
|
|
|
Ikke angivet kimtalsbestemmelse |
Werner (1981) |
|
GAC |
|
AODC |
Servais et al. (1994) |
|
GAC |
|
AODC |
Servais et al. (1991) |
|
Ozon+ |
|
R2A (20°C, 7d) |
LeChevallier et al. (1992) |
|
Ozon+
|
|
R2A (20°C, 7d) |
LeChevallier et al. (1992) |
Populationsdynamik
Antallet af bakterier i filtret vil afspejle en ligevægt mellem bakteriel produktion og fjernelse, der bl.a. afhænger af næringsstoftilførslen. En reduktion i næringstilførslen kan paradoksalt nok medføre en midlertidig forøgelse af bakterieantallet i GAC udløbet, idet sult kan få bakterier til producere polymere, der medfører, at bakterierne lettere løsrives fra bæremediet (kullene) (Wrangstadh et al., 1990).
Normalt vil aktiv kul fungere som en buffer over for svingninger i vandets indhold af organiske forbindelser, da disse bliver ad-/desorberet. Ved større ændringer i vandkvaliteten, f.eks. ved skift af indvinding fra overfladevand til grundvand, må man dog forvente væsentlige ændringer i bakteriebiomassen.
3.6 Patogener
Patogene organismer vil altid udgøre et problem, hvis de introduceres i drikkevandssystemer. Egenskaber ved nogle patogener kan dog gøre disse særligt problematiske, det drejer sig især om egenskaber som:
| Infektion ved lav dosis (få organismer). |
| Overlevelse i lang tid i drikkevandssystemer. |
| Opformering i drikkevandssystemer. |
Potentielt problematiske patogener
Eksempler på potentielt problematiske organismer er angivet i tabel 3.4. Ingen af organismerne i tabellen er naturligt forekommende i grundvand og forekomsten vil derfor altid være forårsaget af en ekstern forurening. Nogle af organismerne bl.a. Escerichia coli, Cryptosporidium parvum og Giardia sp. forekommer til tider i overfladevand.
Tabel 3.4
Potentielt problematiske patogene organismer, der er observeret i drikkevandssystemer.
|
Stamme |
Reference |
|
Legionella pheumophila |
Keevil et al. (1995) |
|
Campylobacter jejuni |
Keevil et al. (1995) |
|
Escerichia coli |
Keevil et al. (1995); Camper et al. (1985b) |
|
Kleibsiella oxytoca |
Keevil et al. (1995) |
|
Aeromonas hydrophila |
Keevil et al. (1995) |
|
Pseudomonas aeroginosa |
Keevil et al. (1995) |
|
Giardia sp. |
Keevil et al. (1995) |
|
Cryptosporidium parvum |
Keevil et al. (1995) |
|
Yersinia enterocolica |
Schiemann (1990); Camper et al. (1985b) |
|
Salmonella typhimorium |
Camper et al. (1985b) |
(Figur - 6 Kb)
Figur 3.5
Kolonisering og overlevelse af enterotoksisk E. coli i GAC kolonner. "Bullet" Sterilt A C koloniseret med E. coli, der kontinuerligt tilføres sterilt flodvand. "Bulletoutline" Fortsættelse af foregående, hvor der nu tilsættes ikke sterilt flodvand. "Trekant" Sterilt AC, der tilføres ikke-sterilt søvand tilsat E. coli. "Firkant" A C, som er koloniseret med en naturlig population, der tilføres ikke sterilt søvand (Camper et al., 1985b).
Patogene organismer i naturlige populationer
Hvis patogene organismer introduceres i en naturlig population vil de i de fleste tilfælde blive udkonkurreret af andre bakterier (se figur 3.5). Man vil derfor normalt observere en hendøen af patogenerne. Denne hendøen er i høj grad afhængig af størrelsen af den naturlige biomasse (Camper et al., 1985b). Dette skyldes, at den naturlige population vil konkurrere med patogenerne om næringsstof og plads samt producere inhiberende sekundære metabolitter. Dette illustreres jf. figur 3.5 af undersøgelser udført af Camper et al. (1985b).
Det betyder altså, at AC-filtre kan virke som en barriere over for patogene organismer i råvandet.
Nyt filtermateriale
AC-filtre er mest sårbare over for kontamineringer med patogener umiddelbart efter udskiftning eller tilførsel af nyt filtermateriale. Dette skyldes, at der ikke findes en naturlig biomasse, der kan udkonkurrere de patogene organismer. Desuden kan filtermaterialet let blive kontamineret under transport og håndtering, og man skal derfor være særlig påpasselig efter udskiftning af kullene. Camper et al. (1985b) anbefaler derfor, at man forhindrer patogenerne i at kolonisere filtret ved f.eks. forbehandling med klor, indtil der er opbygget en biomasse på
Cryptosporidium
Nogle organismer kan danne sporer (bakterier) eller oocyster (protozoer), der kan øge deres overlevelse i drikkevandssystemer betragteligt. I USA har Cryptosporidium oocyster ved flere lejligheder forårsaget sygdomsudbrud efter at have passeret vandbehandlingsfiltre, der behandlede overfladevand med efterfølgende klorering. Det drejede sig typisk om sandfiltre, men i et enkelt tilfælde havde oocysteme også passeret et GAC filter (Solo-Gabriele & Neumeister, 1996).
Patogen vækst
Det har vist sig, at renkulturer af patogenerne Yersinia enterocolica, Salmonella typhimurium, Escerichia coli, Pseudomonas aeuginosa og Pseudomonas putida kan kolonisere og gro på aktiv kul (Rollinger & Dott, 1987; Camper et al., 1985b). Legionella pheumophila har vist sig at kunne kolonisere og gro i naturlige biofilm i vandforsyningssystemer (Rogers et al., 1994). Der er i litteraturen imidlertid ikke rapporteret om sygdomsudbrud, der kan henføres direkte til vækst af patogene organismer i AC-filtre på vandværker. Det er dog vigtigt at være opmærksom på den potentielle risiko, da en eventuel kontaminering af AC-filtre på et vandværk vil berøre mange mennesker.
3.7 Biologisk omsætning
Aerob respiration
Første led af drikkevandsbehandling er som regel luftning, hvor vandet iltes. Tilstedeværelse af ilt giver mulighed for, at bakterierne kan nedbryde flere stoffer, da et højere redoxpotentiale vil give et større energiudbytte ved den mikrobielle stofomsætning. Derfor vil den mikrobielle omsætning udelukkende ske ved aerob respiration, altså med ilt som terminal elektronacceptor.
Mikrobielle substrater
Den mikrobielle biomasse i aktiv kulfiltre er til stede, bl.a. fordi der findes substrat. der kan omsættes til energi eller biomasse. Dansk grundvand indeholder en lang række stoffer, der kan omsættes mikrobielt under aerobe forhold. Det drejer sig om:
Forskellige kulstoffraktioner
Puljen af organisk stof i grundvand kan opdeles i fem fraktioner, nemlig:
- NOM (natural organic matter), naturligt organisk stof
- BOM (biodegradable organic matter) biologisk nedbrydeligt organisk stof
- DOC (dissolved organic carbon), opløst organisk kulstof
- BDOC (biodegradable dissolved organic carbon), biologisk nedbrydeligt opløst organisk kulstof
- AOC (assimilable organic carbon), assimilerbart organisk kulstof.
Kulstoffraktionerne vil forholde sig til hinanden som skitseret på figur 3.6.
(Figur - 3 Kb)
Figur 3.6
Fraktioner af organisk stof i grundvand – principskitse og teoretisk relativ fordeling.
Målemetoder
I litteraturen er der en udpræget tendens til at sammenblande teoretiske og empirisk bestemte kulstoffraktioner. Således vil kulstoffraktionen AOC normalt henvise til en bestemt metode udviklet af Dick van der Kooij (Van der Kooij et al., 1982). På samme måde anvendes betegnelsen TOC (total organic carbon) ofte til beskrivelse af NOM fraktionen på trods af, at der er tale om en specifik målemetode. Målingen NVOC (nonvolatile organic carbon) vil for vand, der er frit for metan, normalt svare til TOC. I dansk drikkevandsovervågning er permanganattallet det tætteste, man kommer på at kvantificere indholdet af organisk kulstof i drikkevand. Permanganattal og en beslægtet metode COD (chemical oxygene demand) giver et mål for mængden af kemisk oxiderbare stoffer i en prøve. En række uorganiske stoffer vil imidlertid også bidrage til permanganattallet og COD. Det organiske stof er derfor ikke særlig godt karakteriseret ved de to metoder.
Bionedbrydelige kulstoffraktioner
I forbindelse med mikrobiel vækst er det naturligvis de bionedbrydelige kulstoffraktioner, der er de mest interessante (BOM, BDOC og AOC), da den mikrobielle vækst naturligvis er knyttet til omsætning af næringsstoffer. Dette er bekræftet af undersøgelser på Choisy-le-Roi vandværket, hvor man observerede sammenhæng mellem fjernelsen af BDOC og den bakterielle vækst (Servais et al., 1991).
Bioassays
Der er udviklet en række målemetoder, der retter sig mod de forskellige kulstoffraktioner. De biologisk nedbrydelige kulstoffraktioner (BOM, BDOC og AOC) måles normalt ved anvendelse af bioassays. I et bioassay undersøges det biologiske respons på nogle givne forhold. Den biologisk tilgængelige kulstoffraktion bestemmes ved at eksponere prøven for en bakteriekultur/population i en periode, hvorefter den biologiske omsætning eller vækst måles. En sådan måling vil afhænge af en række faktorer, nemlig karakteren af de anvendte bakterier, mængden af næringsstoffer, tilstedeværelsen af hæmmende stoffer, temperatur osv. Biologisk nedbrydelighed vil derfor altid være knyttet til netop de forhold, hvor der er observeret nedbrydning. For at tilnærme forholdene i AC-filtre vil man til at undersøge de biologisk tilgængelige kulstoffraktioner normalt anvende bakteriepopulationer eller isolerede bakteriestammer fra drikkevandsfiltre.
AOC
En hyppigt anvendt metode til at måle det mikrobielle vækstpotentiale er assimilerbart organisk kulstof (AOC) (Van der Kooij et al., 1982), hvor man måler den kulstoffraktion, der kan udnyttes til mikrobiel vækst af nogle udvalgte bakterier. AOC refererer direkte til den bakteriebiomasse, der kan dannes ud fra mængden af det specifikke kulstof i prøven og vil derfor altid være mindre end den mængde, der kan omsættes mikrobielt (se figur 3.6). Enheden på AOC er typisk µg ac-C/L, idet man sammenligner væksten i prøven med vækst af samme bakterier på en kendt kulstofkilde, typisk acetat (ac).
Sammensætning af organisk stof
Humus- og fulvussyrer udgør en stor del af det organiske stof i naturligt grundvand (Thurman, 1985). Stofferne er mikrobielt svært tilgængelige og vil derfor normalt ikke kunne omsættes i drikkevandssystemer. I grundvand findes normalt også en mindre fraktion af mikrobielt letomsætteligt kulstof, der bl.a. er sammensat af carboxylsyrer og kulhydrater. Grøn et al. (1992) fandt, at BDOC i en dansk akvifer udgjorde mindre end 11% af DOC. Hovedparten af de organiske forbindelser i drikkevandet er altså ikke mikrobielt tilgængelige.
Ozonbehandling
Ozonbehandling har vist sig at øge mængden af biologisk tilgængeligt organisk stof (Galey et al., 1992; Le Chevallier et al., 1992; Janssens et al., 1984). F.eks. fandt Le Chevallier et al. (1992), at vandets AOC indhold blev forøget 2,3 gange efter ozonbehandling.
Mikrobiel omsætning af organisk stof
Der er udført en række undersøgelser af fjernelsen af organisk stof over vandværksfiltre (se tabel 3.5). Som det fremgår af tabellen, er målingerne foretaget på forskellige kulstoffraktioner.
Tilførsel af næringsstof
Hvor størrelsen af den bakterielle biomasse på kullene i høj grad afhænger af strømningsforholdene i filtret og karakteren af filtermediet, vil den bakterielle produktion primært afhænge af tilførslen af næringsstoffer fra råvandet. Således vil filtre, der behandler vand med et højt indhold af næringsstof, kunne opretholde en stor bakterieproduktion og dermed frigive flere bakterier til vandfasen. Andre faktorer som temperatur eller kloring vil også have stor betydning for den bakterielle produktion.
Tabel 3.5
Fjernelse af organisk stof i filtre, der behandler overfladevand (metoderne til måling af organisk stof er beskrevet tidligere).
|
Filtermateriale |
Metode |
Fjernelse af |
Reduktion |
Reference |
|
|
TOC |
0,3 mg/L |
13% |
Stringfellow et al. (1993) |
|
|
BDOC |
0,10-0,35 mg/L |
14-60% |
Servais et al. (1991) |
|
GAC |
TOC
|
0,22-0,25 mg/L
|
13-14%
|
Servais et al. (1994) |
|
TOC
|
1,5 mg/L
|
51%
|
LeChevallier et al. (1992) |
|
|
TOC
|
0,8 mg/L
|
26%
|
LeChevallier et al. (1992) |
|
|
TOC |
0,5 mg/L |
11% |
Haas et al. (1983) |
|
|
TOC |
0,3 mg/L |
6% |
Haas et al. (1983) |
|
Sand |
BDOC
|
0,25 mg/L
|
50%
|
Korth et al. (1997) |
1 Forbehandling med ozon.
2 Fuldskala anlæg.
Den bakterielle produktion i filtret defineres hermed som summen af nedenstående:
- Vandets bakterietilvækst fra indløb til udløb.
- Ændringen i bakteriebiomassen i filtret.
- Den bakterielle hendøen inklusive græsning.
I praksis er det uhyre svært at bestemme hendøen, derfor defineres netto bakterieproduktionen i det følgende som den bakterielle produktion minus hendøen.
Ved stationære forhold vil netto bakterieproduktionen svare til vandets bakterietilvækst fra indløb til udløb.
AC-filtre kontra sandfiltre
Som tidligere nævnt findes der også biomasse knyttet til filtermaterialet i sandfiltre. Spørgsmålet er, om den mikrobielle produktion er højere i AC-filtre end i sandfiltre. Le Chevallier et al. (1992) fandt, at den bakterielle nettoproduktion i et AC-filter var fem gange højere end i et sandfilter med samme volumen og kontakttid. En anden undersøgelse (Maloney et al., 1984) viste dog tværtimod, at der ikke var nogen signifikant forskel på omsætningen i sandfiltre og AC-filtre.
De forskellige konklusioner i de to undersøgelser skyldes formentlig, at tilførslen af næringsstof har været forskellig. Da AC-filtre har vist sig at kunne understøtte en større biomasse end sandfiltre, vil den mikrobielle omsætning i AC-filtre dermed også være potentielt højere. Omvendt vil en lille mængde af organisk stof kunne omsættes 100% af en mindre biomasse (som f.eks. i et sandfilter).
Potentielt kan AC-filtre altså fjerne mere organisk stof end sandfiltre, men det vil ikke altid være tilfældet i praksis. Dette er formentlig forklaringen på forskellen i konklusionen i de to omtalte undersøgelser.
Flere filtre i serie
Den mikrobielle produktion og frigivelse af mikroorganismer er i flere undersøgelser overvejende observeret tættest på indløbet (Servals et al., 1994; Servais et al., 1991; Werner et al., 1984; Tuschewitzki et al., 1983), hvilket altså tyder på, at det mikrobielt tilgængelige næringsstof hurtigt omsættes. En øget filterdybde eller seriekobling af flere filtre vil derfor normalt ikke medføre en forringet mikrobiel vandkvalitet. Tværtimod vil den øgede opholdstid medføre en øget hendøen (og græsning), hvilket altså betyder en forbedret mikrobiel vandkvalitet.
Behandling af grundvand
Der mangler viden om bakterieproduktion i filtre, der behandler vand med et lavt indhold af organisk stof, som det normalt er tilfældet i dansk vandbehandling. Men man må forvente, at den bakterielle produktion i filtre, der behandler grundvand, er væsentlig lavere, end det er tilfældet i filtre, der behandler overfladevand, fordi vandet har et lavere indhold af næringsstoffer.
3.8 Biologisk aktiv kul
BAC
Reelt er alle AC-filtre biologisk aktive. Man anvender dog betegnelsen biologisk aktiv kul (BAC) om GAC-filtre, hvor biomassen ikke reguleres, og kullene ikke regenereres/udskiftes. Herved opbygges en biomasse på kullene, der kan omsætte mikrobielt tilgængelige stoffer, der altså fjernes fra vandet. Det er således ikke aktiv kuls adsorptionsevne, der udnyttes, men i stedet at kullene er et egnet bæremedie for mikroorganismer. Normalt anvendes BAC filtre til at reducere indholdet af organisk stof i overfladevand, men metoden kan også anvendes til fjernelse af ammonium ved nitrifikation.
Ozonbehandling
BAC filtrering kombineres som regel med en indledende ozonbehandling af vandet for at øge bionedbrydeligheden af det naturligt forekommende organiske stof (NOM) og for at sænke turbiditeten i vandet. Samtidig vil en række miljøfremmede stoffer kunne nedbrydes abiotisk under ozonbehandlingen (Kruithof et al., 1994). Ozonbehandling giver således mulighed for større mikrobiel omsætning og dermed større fjernelse af kulstof fra vandfasen. Den biotilgængelige kulstoffraktion kan dog øges så meget, at der på trods af en efterfølgende BAC filtrering er mere letomsætteligt kulstof i udløbet af filtret, end der var før ozoneringen (Price et al., 1993).
Kultyper til BAC filtre
Der er udviklet en speciel type GAC med en makroporestruktur specielt designet til at understøtte mikrobiel biomasse (PICABIOL; PICA, Le vallois, Frankrig). Kultypen har kun interesse i forhold til dimensionering af BAC-Filtre, hvor man i princippet kan opnå samme omsætning af organisk stof med en mindre mængde aktiv kul.
3.9 Eftervækst
Effekter af eftervækst
Bakteriel vækst i ledningsnettet benævnes normalt eftervækst. Selv små mængder af biologisk tilgængeligt kulstof kan give problemer med bakteriel eftervækst i ledningsnettet. Eftervækst kan forårsage øget korrosion af vandrør samt generelt forringe den mikrobielle vandkvalitet. Behandling med aktiv kul vil fjerne organisk stof fra vandfasen ved adsorption og mikrobiel omsætning. Foruden organisk kulstof vil
Biologisk stabilt vand
Eftervækst i ledningsnettet kan begrænses, hvis der gennem hele ledningsnettet sikres en vis koncentration af desinfektionsmiddel f.eks. klor. Alternativt kan væksten i nogle tilfælde begrænses ved at reducere vandets indhold af biotilgængeligt organisk kulstof. Undersøgelser peger i retning af, at vand med et BDOC indhold på mindre end 0,15 mg C/L (Servais et al., 1995) eller et AOC indhold på mindre end 10 µg ac-C/L (Van der Kooij, 1990) er biologisk stabilt, det vil sige, at der er ikke næringsmæssigt grundlag for yderligere mikrobiel vækst. Som nævnt vil den mikrobielle aktivitet i AC-filtre medføre en omsætning af BDOC, hvorfor aktiv kulfiltrering alt andet lige reducerer eftervækstpotentialet.
Begrænset mikrobiel vækst
Man skal dog være opmærksom på, at den biologiske vækst kan være begrænset af andre faktorer end mængden af biotilgængeligt kulstof. I nogle systemer kan f.eks. opholdstiden eller vandets fosforindhold tænkes at være begrænsende for den mikrobielle vækst.
Den forringelse af den mikrobielle vandkvalitet, der kan ske som følge af AC-behandling, vil i høj grad kunne ske ude i ledningsnettet for anlæg uden AC-filtre. AC-filtrering giver en mulighed for at overvåge og kontrollere den biologiske vækst.
3.10 Nedbrydning af miljøfremmede stoffer
Da råvandet i dansk vandbehandling som tidligere nævnt overvejende består af grundvand med et lavt indhold af organisk stof, vil man formentlig i den fremtidige vandbehandling primært være interesseret i at fjerne miljøfremmede stoffer.
(Figur - 9 Kb)
Figur 3.7
Effekt af biologisk nedbrydning og tilstedeværelse af ikke adsorberbare stoffer (Snoeyink, 1990). MTZ er mass transfer zonen.
Som beskrevet i kapitel 2 kan aktiv kul adsorbere en lang række organiske miljøfremmede stoffer. Nogle af disse stoffer kan nedbrydes og omsættes af mikroorganismer i AC-filtre.
Biologisk omsætning og filterlevetid
Den biologiske omsætning betyder en generelt øget levetid for filtret, idet bakterierne omsætter stof, der ellers ville være adsorberet. Betydningen af den biologiske nedbrydning for stofgennembrud er sammenfattet på figur 3.7. Som det ses af figuren, vil der ved mikrobiel omsætning fortsat fjernes stof, selv efter kolonnen er mættet med adsorberbare forbindelser.
Bioregenerering
Det har været foreslået, at der kan ske en vis bioregenerering i aktiv kulfiltre, dvs. en biologisk fjemelse af organiske stoffer, der er adsorberet til kullene. Processen kunne forløbe ved:
- Bakterierne kan direkte eller vha. af exoenzymer nedbryde de adsorberede substrater.
- Desorption af substrat, hvilket kun vil kunne ske, hvis den mikrobielle aktivitet er høj nok til at sænke substratkoncentrationen i grænselaget ved kullenes overflade.
I litteraturen er bioregenerering blevet observeret på GAC, hvor toluen (Shi et.al., 1995), phenol og paranitrophenol (Speitel, Jr. & DiGiano, 1987) var adsorberet. Man kan dog ikke umiddelbart forudsige, i hvilket omfang bioregenerering vil ske i praksis, da omfanget af bioregenereringen vil afhænge af en lang række parametre bl.a. biomassens sammensætning og mængden/biotilgængeligheden af det adsorberede substrat. Bioregenerering er et meget komplekst område, der afgjort kræver nøjere undersøgelser.
Nedbrydning af miljø fremmedestoffer
Der er kun foretaget få undersøgelser af bionedbrydning af miljøfremmede stoffer i vandværksfiltre. Tabel 3.6 giver en oversigt over nogle af de undersøgelser af biologisk nedbrydning, der er foretaget.
Tabel 3.6
Udvalgte aromatiske forbindelser, der nedbrydes aerobt i sandfilter.
|
Aromat |
Indløbskonc. |
Udløbskonc. |
Reference |
|
Benzen
|
12-35
|
0,1-1,6
|
1),2)
|
1) Engelsen et al. (1997).
2) Nielsen & Arvin (1996).
Desuden har Czekalla & Wichmann (1994) i sandfiltre observeret nedbrydning af en lang række stoffer bl.a. forskellige naftalener, phenoler, chlorbenzol og chlorphenol.
Selvom det specifikke stof ikke nedbrydes i nævneværdig grad, kan biologisk nedbrydning alligevel have betydning for kullenes adsorptionskapacitet, idet der kan nedbrydes stoffer, der konkurrerer om de samme adsorptionssites.
Metabolitter
Nogle miljøfremmede organiske stoffer vil ikke blive fuldstændigt nedbrudt til kuldioxid, vand og uorganiske salte. Ved nedbrydningen kan et givet stof omdannes til et andet stof med andre kemiske egenskaber. Således kan nedbrydning bl.a. ændre stoffets mobilitet, toksicitet og nedbrydelighed. Teoretisk kan dette medføre, at et stof, der let adsorberes til aktiv kul, mikrobielt omdannes til mindre adsorberbart stof, der hurtigere kan gennembryde filtret. Dette er observeret i GAC-filtre i Frankrig for atrazin (Prados, personlig kommunikation, 1997). Man bør ved design af AC-filtre være opmærksom på dannelse af nedbrydningsprodukter. Den viden, der findes inden for dannelse af nedbrydningsprodukter ved biologisk nedbrydning i AC-filtre, befinder sig dog i høj grad på det spekulative plan.
Måling af milljøfremmede stoffer
Miljøfremmede stoffer i drikkevand måles normalt ved gaskromatografi (GC). GC-måling retter sig direkte mod enkeltstoffer. Det betyder altså, at man let overser stoffer, som man ikke specifikt leder efter. Biologisk nedbrydning kan derfor være et problem, da man ved GC-måling i nogle tilfælde kun vil observere, at moderstoffet forsvinder, men ikke at der dannes nedbrydningsprodukter.
En række af de miljøfremmede organiske stoffer, man i dag finder i grundvandet, er nedbrydningsprodukter af pesticider. Det drejer sig bl.a. om desisopropyl-atrazin og hydroxy-atrazin, der er nedbrydningsprodukter af atrazin, og BAM, der er et nedbrydningsprodukt af 2,6-dichlorbenil.
3.11 Regulering af biomasse i aktiv kulfiltre
Som tidligere nævnt giver biomassen i aktiv kul nogle umiddelbare fordele, da mikroorganismerne i et vist omfang kan omsætte stof, der er uønsket i ledningsnettet og hos forbrugerne, samtidig med at kullenes levetid forøges.
Baggrund for regulering af biomasse
Det kan dog være nødvendigt at regulere biomassen i AC-filtret, f.eks. hvis tryktabet over filtret øges kraftigt som følge af tilstopning med biomasse, eller hvis potentielt patogene organismer er blevet introduceret i filtret. Desinfektion kan skabe ustabile forhold i filtrets biomasse, hvilket kan resultere i øget kimtal i filterudløbet. Desuden vil en reduktion i bakterietallet på kullene kunne medføre, at der produceres vand med et øget eftervækstpotentiale, hvorved bakterievækst problemet flyttes fra selve filtret ud til ledningsnettet.
Returskylninger
Returskylning af AC-filtre synes kun at have en ringe effekt på biomassen (Miltner et al., 1995). Men returskylninger vil normalt kunne løse problemer med mikrobiel tilstopning af filtrene.
Kloring Af AC-filtrer
Hvis AC-filtret er inficeret med patogene eller potentielt patogene mikroorganismer, skal filtret desinficeres f.eks. ved at klore filtret. Det skal dog bemærkes, at fasthæftede bakterier har en betydelig højere tolerance over for kloring end fritlevende bakterier, se figur 3.8 (LeChevallier et al., 1984).
(Figur - 5 Kb)
Figur 3.8
Overlevelse af naturligt forekommende bakterier i et GAC filter udsat for 2,0 mg frit klor/L i en time (koncentrationen af frit klor efter en time var 1,7 mg/L) (LeChevallier et al., 1984).
Tilsvarende observerede Le Chevallier et al. (1992) kun ringe hæmning af den bakterielle vækst ved vedvarende kloring.
Ved at benytte returskyllevand med klor kan man i et vist omfang reducere biomassen på kullene (Miltner et al., 1995; DiGiano et al., 1990). Dog langt fra nok til, at denne metode er tilstrækkelig til desinfektion af AC-filtre, der er inficeret med potentielt patogene organismer.
Desinfektion af AC-filtre
Patogene organismer kan fjernes fra AC-filtre med kraftige desinfektionsmidler (f.eks. en 5% NAOH opløsning) over en længere periode (f.eks. et døgn), hvor filtrene er ude af drift (T. Selchau, personlig kommunikation, 1997). Efter en sådan desinfektion skal filtret skylles grundigt igennem for at sikre, at alt desinfektionsmidlet er fjernet.
Nye kul
I forbindelse med kuludskiftning er det kun nødvendigt at desinficere kullene inden de tages i brug, hvis der er mistanke om, at kullene er forurenet med patogene organismer under transporten eller i forbindelse med udskiftningen. Under normale omstændigheder er det ikke nødvendigt at desinficere kullene inden de tages i anvendelse (F. Zwicky, personlig kommunikation, 1997)
UV-behandling
UV-behandling af udløbsvandet fra et AC-filter vil reducere kimtallet i vandet, men muligvis øge eftervækstpotentialet. Kruithof et al. (1992) fandt en stigning i AOC indholdet op til 60% efter UV-behandling, men det skal dog nævnes at undersøgelserne blev udført på vand med et meget lavt AOC indhold (1,6-4,4 g ac-C/L).
UV-behandling bør derfor primært anvendes som en sikkerhed mod introduktion af potentielt patogene organismer i ledningsnettet (f.eks. under indkøring af filtret) og ikke som et middel til at reducere det generelle bakterieantal.
Begrænsning af næringsstoffer
Hvis man ønsker at begrænse den mikrobielle omsætning, kan man begrænse tilførslen af næringsstof, f.eks. kan man udelade præozonering samt så vidt muligt fjerne
3.12 Kulpartikler
GAC filtre kan frigive små kulpartikler til det filtrerede vand (Stringfellow et al., 1993; Di Giano et al., 1990; Camper et al., 1987). Partiklerne kan være koloniserede af heterotrofe bakterier (Morin & Camper, 1997; Pernitsky et al., 1997; Stringfellow et al., 1993; DiGiano et al., 1990; Stewart et al., 1990; Camper et al., 1987; Camper et al., 1986), og i enkelte tilfælde også af coliforme bakterier (Stewart et al., 1990; Camper et al., 1986). Frigivelsen af partikler synes at være uafhængig af filterets alder, men øges med filterdybden og filterhastigheden (Camper et al., 1987). Desuden er frigivelsen af kulpartikler væsentligt højere umiddelbart efter returskylning (Pernitsky et al., 1997).
Tabel 3.7
Typisk frigivelse af kulpartikler fra GAC filtre (pilotanlæg).
|
Partikler frigivet
|
Kultype |
Reference |
|
9-14* |
Ikke opgivet
|
Stringfellow et al. (1993)
|
*Indledende PAC tilsætning og sedimentation.
Kulpartikler og desinfektion
Det har været fremført, at kulpartikler kunne beskytte bakterierne mod desinfektion, ligesom det er tilfældet i selve filtret. I en række undersøgelser (Morin & Camper, 1997; Pemitsky et al., 1997; Stringfellow et al 1993) er der dog ikke konstateret vanskeligheder med klordesinfektion af bakterier associeret til kulpartikler, ved de partikelkoncentrationer man vil forvente at møde ved GAC filtrering, se tabel 3.7. Der kan derimod opstå et problem i forhold til drikkevandsovervågning, da konventionelle analyser som tidligere nævnt vil underestimere kimtallet pga. tilstedeværelsen af partikelassocierede bakterier i prøven (Camper et al., 1986).
4 Danske erfaringer
4.1 Danske anlæg
Danske erfaringer med vandbehandlingsanlæg med aktiv kul er afdækket ved henvendelse til ejerne af de væsentligste danske anlæg.
Spørgeskemaer
Der er i første omgang sendt spørgeskemaer til anlægsejerne med henblik på indhentning af oplysninger om anlægsopbygninger, råvandskvaliteter, omkostninger ved anlæg og drift m.m. Efterfølgende er spørgeskemaerne fulgt op med direkte henvendelser til anlægsejerne med henblik på drøftelse af informationerne fra skemaerne samt indhentning af supplerende oplysninger.
Danske anlæg
Tabel 4.1
Danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Ejere |
Anvendelse |
|
Cheminova-grunden |
Københavns Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Knapholm |
Københavns Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Rødovrevej 241 |
Københavns Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Skrydstrup |
Sønderjyllands Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Jørlunde |
Frederiksborg Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Allerød |
Frederiksborg Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Hårlev/Veng |
Storstrøms Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Næstved Station |
DSB / Banestyrelsen |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Ringkøbing/Cheminova |
Ringkøbing Amt |
Rensning af afværgepumpet, forurenet grundvand |
|
Frederiksberg |
Frederiksberg Kommune |
Rensning af grundvand til drikkevandsformål |
|
Hvidovre |
Hvidovre Kommune |
Rensning af grundvand til drikkevandsformål |
|
Breum |
Viborg Amt |
Rensning af grundvand til drikkevandsformål |
|
Sjælsø |
Gentofte Kommune |
Rensning af overfladevand til drikkevandsformål |
Supplerende oplysninger
De indhentede supplerende oplysninger har primært været i form af data om indhold af forurenende stoffer i tilløb til og fraløb fra anlæggene og heraf resulterende rensningseffektivitet ved filtreringen gennem aktiv kul.
Anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen
I tabel 4.1 er der givet en oversigt over de danske kulfilteranlæg, som har været omfattet af erfaringsopsamlingen (se også appendiks 3). Det bemærkes, at listen over anlæg ikke er udtømmende for anvendelsen af anlæg med aktiv kulfiltrering i Danmark. Eksempelvis omfatter listen ikke mindre kulfilteranlæg anvendt til f.eks. rensning af forurenet vand fra grundvandssænkninger ved bygge- og anlægsopgaver. Det er dog tilstræbt, at erfaringsopsamlingen omfatter de i denne sammenhæng mest betydelige og relevante anlæg med aktiv kulfiltrering.
Som det fremgår af tabel 4.1, foreligger der i dag erfaringer fra 4 danske anlæg, hvor filtre med aktiv kul anvendes eller er anvendt til behandling af vand til drikkevandsformål. De øvrige 9 anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen er anlæg, hvor filtre med aktiv kul anvendes eller er anvendt til rensning af forurenet grundvand fra afværgepumpninger f.eks. ved afværgeforanstaltninger på affaldsdepoter jf. affaldsdepotloven.
4.2 Behandlede stoffer på danske anlæg
I tabel 4.2 er der givet en oversigt over de forurenende stoffer, som behandles ved aktiv kulfiltrering på hvert af de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen.
Behandlede forurenende stoffer
Tabel 4.2
Behandlede stoffer på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Igangsat |
Afsluttet |
Stoffer |
|
Cheminova-grunden |
1987 |
|
Chlorerede alifater, alkylphosphater m.m. |
|
Knapholm |
1995 |
Chlorerede alifater |
|
|
Rødovrevej 241 |
1995 |
Pesticider herunder mechlorprop og dichlorprop |
|
|
Skrydstrup |
1988 |
1993 |
Chloralkylphosphater |
|
Jørlunde |
1996 |
Diisopropylether, dioxan m.m. |
|
|
Allerød |
1997 |
Chlorerede alifater |
|
|
Hårlev/Veng |
1997 |
Chlorerede alifater |
|
|
Næstved Station |
1992 |
1995 |
Acrylonitril |
|
Ringkøbing/Cheminova |
1990 |
Phenoler, pesticider m.m. |
|
|
Frederiksberg |
1994 |
Chlorerede alifater |
|
|
Hvidovre |
1996 |
|
|
|
Breum |
1995 |
1996 |
|
|
Sjælsø |
1968 |
Lugt, smag og indhold af organisk stof |
I tabel 4.2 er der endvidere anført anlæggenes igangsætningsår samt eventuelt år for driftsafslutning.
Som det fremgår af tabel 4.2, foreligger der danske erfaringer for behandling med aktiv kul af vand forurenet med en række forskellige stoffer, som er uønskede f.eks. i vand til drikkevandsformål.
Generelle indhold
Det fremhæves, at indholdene af forurenende stoffer i indløbene til anlæggene anvendt til behandling af vand til drikkevandsformål er lave (af størrelsesorden 0,1-1 µg/l). På afværgeanlæggene derimod behandles der afværgepumpet vand med høje indhold af forurenende stoffer (af størrelsesorden 10-1.000 µg/l og for et enkelt anlæg 12,5 mg/l).
4.3 Anlægsopbygninger
I tabel 4.3 er der givet en oversigt over opbygningen af hvert af de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen.
Anlægs opbygninger
Tabel 4.3
Opbygning af danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Princip for aktiv kulfiltrering |
Forbehandling |
Efterbehandling |
|
|
Cheminova-grunden |
3 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Knapholm |
2 parallelle strenge m. |
X |
X |
|
|
Rødovrevej 241 |
2 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Skrydstrup |
3 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Jørlunde |
2 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Allerød |
2 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Hårlev/Veng |
2 serie forbundne filtre |
X |
X |
|
|
Næstved Station |
2 serie forbundne filtre |
Kun strømpefilter |
||
|
Ringkøbing/Cheminova |
2 serie forbundne filtre |
Kun strømpefilter |
||
|
Frederiksberg |
2 parallelle filtre |
X |
X |
UV |
|
Hvidovre |
2 parallelle filtre |
X |
X |
UV |
|
Breum |
2 parallelle filtre |
X |
X |
UV |
|
Sjælsø |
4 parallelle filtre |
(X) |
X |
Monokloramin |
Afværgeanlæg
Som det fremgår af tabel 4.3, er anlæggene til rensning af forurenet vand fra afværgepumpninger alle opbygget med serielt forbundne filtre med aktiv kul. Der anvendes her typisk 2 til 3 filtre med aktiv kul i serie.
Anlæg til drikkevand
I modsætning til afværgeanlæggene er alle de danske kulfilteranlæg anvendt til behandling af vand til drikkevandsformål opbygget med parallelle kulfiltre. Frederiksberg, Hvidovre og Breum anlæggene er alle opbygget med 2 parallelle kulfiltre, mens der på Sjælsø anlægget er 4 parallelle kulfiltre.
Anlægsprincipper
(Figur - 8 Kb)
Figur 4.1
Principper for opbygning af anlæg med serielt forbundne henholdsvis parallelt opstillede kulfiltre.
Principperne for anlæg med serielt forbundne henholdsvis parallelt opstillede kulfiltre er skitseret på figur 4.1. Af skitsen fremgår det, at anlæg med parallelt opstillede kulfiltre har større kapacitet til at behandle vand (målt f.eks. i
Serielt forbundne filtre
Ved anvendelse af serielt forbundne filtre vil der yderligere være en større sikkerhed mod filtergennembrud på det bagerste filter, idet filtergennembrud typisk moniteres på det foranstående filter, og der dermed i god tid kan skiftes aktiv kul i dette filter. Filtrenes rækkefølge ændres herefter, så filtret med de nyeste aktiv kul altid er bagerste filter.
Parallelle filtre
Det kan umiddelbart virke overraskende, at netop anlæggene til behandling af vand til drikkevandsformål jf. tabel 4.3 er opbygget med parallelle filtre. Forholdet bunder i de lavere anlægsomkostninger ved anlæg med parallelle filtre. De lavere anlægsomkostninger opvejer de højere drifts omkostninger forårsaget af hyppigere kulskifte. Ved anlæggene med parallelle filtre kompenseres der for den lavere sikkerhed ved monitering af gennembrud på vandprøver udtaget fra prøvetagningshaner placeret oppe på filtrene, så gennembrud i princippet kan følges ned gennem filtrene.
Forbehandling
Det ses af tabel 4.3, at hovedparten af anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen er opbygget med beluftning og forfiltrering til fjernelse af jern og mangan fra vandet forud for filtreringen gennem aktiv kul. Beluftning og filtrering er for disse anlæg opbygget efter traditionelle principper kendt fra almindelige vandværks anlæg. For anlæggene med traditionel forbehandling ved beluftning og forfiltrering til fjernelse af jern og mangan antages metan, svovlbrinte og ammonium generelt også at blive fjernet under forbehandlingen inden kulfiltreringen.
For de 2 anlæg, som ikke er udstyret med en traditionel forbehandling, filtreres vandet gennem strømpefiltre forud for filtreringen gennem aktiv kul. Formålet hermed er at opfange og tilbageholde større partikler i vandet, så de ikke tilledes kulfiltrene.
Efterbehandling
Af tabel 4.3 ses det endvidere, at de 4 danske anlæg, hvor filtre med aktiv kul anvendes til behandling af vand til drikkevandsformål, er udstyret med efterbehandlingsanlæg til desinfektion af det filtrerede vand forud for distribuering af vandet til forsyningsnettet. Efterbehandlingen foretages på 3 af anlæggene ved UV-bestråling og for det 4. anlæg ved tilsætning af monokloramin.
4.4 Anlægskapaciteter
I tabel 4.4 er der givet en oversigt over behandlingskapaciteterne for de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen. I tabellen er mængde og volumen af aktiv kul i de enkelte anlægs filtre endvidere angivet.
Som det fremgår af tabel 4.4, omfatter erfaringsopsamlingen anlæg med meget varierende størrelser og behandlingskapaciteter.
Forholdet mellem kulfiltrenes størrelser og behandlingskapaciteter kan udtrykkes ved filtrenes hydrauliske opholdstider
Anlægs kapaciteter
Tabel 4.4
Behandlingskapaciteter på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Kapacitet |
Reelt behandlet |
Mængde kul |
Filtervolumen |
|
Cheminova-grunden |
20 |
17 |
2,8 |
7 |
|
Knapholm |
100 |
83 |
3,0 |
7 |
|
Rødovrevej 241 |
4,5 |
2,5 |
0,065 |
0,15 |
|
Skrydstrup |
40 |
36 |
4,3 |
10 |
|
Jørlunde |
25-30 |
15 |
4,2 |
10 |
|
Allerød |
30 |
10-15 |
4,2 |
10 |
|
Hårlev/Veng |
6 |
5 |
1,7 |
3,4 |
|
|
6,6-14 |
0,8 |
0,9 |
2,2 |
|
Ringkøbing/Cheminova |
3-4 |
0,9 |
2,1 |
|
|
Frederiksberg |
500 |
230 |
16 |
40 |
|
Hvidovre |
150 |
90 |
6,3 |
15 |
|
Breum |
28 |
22 |
0,9 |
2,2 |
|
Sjælsø |
800 |
270 |
12,5 |
30 |
Oprindeligt var der opstillet et anlæg med mindre filtre med 0,45 tons aktivt kul pr. filter.
Hydrauliske opholdstider og filterhastigheder
Tabel 4.5
Hydrauliske opholdstider (Th) og filterhastigheder for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Filterareal |
Hydraulisk opholdstid |
Filterhastighed ved |
|
Cheminova-grunden |
5,7 |
59 |
3,5 |
|
Knapholm |
|
8 |
|
|
Rødovrevej 241 |
|
4 |
|
|
Skrydstrup |
6,2 |
46 |
6,5 |
|
Jørlunde |
4,2 |
40 |
7,2 |
|
Allerød |
4,2 |
40 |
7,2 |
|
Hårlev/Veng |
0,9 |
68 |
6,6 |
|
Næstved Station |
1,8 |
19 |
7,8 |
|
Ringkøbing/Cheminova |
|
64 |
|
|
Frederiksberg |
12,5 |
10 |
20 |
|
Hvidovre |
4,6 |
12 |
16 |
|
Breum |
1,8 |
9 |
7,9 |
|
Sjælsø |
12,5 |
9 |
16 |
For anlæggene med parallelle filtre er hydraulisk opholdstid beregnet for hvert filter.
De beregnede værdier af disse parametre for kulfiltrene i anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen er angivet i tabel 4.5. Det fremgår af tabellen, at filtrenes hydrauliske opholdstider henholdsvis filterhastighederne i filtrene varierer en del for de enkelte anlæg.
Typiske værdier
Typiske værdier for hydraulisk opholdstid ved fuld udnyttelse af de enkelte filtres behandlingskapacitet (jf. tabel 4.4) ligger dog på omkring 40 minutter for de 9 afværgeanlæg, som generelt behandler relativt kraftigt forurenet vand, og 10 minutter for de 4 drikkevandsanlæg, som generelt behandler svagt forurenet vand. Typiske værdier for filterhastighederne i filtrene ved fuld udnyttelse af de enkelte filtres behandlingskapacitet ligger på omkring 7-10 m/time.
Det bemærkes, at anlæggene jf. tabel 4.4 typisk ikke drives ved fuld udnyttelse af de enkelte filtres behandlingskapacitet. De reelle værdier for de hydrauliske opholdstider er dermed højere end værdierne anført i tabel 4.5. Tilsvarende er de reelle værdier for filterhastighederne i filtrene lavere end værdierne anført i tabel 4.5.
Det fremgår af tabel 4.5, at 3 af de anlæg, som anvendes til behandling af vand til drikkevand har de højeste filterhastigheder ved fuld kapacitets udnyttelse. Dette virker umiddelbart overraskende, idet relativt højere filterhastigheder vil forårsage mere flade forløb af kurverne for stofgennembrud på filtrene (langsomt stigende koncentrationer i udløb over tid i stedet for skarpt afgrænsede gennembrud indenfor kort tid). Dette skyldes, at der er dårligere tid til indstilling af ligevægt i filtrene ved højere filterhastigheder, samt at stofdispersionen i filtrene stiger med stigende filterhastigheder. Det bemærkes dog jf. tabel 4.4, at de pågældende 3 anlæg reelt kun behandler ca. halvdelen af den vandmængde, som de har kapacitet til, hvorfor de reelle filterhastigheder er lavere end værdierne anført i tabel 4.5.
4.5 Anvendte kultyper og returskylning
Anvendte kultyper
I tabel 4.6 er der givet en oversigt over anvendte typer af aktiv kul i de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen. Som det fremgår, anvendes Filtrasorb F400 fra Chemviron ret hyppigt på de danske kulfilteranlæg.
Returskylning
I tabel 4.6 er der endvidere angivet forhold vedrørende returskylning af kulfiltrene for de enkelte anlæg. Som det fremgår af tabellen, foretages der kun returskylning på ca. halvdelen af kulfilteranlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen. Også frekvensen eller antallet af dage mellem returskylningerne varierer betydeligt mellem de enkelte anlæg.
Der returskylles kun med vand. De varierende forhold vedrørende returskylning af kulfiltrene på anlæggene synes i øvrigt ikke umiddelbart betinget af vandkvaliteten for det vand, som behandles på de pågældende anlæg (f.eks. vandets hårdhed eller indhold af jern og mangan).
Anvendte kultyper og returskylning
Tabel 4.6
Anvendte kultyper og returskylning for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Kultype |
Returskylning |
Frekvens |
|
Cheminova-grunden |
Filtrasorb |
x |
30 dage |
|
Knapholm |
Filtrasorb |
x |
ca. 10 dage |
|
Rødovrevej 241 |
|
||
|
Skrydstrup |
Filtrasorb |
Mulig |
|
|
Jørlunde |
Filtrasorb |
x |
30 dage |
|
Allerød |
Filtrasorb |
Mulig |
|
|
Hårlev/Veng |
|
||
|
Næstved Station |
Filtrasorb |
||
|
Ringkøbing/Cheminova |
Filtrasorb |
x |
30 dage |
|
Frederiksberg |
Filtrasorb |
Mulig |
|
|
Hvidovre |
Filtrasorb |
x |
180 dage |
|
Breum |
Filtrasorb |
||
|
Sjælsø |
Filtrasorb |
x |
ca. 30 dage |
*) Leveres af Chemviron.
**) Der er antageligt senere skiftet til Filtrasorb F400.
***) Leveres af Lurgi Aktivkohle.
****) Oprindeligt er der anvendt Hydraffin kul fra Lurgi.
Det bemærkes også, at skyllefrekvenserne generelt ikke er defineret ud fra stigninger i tryktabet over kulfiltrene eller tilsvarende, men snarere anvendes som en fast, forud defineret frekvens. For nogle af anlæggene returskylles der også for at undgå sammenkitning af kullene og dermed vanskeligheder ved senere udskiftning af kullene i filtrene.
4.6 Rensningseffektivitet
Driftsdata
Under erfaringsopsamlingen er der også indhentet driftsdata for de enkelte anlæg omfattet af opsamlingen. Dataene omfatter stofkoncentrationer i tilløb til og fraløb fra anlæggenes kulfiltre. For de enkelte anlæg er der bearbejdet data for de stoffer, som er mest kritiske i forhold til kulfiltreringen, og som dermed er bestemmende for kulforbruget på de enkelte anlæg.
På baggrund af stofkoncentrationerne i til- og fraløb er der overslagsmæssigt beregnet stofspecifikke rensningseffektiviteter præsteret af de enkelte kulfilteranlæg.
Rensningseffektiviteter
Tabel 4.7
Overslag over stofspecifikke rensningseffektiviteter præsteret af de danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Stof |
Rensningseffektivitet i % |
|
Cheminova-grunden |
Chlorerede alifater
|
|
|
Knapholm |
Chlorerede alifater |
|
|
Rødovrevej 241 |
Mechlorprop
|
> 98
|
|
Skrydstrup |
Tri-chlorethyl-phosphat
|
> 99,5
|
|
Jørlunde |
Diisopropylether
|
> 99,9
|
|
Allerød |
1,1,1-trichlorethan
|
> 99
|
|
Hårlev/Veng |
Chlorerede alifater |
|
|
Næstved Station |
Acrylonitril |
> 99 |
|
Ringkøbing/Cheminova |
Sum af phenoler |
> 99 |
|
Frederiksberg |
Trichlorethylen |
> 99 |
|
Hvidovre |
|
> 99 |
|
Breum |
BAM |
> 99 |
|
Sjælsø |
|
|
*) MangIende data for stofindhold.
**) Data fra langvarigt forsøg på pilotanlæg.
***) 2.6-diklorbenzamid.
****) Total organisk kulstof indhold.
Overslagene over rensningseffektiviteter på de enkelte kulfilteranlæg er anført i tabel 4.7. Overslagene i tabellen skal opfattes som generelle. For visse af anlæggene kan der i kortere perioder have været stofgennembrud på filtrene, således at anlæggene i disse perioder har haft en mindre rensningseffektivitet end angivet i tabel 4.7.
Det bemærkes endvidere, at rensningseffektiviteten for et anlæg selvsagt afhænger af den hyppighed, hvormed der skiftes kul på anlægget, og dermed af anlæggets kulforbrug. De enkelte anlægs kulforbrug er omtalt nærmere nedenfor i afsnit 4.8. Disse kulforbrug ligger til grund for estimaterne af rensningseffektiviteter i tabel 4.7.
Som det fremgår af tabel 4.7, behandles der som tidligere nævnt en række forskellige forurenende stoffer på de danske kulfilteranlæg omfattet af erfaringsopsamlingen.
De opnåede rensningseffektiviteter for de enkelte stoffer må generelt betegnes som høje. Som det fremgår, er let vandopløselige stoffer som f.eks. 1,4-dioxan dog vanskelige at behandle ved aktiv kulfiltrering.
Fjernelse af TOC på Sjælsø Vandværk
For Sjælsø Vandværk bemærkes det specifikt, at den anførte rensningseffektivitet for TOC er opnået i en længere driftsperiode (>1 år) med stabilt forhold mellem indholdet af TOC i henholdsvis tilløb til og fraløb fra to kulfilterkolonner anvendt ved et langvarigt pilotskala forsøg med aktiv kulfiltrering af ozon behandlet overfladevand (Beck, 1983). Denne driftsperiode efterfulgte en periode på ca. 5 måneder, hvor TOC indholdet i tilløbet til kulfilterkolonnerne var nogenlunde konstant, mens TOC indholdet i fraløbet fra kulfilterkolonnerne steg. Der var således indledningsvist en væsentlig tilbageholdelse (adsorption) af TOC i kulfilterkolonnerne. Kulfiltreringen på Sjælsø Vandværk foretages ikke primært med henblik på adsorption af organiske stoffer, men især for at opnå en biologisk omsætning af de nedbrydelige organiske stoffer i kulfiltrene.
4.7 Gennembrudskurver
Estimaterne af rensningseffektiviteter for de enkelte anlæg omtalt oven for i afsnit 4.6 er baseret på generaliserede forhold for stofindhold målt i henholdsvis tilløb til og fraløb fra anlæggene. Stofindholdene i fraløbene fra anlæggenes enkelte aktiv kulfiltre varierer dog selvsagt i afhængighed af stofgennembrudene på filtrene. Stofgennembrudene forløber med S-formede gennembrudskurver.
Stofindhold i fraløb
Koncentrationen af miljøfremmede stoffer i renset vand fra kulfilteranlæggene har dog generelt ligget under detektionsgrænsen for analysemetoden for de pågældende stoffer. Dette opnås ved hensigtsmæssig drift af kulfilteranlæggene f.eks. ved:
| Drift af anlæg med kulfiltre i serie, hvor stofgennembrud følges på filtrene, så kullet kan skiftes i det forreste filter, før der sker stofgennembrud på det bagerste filter. |
| Drift af anlæg med parallelle kulfiltre, hvor stofgennembrud følges flere steder ned gennem filtrene, så kullet i filtrene kan skiftes før stofgennembrud i bunden af filtret. |
I figur 4.2 er der givet eksempler på kurver for stofgennembrud på aktiv kulfiltre ved henholdsvis Skrydstrup og Næstved Station.
Kurver for stofgennembrud
(Figur - 14 Kb)
Figur 4.2
Eksempler på kurver for stofgennembrud på kulfiltre i anlæggene ved henholdsvis Skrydstrup og Næstved Station.
Skrydstrup
Skrydstrup anlægget blev drevet med 3 serielt forbundne kulfiltre. På figur 4.2 er stofgennembrudene på anlæggets kulfiltre illustreret. Som det fremgår af figuren, giver en drift og moniteringsfrekvens, som anvendt ved Skrydstrup anlægget, et godt grundlag for beslutninger om udskiftning af kul i filtrene.
I det aktuelle tilfælde blev der truffet beslutning om udskiftning af kul i de 2 forreste af de i alt 3 kulfiltre ved fuldt stofgennembrud på de 2 forreste filtre (kulfilter 1 og 2) og begyndende gennembrud på det bagerste filter (kulfilter 3). Herefter blev tilledningen af vand til filtrene ændret, så vandet efterfølgende tilledtes til kulfilter 3 og herefter passerede kulfilter 1 og 2. Herved blev der opnået en optimal udnyttelse af kullenes adsorptionskapacitet for alle filtrene.
Næstved Station
Kulfilteranlægget på Næstved Station blev drevet med 2 serielt forbundne kulfiltre. På anlægget blev det tilledte vand renset for indhold af acrylonitril, som har en relativt stor opløselighed i vand og dermed er vanskeligere at rense med aktiv kul end f.eks. tri-chlorethyl-phosphat renset i Skrydstrup anlægget. Rensningen for acrylonitril blev ved anlægget på Næstved Station håndteret ved høj moniteringsfrekvens og hyppige udskiftninger af det aktive kul i filtrene.
Som det fremgår af figur 4.2, havde det tilledte vand meget høje indhold af acrylonitril i anlæggets første halve driftsår. Der anvendtes i starten små kulfiltre, som blev skiftet meget hyppigt. Senere stabiliseredes indholdet af acrylonitril i det tilledte vand, og der blev herefter anvendt større kulfiltre med mindre hyppige kulskifter til følge. På trods af de svingende indhold af acrylonitril i det tilledte vand og stoffets relativt store opløselighed i vand kunne anlægget med den anvendte drift og moniteringsfrekvens drives, så der kun i ganske få tilfælde blev påvist mindre indhold af acrylonitril i det rensede vand afledt fra anlægget.
Simulering af gennembrudskurver
De typiske S-formede kurver for stofgennembrud på aktiv kulfiltre (som også illustreret på figur 4.2) kan simuleres med adsorptionsmodeller. Et eksempel herpå er givet i figur 4.3 for kulfilteranlægget ved Allerød. Stofgennembrud er i det aktuelle eksempel simuleret ved sorptionsligningen anført i boks 4.1.
Som det fremgår af eksemplet i figur 4.3, er det muligt forlods at estimere stofgennembrud på aktiv kulfiltre. Sådanne estimater af stofgennembrud kan danne grundlag for såvel dimensionering af aktive kulfiltre som opstilling af moniteringsprogrammer og valg af moniteringsfrekvenser. Estimaterne kan efterfølgende forbedres ud fra aktuelt opnåede driftsdata, hvorefter moniteringsprogrammer og -frekvenser kan revurderes.
Simulerede stofgennembrud
(Figur - 9 Kb)
Figur 4.3
Eksempel på simulering af S-formede kurver for stofgennembrud på kulfiltrene i anlægget ved Allerød.
(Boks - 10 Kb)
Boks 4.1
Sorptionsligning
Sorptionsligning anvendt til simulering af stofgennembrud på kulfiltre jf. f.eks. figur 4.3 (Genuchten & Alves, 1982).
4.8 Kulforbrug
Rensningseffektiviteterne for anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen hænger som omtalt ovenfor i afsnit 4.6 nøje sammen med udskiftningen af kul og dermed kulforbruget for de enkelte anlæg.
Kulforbrug og behandlede vandmængder
Tabel 4.8
Kulforbrug og behandlede vandmængder på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Behandlet |
Kulforbrug |
Kulforbrug |
Behandlet |
|
Cheminova-grunden |
17 |
2,8 |
0,019 |
53 |
|
Knapholm |
83 |
6,0 |
0,008 |
121 |
|
Rødovrevej 241 |
2,5 |
0,13 |
0,006 |
168 |
|
Skrydstrup |
36 |
2,7 |
0,009 |
117 |
|
Jørlunde |
15 |
8,4 |
0,064 |
16 |
|
Allerød |
10-15 |
|
0,055 |
18 |
|
Hårlev/Veng |
5 |
6,8 |
0,16 |
6,4 |
|
Næstved Station |
0,8 |
3,9 |
0,53 |
1,9 |
|
Ringkøbing/Cheminova |
3-4 |
1,8 |
0,059 |
17 |
|
Frederiksberg |
230 |
|
0,0020 |
504 |
|
Hvidovre |
90 |
|
0,0023 |
438 |
|
Breum |
22 |
<1,8 |
<0,0093 |
>107 |
|
Sjælsø |
270 |
8,0 |
0,0034 |
296 |
I tabel 4.8 er der givet en oversigt over anlæggenes kulforbrug relateret til de tilknyttede behandlede vandmængder.
Kriterier for stofindhold i renset vand
Kulforbruget påvirkes bl.a. af kriterierne for indhold af forurenende stoffer i renset vand fra det pågældende anlæg. For de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen gælder det dog generelt, at afledt vand er renset ned til ikke påviselige indhold. Varierende kriterier for indhold af forurenende stoffer i renset vand fra anlæggene har således ikke spillet en væsentlig rolle for kulforbrugene anført i tabel 4.8.
Forskelle i kulforbrug
Som det fremgår af tabel 4.8, er der store forskelle på kulforbruget mellem de enkelte anlæg. Forskellene relateres især til de stoffer, som behandles på de enkelte anlæg, men også til indholdene af de pågældende stoffer i vandet, som tilledes kulfiltrene i anlæggene.
Med hensyn til stofindholdene bemærkes det, at disse er lave i råvandet, som behandles på vandværkerne, og høje i vandet, som behandles på afværgeanlæggene.
Forskellene mellem stoffer betinges selvsagt af stoffernes evne til at binde til aktiv kul. Denne evne kan udtrykkes ved stoffernes sorptionsfordelingskoefficient
Den reelle fordeling af stof mellem aktiv kul og vand (sorptionsfordelingskoefficienten), som er opnået ved anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen, kan estimeres ud fra følgende (se boks 4.2):
| Stofmængden tilledt til et aktiv kulfilter bestemt ved ind- og udløbskoncentration af stof samt tilledt vandmængde indenfor et eller flere kulskift |
| Forbruget af aktiv kul i løbet af et eller flere kulskift. |
Fordeling af stof mellem aktiv kul og vand
(Boks - 10 Kb)
Boks 4.2
Estimering af fordeling af stof mellem aktiv kul og vand (sorptionsfordelingskoefficient).
Som det fremgår af boks 4.2, kan værdierne for behandlet vandmængde i tabel 4.8 anvendes som et overslagsmæssigt estimat for den reelt opnåede fordeling af stof mellem aktiv kul og vand (sorptionsfordelingskoefficienten) for de enkelte anlæg.
I tabel 4.9 er disse værdier listet for de enkelte anlæg i forhold til de stoffer, som er bestemmende for kulskifte på anlæggene, samt de gennemsnitlige koncentrationer af disse stoffer i vand tilledt kulfiltrene. Endvidere er der til sammenligning i tabel 4.9 anført kulleverandør- eller litteraturværdier for de enkelte stoffers sorptionsfordelingskoefficienter ved de pågældende vandkoncentrationer.
Tabel 4.9
Reelt opnåede fordelinger af stof mellem aktiv kul og vand for danske anlæg med aktiv kulfiltrering samt leverandør- og litteraturværdier for sorptionsfordelingskoefficienter.
|
Anlæg |
Stof |
Gennemsnitlig |
Reelt opnået |
Leverandør- eller |
|
Cheminova-grunden |
Alkylphosphater |
25 µg/l |
53 |
– |
|
Knapholm |
Trichlorethylen |
Ukendt |
121 |
– |
|
Rødovrevej 241 |
Dichlorprop |
12 µg/l |
168 |
|
|
Skrydstrup |
Chloralkylphosphater |
15-20 µg/l |
117 |
– |
|
Jørlunde |
Diisopropylether |
325 µg/l |
16 |
– |
|
Allerød |
1,1,1-trichlorethan |
290 µg/l |
|
|
|
Hårlev/Veng |
Trichlorethylen |
900 µg/l, |
6,4 |
|
|
Næstved Station |
Acrylonitril |
12,5 mg/l |
1,9 |
|
|
Ringkøbing/Cheminova |
Sum af phenoler |
220 µg/l |
17 |
|
|
Frederiksberg |
Trichlorethylen |
1 µg/l |
|
|
|
Hvidovre |
2,6-diklorbenzamid |
0,3 µg/l |
|
|
|
Breum |
2,6-diklorbenzamid |
0,13 µg/l |
>107 |
|
*)Baseret på forventet kulforbrug.
**)Baseret på leverandørdata.
***)Fundet ved modelsimulering jf. figur 4.3.
****)Baseret på litteraturværdier.
–: Værdier ikke fundet.
Leverandør- og litteraturdata
Værdierne for sorptionsfordelingskoefficienter anført som leverandør- og litteraturværdier i tabel 4.9 er beregnet ud fra data for Freundlich isotermer for de pågældende stoffers fordeling mellem aktiv kul og vand. Disse data er typisk genereret ved adsorptionstests med stofferne opløst i destilleret eller demineraliseret vand.
Sammenstilling
Det er derfor forventeligt, at f.eks. indhold af naturligt forekommende organisk stof i vand vil nedsætte de reelt opnåelige fordelingskoefficienter. Dette synes også generelt at være tilfældet med de reelt opnåede for delingskoefficienter listet i tabel 4.9, selv om det her må bemærkes, at datagrundlaget er spinkelt. Dette betyder, at kulforbruget for et kulfilteranlæg kan blive underestimeret, hvis forbruget alene estimeres på basis på leverandør- og litteraturværdier som anført i tabellen.
Estimering af kulforbrug
Som det fremgår af tabel 4.9, er der imidlertid også tilfælde, hvor leverandør- og litteraturværdier umiddelbart giver et godt grundlag for estimering af kulforbrug. Anlæggene ved Allerød og Næstved Station er gode eksempler herpå.
For at forbedre grundlaget for at estimere et anlægs kulforbrug kan der udføres adsorptionstests f.eks. hos den påtænkte kulleverandør. Testene udføres med det pågældende forurenede vand, som skal behandles, jf. f.eks. testene beskrevet i afsnit 2.3.2.
Efter etablering af et kulfilteranlæg er det endvidere relevant at tilvejebringe et forbedret grundlag for estimering af kulforbrug ved i starten af driften at gennemføre analyser af henholdsvis vand tilledt kulfiltrene samt vand udtaget f.eks. fra en prøvetagningshane placeret højt oppe i filtret. Prøvetagningsfrekvensen herfor kan fastlægges på baggrund af data fra f.eks. adsorptionstests. Ved prøvetagningerne kan et stofgennembrud i toppen af filtret følges, hvorved der tilvejebringes et godt grundlag for estimering af anlæggets kulforbrug. Sådanne data kan også efterfølgende anvendes til eventuelle modifikationer af program og frekvens for monitering af anlægget.
På denne baggrund kan det undgås, at der gennemføres f.eks. ugentlige prøvetagninger og analyser for stofindhold i renset vand fra anlæg, hvor stofgennembrud reelt først må forventes efter års filterdrift.
4.9 Mikrobiologiske forhold
For kulfilteranlæggene anvendt til rensning af afværgepumpet grundvand er der ikke gennemført målinger af mikrobiologiske parametre. For grundvandsbehandling med aktiv kul foreligger der således kun resultater fra Frederiksberg, Hvidovre og Breum anlæggene, som alle drives med efterbehandling (desinfektion) ved UV-behandling.
Breum anlægget
For Breum anlægget er der kun gennemført systematiske målinger af kimtal i vandprøver udtaget efter UV-behandlingen. Bortset fra en enkelt overskridelse har alle analyser vist en overholdelse af de højst tilladelige værdier for kimtal. Overskridelsen blev tilskrevet en delvist defekt UV lampe.
Frederiksberg anlægget
For Frederiksberg anlægget var der i en periode problemer med høje kimtal i vandet fra kulfiltrene men dog ikke i vandet efter UV-behandlingen. Det er imidlertid ikke givet, at de høje kimtal reelt kunne tilskrives kulfiltreringen, idet kimtallene muligvis skyldtes problemer med uhensigtsmæssigt udførte prøvetagningshaner.
Kulfiltrene på Frederiksberg anlægget blev desinficeret ved tilbageskylning med natriumhydroxyd opløsning. Endvidere blev fejlene med prøvetagningshanerne udbedret. Efterfølgende er der ikke fundet forhøjede kimtal i vandet fra kulfiltrene. UV-behandlingen er dog opretholdt som en ekstra sikkerhed.
Hvidovre anlægget
Også for anlægget i Hvidovre var der indledningsvist problemer med høje kimtal i vandet efter kulfiltreringen. Kravene er dog overholdt efter UV-behandlingen. l figur 4.4 er resultater af målinger af kimtal (21°C) i kulfiltreret vand fra Hvidovre anlægget vist. Figuren viser resultaterne af målinger af vandprøver udtaget før UV-behandlingen.
Kimtal i kulfiltreret vand fra Hvidovre anlægget
(Figur - 6 Kb)
Figur 4.4
Resultater af målinger af kimtal (21°C) i kulfiltreret vand fra Hvidovre anlægget. Resultaterne er fra målinger af vandprøver udtaget før anlæggets UV-behandling.
Som det fremgår af figur 4.4 var der problemer med høje kimtal (21°C) under de første ca. 4 måneders drift af kulfilteranlægget i Hvidovre. Tilsvarende om end ikke nær så langvarige problemer blev også set for kimtal (37°C).
Det bemærkes, at der for Hvidovre anlægget er usikkerhed om, hvorvidt kimtalsproblemerne også delvist kan tilskrives en utilstrækkeligt desinficeret vandledning mellem anlæggets forfiltre og kulfiltrene.
Efter de første ca. 4 måneders drift af Hvidovre anlægget er kimtallene i vandet fra kulfiltrene faldet til niveauer under de højst tilladelige værdier. UV-behandlingen er dog opretholdt som en ekstra sikkerhed.
4.10 Monitering
I tabel 4.10 er der givet en oversigt over moniteringen af de enkelte kulfilteranlæg omfattet af erfaringsopsamlingen. I tabellen er der angivet frekvens og analyseparametre for prøver af vand tilledt til anlæggenes kulfiltre samt af renset vand afledt fra anlæggene.
Det bemærkes, at der på flere af anlæggene yderligere analyseres prøver udtaget f.eks. mellem serielt forbundne kulfiltre eller fra prøvetagningshaner placeret i forskellige niveauer på kulfiltrene. Disse prøvetagninger gennemføres dog sjældent så systematisk som udtagning af prøver af tilløb og fraløb.
Moniteringsprogrammer
Tabel 4.10
Moniteringsprogrammer for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Prøvested |
Frekvens |
Analyseparametre |
|
Cheminova-grunden |
Tilløb |
1 |
pH, Fe, NVOC, AOX, VOX, Org.kem. |
|
Knapholm |
Tilløb |
4 |
|
|
Rødovrevej 241 |
Tilløb |
1 |
Org.kem. |
|
Skrydstrup |
Tilløb |
4 |
Org.kem. |
|
Jørlunde |
Tilløb |
4 |
|
|
Allerød |
Tilløb |
12 |
|
|
Hårlev/Veng |
Tilløb |
4 |
pH, |
|
Næstved Station |
Tilløb |
12 |
Org.kem. |
|
Ringkøbing/Cheminova |
Tilløb |
2 |
Hg, Org.kem. |
|
Frederiksberg |
Tilløb |
4 |
pH, |
|
Hvidovre |
Tilløb |
|
pH, |
|
Breum |
Tilløb |
18 |
Org.kem. |
|
Sjælsø |
Tilløb |
4 |
pH, |
Org.kem.: Forurenende organiske stoffer, som tilledt vand skal renses for jf. tabel 4.2.
Bio.par.: Mikrobiologiske parametre (kimtal).
*) Forslag til fremtidig frekvens.
Moniteringsprogrammerne for anlæggene omfatter typisk også analyser af vand fra boringer og af råvand før forbehandling samt for vandværkernes vedkommende supplerende analyser jf. normale kontroller af drikkevands kvalitetskrav.
Som det fremgår af tabel 4.10, er der stor variation på såvel moniteringsfrekvenser som indhold af analyseprogrammer.
Moniteringsfrekvenser
Med hensyn til moniteringsfrekvenserne bemærkes det, at disse generelt er relativt lave. Dog synes moniteringsfrekvenserne tilstrækkelige til at dokumentere, at renset vand overholder givne krav til afledning eller distribution.
For flere anlæg betyder de lave moniteringsfrekvenser, at opgørelser af de reelle stofbelastninger af kulfiltrene må baseres på et spinkelt grundlag og derfor er meget usikre. Eksempelvis belyses variationer i stofindhold herunder f.eks. faldende indhold i tilledt vand således dårligt, og egentlige analysefejl er vanskelige at opfange og korrigere. Endvidere bliver grundlaget for vurdering af stofgennembrud typisk spinkelt.
Analyseprogrammer
Med hensyn til analyseprogrammerne er disse generelt tilstrækkelige til at belyse såvel stofbelastning som indhold i renset vand fra de enkelte anlæg, for så vidt angår de forurenende organiske stoffer, som tilledt vand til anlæggene skal renses for. For enkelte anlæg er programmerne dog utilstrækkelige til at belyse stofbelastningerne.
Antallet af andre parametre end organiske mikroforureninger varierer imidlertid betydeligt i analyseprogrammerne. Således belyses belastningen af kulfiltrene med total indhold af organisk stof (herunder naturligt forekommende organisk stof) kun på et mindre antal af anlæggene. Dette gør sig også gældende for andre parametre som jern (Fe) og mangan (Mn).
De foreliggende driftsresultater fra anlæggene giver således ikke grundlag for at vurdere effekterne af indhold af naturligt forekommende organisk stof, jern, mangan m.v. i forhold til anlæggenes rensningseffektiviteter og kulforbrug.
Ovennævnte betyder alt i alt, at moniteringsprogrammerne generelt giver en acceptabel dokumentation for, at renset vand fra anlæggene overholder givne krav, men at en mere målrettet monitering formodentlig i mange tilfælde kan resultere i mindre kulforbrug og dermed i en forbedret driftsøkonomi.
4.11 Omkostninger
I tabel 4.11 er omkostningerne forbundet med forbrug af aktiv kul søgt opgjort for anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen. Omkostningerne er søgt opgjort således, at disse dækker udgifter til køb af nye kul, udskiftning af kul samt udgifter til bortskaffelse af brugte kul. Kapitalomkostninger til etablering af anlæggene er ikke omfattet.
Omkostningerne til aktiv kul afhænger parallelt til kulforbruget især af de stoffer, som behandles på de enkelte anlæg, samt af indholdene af de pågældende stoffer i vand, som tilledes kulfiltrene i anlægget.
Næstved Station
Af tabel 4.11 ses det eksempelvis, at kuludgifterne var relativt høje for anlægget på Næstved Station, hvor kulfiltrene rensede vand forurenet med acrylonitril. Acrylonitril har som nævnt ovenfor en relativt stor opløselighed i vand og er dermed vanskeligere og dyrere at rense med aktiv kul end f.eks. trichlorethylen og BAM. For anlægget på Næstved Station bemærkes det specifikt, at alternativet til rensning af det forurenede vand ved kulfiltrering var bortskaffelse til Kommune Kemi med en udgift på godt
Omkostninger til kulforbrug
Tabel 4.11
Omkostningerne forbundet med kulforbrug opgjort for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.
|
Anlæg |
Vandmængde |
Kulforbrug |
Kulforbrug |
Kuludgifter |
|
Cheminova-grunden |
150.000 |
2,8 |
0,019 |
0,52 |
|
Knapholm |
730.000 |
6,0 |
0,008 |
0,22 |
|
Rødovrevej 241 |
22.000 |
0,13 |
0,006 |
0,13 |
|
Skrydstrup |
320.000 |
2,7 |
0,009 |
0,30 |
|
Jørlunde |
130.000 |
8,4 |
0,064 |
1.90 |
|
Allerød |
110.000 |
|
0,055 |
1,64 |
|
HårlevNeng |
44.000 |
6,8 |
0,155 |
5,71 |
|
Næstved Station |
7.000 |
3,9 |
0,532 |
46,64 |
|
Ringkøbing/Cheminova |
31.000 |
1,8 |
0,059 |
2,45 |
|
Frederiksberg |
2.000.000 |
|
0,0020 |
0,06 |
|
Hvidovre |
790.000 |
|
0,0023 |
0,07 |
|
Breum |
190.000 |
<1,8 |
<0,0093 |
<1,22 |
|
Sjælsø |
2.400.000 |
8,0 |
0,0034 |
0,06 |
Frederiksberg og Hvidovre
Af tabel 4.11 ses det endvidere, at kuludgifterne er relativt lave for Frederiksberg og Hvidovre anlæggene, hvor kulfiltrene renser vand forurenet med henholdsvis trichlorethylen og BAM, som har relativt høje affiniteter for adsorption på aktiv kul. Desuden er indholdene af trichlorethylen henholdsvis BAM i tilledt vand til disse anlæg relativt lave, hvilket også medfører lave kulforbrug og -udgifter.
Breum
Kuludgifterne til Breum anlægget skal tages med et forbehold, idet kullenes kapacitet ikke var opbrugt ved afslutningen af anlæggets drift.
Lave stofindhold
De relativt lave kulforbrug ved lave stofindhold skyldes, at sorptionsfordelingskoefficienten for et stof stiger ved faldende stofindhold. Dermed stiger også den vandmængde, som kan renses af en given mængde kul jf. udtrykkene i boks 4.2.
Analyseomkostninger og andre driftsomkostninger
Foruden udgifter til aktiv kul er der analyseomkostninger forbundet med driften af aktiv kulfilteranlæggene. Det har imidlertid ikke været muligt at udskille analyseomkostningerne forbundet specifikt med driften af kulfiltre fra øvrige analyseomkostninger eller at give et pålideligt estimat af meromkostningerne forbundet hermed. Dog indikerer informationerne fra de enkelte anlægsejere, at analyseomkostningerne nærmer sig størrelsesordenen for kuludgifteme.
Øvrige driftsomkostninger til f.eks. el og vedligehold skønnes generelt at være små. Derimod kan der være væsentlige omkostninger forbundet med evt. bortskaffelse af brugt skyllevand (»sort« vand) fra anlæggene i de tilfælde, hvor skyllevandet ikke føres retur til anlæggene. Det bemærkes, at godt halvdelen af anlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen drives uden returskylning af kulfiltrene.
Alt i alt må meromkostningerne forbundet med drift af aktiv kulfilteranlæg generelt set betegnes som forholdsvis lave sammenlignet med f.eks. omkostninger forbundet med vandværksdrift i øvrigt. For forurenet råvand til vandforsyninger, som typisk vil være karakteriseret ved meget lave indhold af forurenende stoffer, kan der jf. ovenstående især forventes lave meromkostninger til drift af aktiv kulfiltre.
5 Design og omkostninger ved aktiv kulfiltrering
5.1 Procestyper
Ikke filtre, men adsorbere
Aktiv kulfiltre bør ikke nødvendigvis opfattes som filtre i traditionel forstand, men som adsorbere. Det vil sige, at man fokuserer på anlæggets evne til at adsorbere en opløst komponent og er i og for sig ikke interesseret i, at absorberen fjerner suspenderet stof. Dette vil nemlig medføre et behov for returskylning, som er medvirkende til omlejringer i kullaget, så adsorptionsfronten udviskes. Den praktiske konsekvens heraf er en kortere gangtid før gennembrud eller med andre ord en ringere udnyttelse af kullet.
Returskylning af nedstrømsfiltre kan ikke undgås, men med et lavt indhold af suspenderet stof kan frekvensen minimeres.
Upflow filtrering Expanded bed Pulsed bed
En lang række udformninger af adsorbere er fremkommet. Der er tale om såvel nedstrøms- som opstrømsfiltre med kullene fast lejret, om opstrømsfiltre med ekspanderet filterleje og om egentlige fluidiserede filtre. Visse anlægsudformninger er designet for kontinuerlig drift med udtagning og påfyldning af kul under drift, og meget sofistikerede anlægsudformninger er præsenteret, hvor vandets udtag fra filtret foregår fra filterbeholderens periferi i successivt større og større dybde, hvorved vandet under hele kulfyldningens levetid til allersidst passerer kul, som ikke er belastet med naturligt organisk stof (NOM).
Opstrømsfiltre er først og fremmest anvendt, hvor man på grund af suspenderet stof ville være udsat for store tryktabsstigninger ved normal nedstrømsfiltrering. Dette vil ikke være tilfældet ved efterbehandling af grundvand. Da der ikke synes at være andre indlysende fordele ved opstrømsfiltrering, men en række ulemper (først og fremmest et behov for en efterfølgende udskillelse af fine kulpartikler) vil kun nedstrømsteknologier blive yderligere behandlet i nærværende rapport.
Engangsfiltre
Kulleverandører har designet specialfiltre til anvendelser med kort levetid og/eller lavt forbrug, hvor filtermaterialet leveres i en lukket beholder, som kasseres i forbindelse med kulskifte. Denne sidste form er meget anvendt i forbindelse med rensning af forurenet grundvand fra afværgeanlæg.
Downflow filtrering Gravitationsfiltre Trykfiltre
Størrelsen, antallet, faconen og konfigurationen af beholdere, der skal fungere som adsorbere, vælges på basis af adsorptionskapaciteten, hydraulisk belastning, hydraulisk opholdstid, det tilledte vands sammensætning, den ønskede kvalitet af afløbet, anlæggets totale udformning og driftsforhold samt ikke mindst økonomiske hensyn.
Nedstrømsfiltre udformes generelt enten som åbne filtre, hvor drivtrykket udelukkende fremkommer som følge af gravitationen, eller som lukkede filtre, hvor der ved hjælp af en pumpe kan opnås større tryk og dermed potentielt større filtreringshastigheder. Tryktabet over et efterpoleringsfilter er dog ikke større end, at valget af trykfiltre er en smagssag. Trykfiltre kan nemlig ikke gøres mindre end åbne filtre, da dimensioneringsparameteren først og fremmest er den nødvendige kontakttid og dermed den totale mængde kul, der er nødvendig i drift.
5.2 Kriterier for valg af teknologi
Den danske vandforsyningsstruktur er kendetegnet ved mange små private vandværker ledet og drevet på fritidsbasis og relativt få private eller kommunale anlæg med stor kapacitet og professionelt driftspersonale. Dette medfører, at der ikke kan peges på én løsning som den ideelle.
På de mindste værker må man forvente, at en alvorlig forurening vil medføre overvejelser om betimeligheden af fortsat drift af anlægget eller de boringer, som er forurenet. En kulfilterløsning på disse anlæg vil være aktuel, hvis der ikke uden store anlægsomkostninger kan etableres en alternativ forsyning.
Kapacitetsovervejelser
Det er ofte karakteristisk for de små værker, at der er en meget dårlig tilpasning mellem produktionskapacitet og forbrug. Mange af disse anlæg forsynes fra én boring, hvis ydelse muliggør produktion af døgnforbruget på få timer. Resten af tiden er filteranlægget stoppet. Dette betyder, at et kulfilter for at opnå den nødvendige kontakttid vil være uforholdsmæssigt stort, samt at vandet opholder sig uforholdsmæssigt længe i filtret under stilstand. Dette giver dels en dyr installation dels et højt kulforbrug, da vandets indhold af naturligt organisk materiale, der adsorberes langsomt, også vil adsorberes i kullets porevolumen i stilstandsperioderne, hvor den hydrauliske opholdstid er meget lang.
Den optimale løsning i disse tilfælde kan indebære en ændring af anlæggets drift, så kulfiltreringen udstrækkes til alle døgnets timer enten ved at nedsætte indvindingskapaciteten eller ved at indskyde en udligningstank mellem det traditionelle vandværk og kulfilteranlægget. En alternativ løsning er at anbringe kulfiltret direkte på udpumpningsledningen efter rentvandspumpen. Dette har den ulempe, at forsyningstrykket varierer med tryktabet over filtret.
Kompleksitetsovervejelser
På de større anlæg er der et andet forhold, som kan komplicere løsningsmodellen. Store anlæg forsynes ofte fra flere kildefelter. Undertiden er råvandsledningerne forbundet i et net, så vandet er blandet ved ankomst til værket. I andre situationer vil det være muligt på værket at adskille de enkelte kildefelters tilløb. Det må antages, at det i de fleste tilfælde vil være enkelte boringer eller et enkelt kildefelt, der er ramt af forurening. Hvor dette kildefelt ikke kan undværes i forsyningen, er det derfor et spørgsmål, om hele vandmængden skal behandles eller, om det vil være bedst og billigst at behandle den forurenede vandmængde separat. Dette kan medføre omlægninger af ledninger, opdeling af det traditionelle vandværks behandlingssektioner, forøget styring med henblik på blanding af vandtyper mv. Løsningen vil derfor ofte indebære betydelige omkostninger ud over installation af kulfilter. Alternativt kan den samlede vandmængde behandles; men da vokser kulfilternes størrelse betragteligt ved en ønsket minimal opholdstid.
Indbygning og sammenkøring med eksisterende anlæg
Gennem de senere år er vandforbruget stagneret og i mange forsyningsområder endog faldet. Det betyder, at mange vandværker har overskydende kapacitet. Yderligere har mange vandforsyninger i tidligere tider udbygget vandværkerne i henhold til prognoser om fortsat vækst, så det er almindeligt, at der i værker er sektioner, hvor filtre aldrig er taget i brug, eller sektioner der er taget ud af drift. Dette betyder, at overvejelserne i forbindelse med etablering af kulfiltre til fjernelse af mikroforureninger må omfatte udnyttelse af den kapacitet, der findes på eksisterende anlæg. Det skal i denne forbindelse yderligere nævnes, at anlæg forsynet med dobbelt sandfiltrering i visse tilfælde vil kunne ombygges til aktiv kulfiltrering i efterfiltrene. Det gælder f.eks., hvor efterfiltrene hovedsageligt tjener til omsætning af ammonium, eller hvor den faldende kapacitet har bevirket, at forfiltrene er i stand til – eventuelt ved ilægning af nyt filtermateriale – at bringe vandets indhold af jern og mangan ned på et for kulfiltreringen acceptabelt niveau.
Levetidsforventninger
I forbindelse med projekter for afhjælpning af en forurening med pesticid eller opløsningsmidler i grundvandet vil det være rigtigt at overveje, om tilstanden er permanent eller, om forureningen er af midlertidig karakter. Resultatet af overvejelsen bør have indflydelse på den valgte behandlings løsning. Man kan eksempelvis opdele løsningsmodellerne i:
|
– akutte anlæg. |
1-2 års levetid. |
|
– midlertidige anlæg |
5-10 års levetid. |
|
– permanente anlæg |
> 10 års levetid. |
5.3 Designforudsætninger
I appendiks 4 er der opstillet et antal scenarier, for hvilke der foreslås løsningsmodeller. Som det fremgik af ovenstående betragtninger, vil langt fra alle løsningsmodeller kunne dækkes, da individuelle løsninger i mange tilfælde vil være økonomisk fordelagtige.
Forureningstyper
Som forureningstyper vælges:
| dårligt adsorberbare stoffer (f.eks. dichlorethylener og MTBE), |
| let adsorberbare stoffer (f.eks. trichloretylen og atrazin). |
Anlægskapaciteter
Som anlægskapaciteter vælges:
| |
| |
|
Anlægslevetid
Som anlægslevetid vælges:
| midlertidige anlæg <10 års levetid, |
| permanente anlæg >10 års levetid. |
5.4 Design
5.4.1 Designparametre
I forbindelse med at fastlægge en ny proces til at afhjælpe et erkendt problem med forurening af grundvand fra en kildeplads bør de mulige alternative behandlingsmetoder gennemgås. En sådan analyse må først og fremmest se på forureningstypen, men også vandets generelle type har betydning.
Forureningstype
For eksempel vil flygtige komponenter (TCE o.lign.) kunne fjernes ved afblæsning, men hårde vandtyper vil herved blive stærkt kalkfældende og kræve efterbehandling. Kulfiltrering vil derfor være en mulighed, selv om afblæsning isoleret set ville være billigere. Visse klorede opløsningsmidler fjernes dårligt med aktiv kul, jf. tabel 2.2.7, og alternativer må findes.
Ved analysen fastlægges forureningskomponentens adsorberbarhed ud fra litteraturværdier og erfaringer under hensyntagen til konkurrenceeffekter fra naturligt organisk materiale, temperatur og grænseværdien for det rensede vand.
Kultyper
Det vil i denne forbindelse være nødvendigt at se på flere kultyper, da det har vist sig, at kul fremstillet ud fra forskelligt råmateriale og ved forskellige aktiveringsmetoder har afvigende egenskaber, se herom i afsnit 2.1. Det er ikke et designkriterium at finde det bedste kul til løsningen af opgaven, men at finde den teknisk og økonomisk bedste løsning. En lidt hyppigere udskiftning af kul kan forsvares, hvis det samlede resultat er billigere.
Hydraulisk opholdstid
Ud over kultypen fastlægges kontakttiden, dvs. den totale mængde kul, som er i drift ved designbelastningen. Kontakttiden defineres normalt ved den hydrauliske opholdstid,
hvor:
v = Q/A er filterhastigheden i m/time.
Q er den dimensionerende vandmængde i
A er filteranlæggets tværsnitsareal i
Det ses, at den hydrauliske opholdstid,
Proceskonfigurering og -styring
Normalt ville man sige, at et stort tværsnitsareal vil give en kort og skarp filtreringsfront og dermed det bedste afløb og den bedste kuløkonomi. Men da filtreringsfronten omlejres under returskylning, kan betragtningen kun holde i begrænset omfang. Modsat vil et slankt design og flere kolonner i serie give et stort tryktab og en lang filtreringsfront. Men muligheden for at ændre rækkefølgen af kolonnerne efterhånden, som kolonnernes kapacitet opbruges (»merry-go-round«-princip) således, at sidste kolonne i en serie altid er ny, og første kolonne tillades at blive helt opbrugt, giver både et godt afløb og en god kuløkonomi. Anlægsomkostningerne og pumpeomkostningerne øges ved denne løsning.
Det viser sig som regel økonomisk optimalt, at filterlagets dybde, LBed, vælges nær kolonnediameteren, hvilket er noget dybere end traditionelle sandfiltre.
Den indre højde af de enkelte adsorbere skal give mulighed for filtermaterialets ekspansion under returskylning. Det er normalt at returskylle med en hastighed, som giver 25-30% ekspansion, men det er god praksis at tillade op til 50% for at sikre en fuldstændig udskylning af suspenderet materiale.
Herudover kan beholderen være forsynet med en dysebund og bærelag af sorterede kvartsmaterialer, som beskytter dyserne mod tilkitning med små partikler. Dyser og bærelag medvirker til en god fordeling af skyllevandet, hvis adsorberen i praksis også skal fungere som filter. En billigere løsning med slidserør uden bærelag er ofte anvendt. Herved spares plads i højden, og kuludskiftningen lettes.
Returskylning
Returskylning af aktiv kul er mere ømtålelig end returskylning af sandfiltre på grund af kullenes lave vægtfylde i vand. Der er derfor risiko for udskylning af kulpartikler ved de vandhastigheder, som er nødvendige for at løfte de uønskede partikler ud af filtret.
Når kulfiltre anvendes som efterbehandling af filtreret grundvand, er det et åbent spørgsmål, om luftskylning er hensigtsmæssig. Luftskylning af filtre foretages før vandskylningen for at frigøre smuds fra filtermediet. Ved vandskylning er hver enkelt partikel omgivet af et strømmende vandlag, og kollisioner mellem filtrets korn forekommer ikke. Den eneste rensende effekt er derfor forskydningskræfterne mellem vand og partikel. Ved luftskylning bringes det øverste af filterlaget i bevægelse, hvorved de enkelte kom bringes til at gnubbe mod hinanden, og smudset løsnes. Den efterfølgende vandskylning transporterer det løsnede smuds ud af filtermediet og over skyllevandsrenden til afløb.
Luftskylning er derfor gavnlig, hvis det er påkrævet at løsne smuds, men er medvirkende til nedbrydning af kulkorn og dannelse af fine kulpartikler, som kan øge modtrykket i filtret. Efter en luftskylning er der altid en vis luftmængde i filtermediet, og der er risiko for betydeligt tab af kul i starten af vandskylningen, mens luften fortrænges. Det er i mange installationer derfor valgt at undlade luftskylning af kulfiltre ved efterbehandling af grundvand.
Den optimale skyllevandshastighed afhænger meget af vandets temperatur, hvilket dog for grundvand ikke giver de store problemer.
Skyllevandsforbrug og -behandling
Den forholdsvis lave returskylningshastighed kompenseres derfor ved forlænget skylletid, ofte op til 15 minutter, hvilket giver et betydeligt vandtab.
Eksempelvis vil en skyllevandshastighed på 24 m/h i løbet af 15 minutter forbruge
Forbehandlingens effektivitet spiller i denne forbindelse en stor rolle. På kalkfældende vand må returskylning foretages hyppigere, da der er risiko for sammenkitning af filterkorn. Dette kan sidenhen give store vanskeligheder ved kulskifte.
Udskiftning af kul
På danske anlæg må det antages, at regenerering ikke vil finde sted på vandværket, men centralt hos leverandøren, hvis ikke kullene kasseres. Det vil derfor i det mindste på mindre kulfiltre være naturligt at benytte sig af leverandørernes udstyr og ekspertise i udskiftning af kul ved indgåelse af aftaler om kulleverancen.
Tømning af åbne filtre for opbrugte kul foregår med mediet under vand. Dette sikrer, at kullene kan transporteres i suspension i form af kulopslemning. Kullene transporteres hydraulisk fra filtrene til en dræntank, hvor kulopslemningen opnår en tørstofkoncentration på ca. 50% ved henstand i ca. en time. Det overskydende vand er meget farvet af fine kulpartikler og kan give problemer ved bortskaffelse medmindre, der er adgang til nonnal kloak. Spildevandsmængden er dog begrænset, idet man kan anslå et forbrug på ca. 4 l/kg kul, hvortil kommer den afsluttende spuling af filterbeholderen.
Levetiden for kul
Levetiden for kul specifikt anvendt til fjernelse af en kendt forurening fra grundvand afhænger af flere faktorer:
| forureningstype og koncentration, |
| den hydrauliske opholdstid |
| mængden og arten af NOM (naturligt organisk stof), |
| drifttiden pr. døgn, |
| anlægskonfiguration, |
| kravet til rentvandskvaliteten. |
Overslagsmæssigt har kommercielle aktiv kul til fjernelse af små koncentrationer af dårligt adsorberbare stoffer en kapacitet på ned til 100 mg/kg kul ved et forureningsniveau på 2 µg/l (svarende til
Kapaciteten for f.eks. TCE er meget større og kan sættes til 1 g/kg ved en forurening på 10 µg/l (svarende til 100
Der regnes derfor i scenarierne med
5.5 Anlægsomkostninger
Scenarier
I appendiks 4 er der beregnet anlægsomkostninger for en række anlæg. Priserne omfatter 3 anlægsstørrelser og to forureningssituationer beregnet for midlertidige anlæg og for permanente anlæg. For den største anlægskapacitet er medtaget en løsning med åbne filtre, C30b, til sammenligning med de øvrige trykfilterløsninger. Scenarierne omfatter:
| I anlægstype A10, B10 og C10 installeres kulfiltrene parallelt med filterhastigheden 9 m/h og filterdybden 1,5 meter. Den hydrauliske opholdstid bliver 10 minutter, hvilket er tilstrækkeligt for et let adsorberbart stof som for eksempel trichloretylen. | I anlægstype A30, B30 og C30a installeres 2 trykfiltre i serie, hver med en hastighed på 12 m/h og en filterdybde på 3 meter. Den hydrauliske opholdstid bliver 30 minutter, hvilket giver en god sikkerhed mod gennembrud og en fornuftig kuløkonomi for dårligere adsorberbare stoffer. | Med passende mellemrum skiftes kul på det første filter, som der efter sættes sidst (ved ventilomstilling). Der er altid den bedste kulkvalitet i sidste del af filtreringen, og afløbet overholder altid kravene. Kompleksiteten og tryktabet er størst i dette alternativ, som derfor anlægsmæssigt er dyrest. I anlægstype C30b installeres store åbne filtre. Der er regnet med for- og efterfiltre. Det er tanken, at for filtrenes kul skiftes først, hvorefter efter filtrenes kul pumpes over i forfilterkummen, og der fyldes nyt kul i efterfiltrene. | |
Anlægsomkostninger
Anlægsomkostningerne består af:
| maskinelle komponenter |
| elektriske komponenter og SRO-anlæg |
| montage |
| bygnings- og anlægsarbejder |
| rådgivning, projektering og tilsyn |
Omkostningerne er opgjort i appendiks 4 og gengivet i skemaform herunder. Til orientering er angivet prisen for den komplette maskinelle installation, da det er denne pris, som normalt opgives som et første overslag på omkostningerne ved kulfiltrering. Som det fremgår er det kun af størrelsesorden den halve omkostning.
Tabel 5.1
Oversigt over anlægspriser for valgte scenarier.
|
|
Anlægskapacitet |
Anlægspriser i kr. |
Maskinel |
||
|
|
|
Midlertidig |
Permanent |
||
|
A10 |
150.000 |
8 |
1.150.000 |
1.400.000 |
510.000 |
|
B10 |
750.000 |
20 |
2.600.000 |
3.100.000 |
960.000 |
|
C10 |
3.000.000 |
80 |
5.500.000 |
6.600.000 |
2.675.000 |
|
A30 |
150.000 |
20 |
1.600.000 |
2.100.000 |
675.000 |
|
B30 |
750.000 |
60 |
4.200.000 |
5.000.000 |
2.100.000 |
|
C30a |
3.000.000 |
240 |
11.000.000 |
13.000.000 |
6.270.000 |
|
C30b |
3.000.000 |
240 |
|
8.500.000 |
|
Den hydrauliske opholdstid
– 10 minutter for A10, B1O, C1O,
– 30 minutter for A30, B30, C30.
5.6 Driftsomkostninger
Udskiftning af kul
Udskiftning af kul er en betydende del af driftsudgifterne. Ud over kulprisen må der især på åbne filteranlæg påregnes væsentlige lønomkostninger i denne forbindelse.
På mindre anlæg vil man typisk vælge at udbyde kuludskiftningen som en pakke og derved overføre omkostningerne til udtagning, afvanding, transport osv. til en samlet kulpris. På større anlæg, især med åbne filtre, vil udskiftningen naturligt ligge i vandværkets regi.
Selv om der ved modelberegninger og ud fra Freundlich isotermer kan anslås kullevetider på op til 15 år eller mere, vil det her blive antaget, at kuludskiftning foretages højst hvert år og mindst hvert 8. år.
Et anlæg til 3 mio.
Regenerering
Der er i ovenstående regnet med udskiftning til nye kul. Ved regenerering opnås en ikke ubetydelig besparelse, men der kræves en ret stor leverance for at gå i gang hermed. Ved tilbudsindhentning vil værdien af de opbrugte kul kunne indgå, idet leverandøren vil kunne regenerere dem til andet formål. Hvis forbruget af aktiv kul i Danmark med tiden bliver betragteligt, er det muligvis interessant med en dansk regenereringscentral.
Elforbrug
Den anden større udgiftspost er elforbruget især til pumpning. Dette er naturligvis stærkt afhængig af, hvorledes anlægget er opbygget, og hvor stort tryktab der skal overvindes. Antages vandet at skulle løftes 8 m, bliver energiforbruget ca. 0,04
UV-desinfektion er ikke medregnet i overslaget.
Pasning og vedligeholdelse
Ud over kuludskiftningen, hvor lønudgifterne er medregnet i kulpriserne, er der ikke store arbejdsopgaver ved supplering af et normalt vandværk med kulfiltrering. Returskylningen er automatisk og tilsynet minimalt.
Der vil naturligvis være en vis pasning og vedligeholdelse af pumper og ventiler mv. Omkostningerne sættes til ca. 1% af anlægsprisen for midlertidige anlæg og ca. 2% for permanente anlæg svarende til 5-10 øre pr.
Skyllevand
Skyllevandsmængden udgør 0-3% af årsproduktionen. Skyllevandsforbruget er naturligvis ikke pålagt statsafgifter, men kan være pålagt afledningsafgift til renseanlæg. Sættes denne til
Det forventes, at forbruget vil ligge i den lave ende, hvorfor beløbet ikke medregnes i sammentællingen.
Monitering
Analyseomfanget vil formentlig afhænge af forureningens art, af tilsynsmyndighedernes erfaring med kulfiltrering, af anlæggets størrelse mv. Antages én analyse for hver
Samlet overslag over driftsudgifter
Et samlet overslag over driftsudgifterne er summeret i tabel 5.2. Sammentællingen omfatter ikke skyllevandsforbruget, som er angivet særskilt til slut.
Tabel 5.2
Oversigt over driftsomkostninger ved aktiv kulfiltrering.
Post |
Omkostning |
Kulskifte |
0-65 øre / m3 |
Eludgifter |
5 øre / m3 |
Vedligeholdelse |
5-10 øre / m3 |
Monitering |
10 øre / m3 |
I alt |
20-90 øre / m3 |
Skyllevand |
5-40 øre / m3 |
Alle priser er ekskl. moms og i 1997 niveau.
6 Sammenfatning
6.1 Kemiske stoffers tilbageholdelse i aktiv kul
Aktiv kul
Aktiv kuls evne til at binde (adsorbere) forureninger er bl.a. knyttet til materialets enorme overflade pr. vægtenhed, af størrelsesorden
Adsorptionskapacitet
En kultypes kapacitet for adsorption af forurenende stoffer afhænger også stærkt af stofferne og af koncentrationerne af de pågældende stoffer i det vand, der skal renses. Relativt lidt vandopløselige stoffer bindes godt, mens vandopløselige stoffer bindes dårligere i aktiv kul. Eksempelvis bindes oliestoffer, tri- og tetrachlorethylen og atrazin godt i aktiv kul, hvorimod stoffer som dichlorethylener, vinylchlorid og MTBE bindes relativt dårligt.
Endvidere gælder, at jo lavere koncentrationen af de forurenende stoffer er, desto mindre kan der bindes pr. vægtenhed af aktiv kul. Der er imidlertid ikke en lineær sammenhæng mellem stofindhold i vand og kullets kapacitet (stofmængde adsorberet pr. vægtenhed aktiv kul). Ved lave stofindhold i vand har aktiv kul således en relativt større adsorptionskapacitet end den, som kunne forventes, såfremt der var tale om en lineær sammenhæng. Dette er gunstigt set i vandforsyningssammenhæng, hvor behandlingen med aktiv kul typisk netop skal foretages på meget svagt forurenet vand.
Hæmning af adsorptionskapacitet
Aktiv kuls adsorptionskapacitet er i øvrigt stærkt afhængig af kvaliteten af det vand, der skal renses. Kapaciteten nedsættes især ved relativt stort indhold af naturligt organisk stof (opløst og kolloidalt humus m.v.). Disse stoffer adsorberes på det aktive kul og blokerer kullets porer, så adsorptionen af de forurenende stoffer mindskes.
Endelig medfører finpartikulært materiale i vandet og stoffer, der udfældes, en kapacitetsreduktion. Dette kan bl.a. være en følge af utilstrækkelig fjernelse af jern og mangan fra vandet i forudgående traditionelle sandfiltre før kulfiltreringen, samt udfældning af kalk på grund af for kraftig luftning.
Normalbehandling
Grundig forrensning for bionedbrydelige stoffer og partikler samt forebyggelse af udfældning er derfor vigtige foranstaltninger i forbindelse med den sædvanlige vandværksdrift (normalbehandling), som typisk går forud for en kulfiltrering. Grundig forrensning bør i øvrigt foregå under alle omstændigheder af hensyn til distributionsnettet (herunder eftervækst i nettet). Indførelsen af efterbehandling med aktiv kul vil tydeligt synliggøre eventuelle problemer i den normale vandbehandling.
Hydraulisk opholdstid
Rensning med aktiv kul udføres typisk i kolonner (stålbeholdere) påfyldt aktiv kul i granulær form. Da inddiffusion af de forurenende stoffer ind i porerne i kullet er langsom, bør der sikres en passende lang opholdstid for vandet i et kulfilter, af størrelsesorden 20 minutter.
Udnyttelse af kapacitet
Fuld udnyttelse af kullets kapacitet i et kulfilter kræver, at der ved gennembrud af forurening fra filtret i en periode tilkobles et friskt kulfilter, indtil kullet i det første filter er helt mættet med forurenende stoffer (fuldt gennembrud i afløbet fra filtret).
Omkostninger
På grund af adsorptionskapacitetens store afhængighed af både art og indhold af forurenende stoffer, vandets øvrige indhold af organiske og uorganiske stoffer, kullets egenskaber og opholdstiden i kulfiltret vil omkostningerne pr.
Estimering af kulforbrug
En given kultypes adsorptionskapacitet overfor en given forurening og dermed kulforbruget kan estimeres ud fra litteratur- og leverandøroplysninger om kultypen (f.eks. data om Freundlich isotermer).
En given kultypes adsorptionskapacitet (herunder restkapacitet) overfor en given forurening i en given vandtype kan bestemmes i en test med en lilleskala laboratoriemetode. Dette kan give værdifuld information, men metoderne kan også have væsentlige fejlkilder. Bl.a. kan effekten af biologisk vækst i kullet samt adsorption og poreblokering af naturligt organisk stof og mineralsk materiale underestimeres, idet disse effekter ikke udmøntes i samme udstrækning i hurtige laboratorieforsøg som i virkeligheden.
Der er ikke kommercielt tilgængelige matematiske modeller, som er i stand til at give gode forudsigelser af stoffjernelsen i aktiv kulfiltre under hensyntagen til de mange faktorer, der påvirker rensningseffekten, men både simple og mere komplekse modeller anvendt sammen med målinger i lilleskala forsøg og i fuldskala kan være værdifulde redskaber til at styre drift og monitering af stoffjernelsen i aktiv kulfiltre.
Erfaringer fra franske og engelske aktiv kulanlæg
Der er indsamlet driftserfaringer fra franske og engelske aktiv kulanlæg (se appendiks 2). Det har vist sig, at det er yderst vanskeligt at uddrage generelle erfaringer. Sådanne kan kun opnås ved systematisk planlagte måleprogrammer og med alle nødvendige måleparametre.
Moniteringsprogrammer
Da analyser for indhold af pesticider og andre mikroforureninger er dyre, er det vigtigt at undgå at udtage og analysere vandprøver hyppigere end nødvendigt set i forhold til en forsvarlig overvågning af givne vandkvalitetskrav.
Første trin i et moniteringsprogram er at søge at opnå et billede af indholdet af forurenende stoffer og deres tidslige variation i tilløbet til kulfiltret. Det vil her være naturligt at måle hyppigt i begyndelsen og herefter nedtrappe målehyppigheden til lavere frekvens, efterhånden som koncentrationsbilledet udbygges. Det er imidlertid vigtigt at gøre sig klart, at dette fordrer løbende opfølgning, vurdering og stillingtagen til moniteringsprogrammet.
Måling på prøvetagningshaner
Stofindhold i vandprøver fra afløbet af et kulfiltret og fra punkter (prøvetagningshaner) ned gennem filtret bør analyseres efter en nøje fastlagt strategi, som sikrer et minimum af målinger men en maksimal udnyttelse af opnåede data. Der kan startes med kun sjældent at måle på afløbet, men i stedet koncentrere sig om at følge koncentrationsforløbet (stofgennembruddet) i den øvre del af et kulfilter. På baggrund heraf kan forureningernes ankomst til afløbet estimeres, og prøvetagningsfrekvensen revideres.
Er der f.eks. tale om en 3 m høj kolonne med aktiv kul, kan der indledningsvis udtages prøver fra 1 meters dybde. Prøvetagningsfrekvensen fastlægges ud fra det tidspunkt, hvor forureningen forventes at dukke op her. Ankomsttidspunktet kan estimeres ud fra en simpel model baseret på lineær adsorption jf. afsnit 2.2. Estimatet kan som udgangspunkt baseres på forureningernes relative vandringshastighed i kulfiltret jf. boks 6.1.
Relativ vandringshastighed af stof i aktiv kul
Boks 6.1
Simpel estimering af relativ vandringshastighed for forurenende stof i aktiv kul.
(Boks - 8 Kb)
Der er selvsagt ikke grund til månedligt at udtage og analysere vandprøver fra en meters dybde i et kulfilter, hvis forureningen først må forventes at dukke op her efter f.eks. 2 år.
Optimering af moniteringsprogram
Data fra prøvetagningshaner placeret ned gennem et kulfilter kan efterfølgende benyttes til estimering af ankomsttidspunktet til udløbet af kolonnen eller et målepunkt nær udløbet. En gennembrudskurve f.eks. 1/3 nede i et kulfilter bør således efterfølgende anvendes til en mere nøjagtig modellering af stofgennembruddet i filtrets udløb end det, der kan opnås ved simpel estimering jf. ovenstående. På baggrund heraf kan moniteringsprogrammet for anlægget som helhed optimeres.
6.2 Mikrobiologi i aktiv kulfiltre
Aktiv kulfiltre indeholder ligesom traditionelle sandfiltre en flora af mikroorganismer, som lever af vandets indhold af bionedbrydeligt stof. Koncentrationen af mikroorganismer i aktiv kul vil typisk være 2-3 gange større end i sandfiltre, hvilket antageligt skyldes kullets porøse karakter og store overfladeareal.
I aktiv kulfiltre med indledende ozonbehandling, der behandler overfladevand, kan der typisk findes bakteriekimtal i størrelsesordenen
Afgivelse af mikroorganismer
Ligesom sandfiltre afgiver aktiv kulfiltre mikroorganismer. Afgivelsen af bakterier fra aktiv kulfiltre er normalt noget højere end afgivelsen fra tilsvarende sandfiltre, men vil i høj grad afhænge af indholdet af næringsstoffer i det specifikke råvand.
Reduktion af eftervækstpotentiale
Aktiv kulfiltre kan fjerne væsentlige dele af de mikrobielt nedbrydelige næringsstoffer, hvilket betyder, at potentialet for bakterievækst i ledningsnettet (eftervækstpotentiale) reduceres efter kulfiltrering.
Et øget bakterietal i udløbet fra et AC-filter kan forventes at blive modsvaret af, at vandets potentiale for at give eftervækst i ledningsnettet reduceres. Eftervækstpotentialet kan kvantificeres ved at måle indholdet af assimilerbart organisk kulstof (AOC).
Patogener
Der er ikke i litteraturen fundet dokumentation for, at aktiv kul har større potentiale end traditionelle sandfiltre for vækst af patogene bakterier. Aktiv kulfiltrering synes tværtimod at sikre mod vækst af patogene bakterier, idet den større mikrobielle population i kulfiltrene virker antagonistisk overfor nogle patogene organismer.
Selvom patogene mikroorganismer således ikke synes at kunne vokse i aktiv kulfiltre, er der dog en mulighed for, at de kan overleve i en periode i et filter. Det kan være vanskeligt at desinficere et aktiv kulfilter effektivt, idet biofilm og kul vil beskytte mikroorganismerne mod desinfektionsmidlerne. Patogen infektion af et kulfilter vil derfor normalt kræve en kraftig desinfektion af filtret (f.eks. med NAOH). Alternativt kan udløbet fra filtret desinficeres f.eks. med UV-lys.
Desinfektion af kulfiltreret vand
Der er ikke fundet belæg for, at aktiv kulfiltre generelt bør efterfølges af en desinfektionsproces. Dette er helt analogt til traditionelle sandfiltre. Det kan dog være hensigtsmæssigt at anvende desinfektion ved opstart af et filter med nyt kulmateriale eller hvis filtret jf. ovenstående er blevet inficeret med patogene organismer. Det bemærkes, at desinfektion ved UV-behandling efter aktiv kulfiltrering reducerer kimtallet på stedet, men ikke forhindrer mikrobiel vækst senere i vandforsyningsnettet. Tværtimod er der risiko for, at vandets eftervækstpotentiale øges ved en UV-behandling, idet UV-lys nedbryder svært bionedbrydelige organiske stoffer til lettere omsættelige stoffer. UV-behandling kan dog anvendes til at beskytte ledningsnettet overfor patogene organismer.
Monteringsprogrammer
Det mest nuancerede billede af den mikrobielle omsætning og produktion i aktiv kulfiltre opnås ved at anvende en lang række forskellige målemetoder. Dette er dog ikke operationelt i et større moniteringsprogram, hvor man ud fra et økonomisk synspunkt er interesseret i færrest mulige målinger.
De to centrale metoder til overvågning af generel bakterievækst og eftervækstpotentiale er henholdsvis kimtal bestemt på f.eks. R2A medie og måling af assimilerbart organisk kulstof (AOC). Begge metoder er indtil nu kun anvendt i ringe omfang i Danmark ved overvågning af drikkevandskvalitet. Der eksisterer derfor ikke et egentligt erfaringsgrundlag, hvor målinger på vand fra aktiv kulfiltre kan indplaceres.
Det er ud fra gennemgangen af de udenlandske erfaringer med kulfiltrering ikke fundet nødvendigt at gennemføre særlige måleprogrammer med sigte på mikrobiologien i aktiv kulfiltre. Det skønnes dog, at forhold omkring generel bakterievækst og eftervækstpotentiale dækkes relativt dårligt i den traditionelle drikkevandskontrol. Det skal pointeres, at størstedelen af de udenlandske erfaringer bygger på vandforsyninger, hvor vandet rutinemæssigt desinficeres i modsætning til danske vandforsyninger, hvor der ikke desinficeres medmindre, der benyttes overfladevand.
Overvågning efter udskiftning af kulmateriale
Ved udskiftning af aktiv kul i et kulfilter skønnes det nødvendigt at øge overvågningen af de mikrobielle parametre, indtil filtret er stabiliseret.
6.3 Danske erfaringer med aktiv kulfiltrering
Ved nærværende projekt er der indhentet erfaringer fra drift af 13 danske anlæg med aktiv kulfiltrering. Blandt de 13 anlæg foreligger der i dag kun erfaringer fra 4 danske anlæg, hvor filtre med aktiv kul anvendes eller er anvendt til behandling af vand til drikkevandsformål. De øvrige anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen er anlæg med kulfiltrering anvendt til rensning af afværgepumpet forurenet grundvand.
Det ældste danske anlæg med aktiv kulfiltrering er kulfilteranlægget på vandværket ved Sjælsø, som stammer fra 1968, mens hovedparten af de danske kulfilteranlæg er fra 1987 og fremefter.
Behandlede stoffer og koncentrationer
Erfaringerne med anvendelse af aktiv kulfiltrering i Danmark retter sig dog ikke desto mindre mod en lang række forskellige forurenende stoffer. Disse rækker fra relativt lidt vandopløselige stoffer som BAM (2,6-dichlorbenzamid) og trichlorethylen til let opløselige stoffer som acrylonitril og diisopropylether. Tilsvarende er der behandlet vand med væsentligt forskellige indhold af forurenende stoffer, idet vand fra afværgepumpningeme typisk har langt højere indhold af forurenende stoffer end råvand tilledt drikkevandsanlæggene.
Anlægsopbygninger
Alle afværgeanlæggene omfattet af erfaringsopsamlingen er opbygget med 2-3 serielt forbundne filtre med aktiv kul, mens de 4 vandforsyningsanlæg er opbygget med parallelle kulfiltre.
Ved anvendelse af serielt forbundne kulfiltre er der større sikkerhed mod filtergennembrud af forurenende stoffer på det bagerste filter, og der kan dermed i god tid skiftes kul i foranstående filtre. Filtrenes rækkefølge ændres herefter, således at filtret med de nyeste kul altid er bagerste filter. Det kan derfor umiddelbart virke overraskende, at netop anlæggene til behandling af vand til drikkevandsformål er opbygget med parallelle filtre. Forholdet bunder i de lavere anlægsomkostninger ved anlæg med parallelle filtre. De lavere anlægsomkostninger opvejer de højere driftsomkostninger forårsaget af hyppigere kulskifte. Ved anlæg med parallelle filtre kompenseres der for den lavere sikkerhed ved monitering af gennembrud på vandprøver udtaget fra prøvetagningshaner placeret oppe på filtrene, således at stoffronten kan følges ned gennem filtrene.
Forbehandling
Langt hovedparten af de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen er opbygget med beluftning og forfiltrering til fjernelse af jern og mangan fra vandet forud for filtreringen gennem aktiv kul jf. traditionelle principper herfor anvendt på vandværksanlæg. For disse anlæg antages metan, svovlbrinte og ammonium generelt også at blive fjernet under forbehandlingen inden kulfiltreringen.
Efterbehandling
Endvidere er de 4 danske kulfilteranlæg anvendt til behandling af vand til drikkevandsformål udstyret med anlæg til desinfektion af det filtrerede vand forud for distribuering. Efterbehandlingen foretages ved UV-behandling henholdsvis tilsætning af monokloramin.
Anlægskapaciteter
Behandlingskapaciteterne på de danske anlæg med aktiv kulfiltrering varierer stærkt fra mindre end
Værdierne for
Anvendte kultyper
Som kultype anvendes der Filtrasorb F400 fra Chemviron på hovedparten af de danske anlæg omfattet af erfaringsopsamlingen. Anvendelsen af andre kultyper og andre kulleverandører må i denne sammenhæng betegnes som begrænset.
Returskylning af kulfiltre
Returskylning af kulfiltrene foretages kun på ca. halvdelen af anlæggene. Frekvensen eller antallet af dage mellem returskylningerne varierer betydeligt mellem de enkelte anlæg. Der returskylles kun med vand. De varierende forhold vedrørende returskylning synes i øvrigt ikke umiddelbart betinget af vandkvaliteten for det vand, som behandles på de pågældende anlæg. Det bemærkes, at skyllefrekvenserne generelt ikke er defineret ud fra stigninger i tryktabet over kulfiltrene eller tilsvarende, men snarere anvendes som en fast, forud defineret frekvens.
Rensningseffektiviteter
De opnåede rensningseffektiviteter på de danske anlæg ligger generelt af størrelsesorden >99% fjernelse af indholdet af forurenende stoffer i tilløbet til anlæggene. De enkelte anlægs rensningseffektiviteter afhænger selvsagt af den hyppighed, hvormed der skiftes kul på anlæggenes kulfiltre. De nævnte rensningseffektiviteter er relateret til de enkelte anlægs kulforbrug jf. nedenstående. Det bemærkes jf. tidligere nævnt, at de høje rensningseffektiviteter dækker over en lang række af forskellige forurenende stoffer. Dog viser erfaringerne, at let vandopløselige stoffer som f.eks. 1,4-dioxan er vanskelige at behandle ved aktiv kulfiltrering.
Rensningseffektiviteterne for de enkelte anlæg er baseret på generaliserede forhold for stofindhold målt i henholdsvis tilløb til og fraløb fra anlæggene. Stofindholdene i fraløbene fra anlæggenes enkelte kulfiltre varierer dog selvsagt i afhængighed af stofgennembruddene på filtrene. Disse forløber med S-formede gennembrudskurver, som kan simuleres med adsorptionsmodeller. Generelt har stofindholdene i renset vand fra kulfilteranlæggene dog ligget under detektionsgrænsen for analysemetoden for de pågældende stoffer, hvilket er opnået ved hensigtsmæssig drift af kulfilteranlæggene.
Kulforbrug
Ved beregning af anlæggenes kulforbrug i forhold til behandlet vandmængde (f.eks. som kg aktiv kul pr.
De aktuelle kulforbrug er søgt sammenlignet med de kulforbrug, som kan estimeres ud fra leverandør- og litteraturdata for Freundlich isotermer for de pågældende forurenende stoffers fordeling mellem aktiv kul og vand. Sidstnævnte data for Freundlich isotermer er typisk genereret ved adsorptionstests med stofferne opløst i destilleret eller demineraliseret vand. Det er derfor også som forventeligt fundet, at de reelt opnåede kulforbrug generelt er højere end de forventede kulforbrug estimeret ud fra leverandør- og litteraturdata. Der er dog også for nogle af anlæggene fundet god overensstemmelse mellem de reelt opnåede og de estimerede kulforbrug.
Mikrobiologiske forhold
For de danske kulfilteranlæg med behandling af grundvand til drikkevand (Frederiksberg, Hvidovre og Breum anlæggene) foretages der monitering af mikrobiologiske parametre. Alle tre anlæg drives med efterbehandling (desinfektion) ved UV-behandling.
På Frederiksberg og Hvidovre anlæggene har der efter opstarten af kulfiltreringen været problemer med høje kimtal i afløbet fra kulfiltrene men ikke efter UV-behandlingen. For begge anlæg har kimtals problemerne imidlertid ikke udelukkende kunnet tilskrives aktiv kulbehandlingen. For begge anlæg har kimtallene endvidere stabiliseret sig, således at de i dag reelt ligger på acceptable niveauer inden UV-behandlingen.
Monitering
Ved sammenstilling af moniteringsprogrammerne for de enkelte danske anlæg er der konstateret stor variation på såvel moniteringsfrekvenser som indhold af analyseprogrammer. Moniteringsfrekvenserne synes generelt at være tilstrækkelige til at dokumentere, at renset vand overholder givne krav til afledning eller distribution. Dog synes moniteringen af anlæggenes tilløb generelt at være utilstrækkelige, således at de reelle stofbelastninger af kulfiltrene på de enkelte anlæg må baseres på et spinkelt grundlag og derfor er meget usikre. En mere målrettet monitering kan formodentligt i mange tilfælde resultere i mindre kulforbrug og dermed i en forbedret driftsøkonomi på anlæggene.
Omkostninger
Omkostningerne til kulfiltrering på de enkelte anlæg er søgt opgjort således, at disse omfatter udgifter til køb af nye kul, udskiftning af kul samt udgifter til bortskaffelse af brugte kul. Omkostningerne afhænger parallelt til kulforbruget især af de stoffer, som behandles på de enkelte anlæg, samt af indholdene af de pågældende stoffer i vand, som tilledes kulfiltrene. Omkostningerne til kulforbrug varierer for de enkelte anlæg fra af størrelsesorden
Foruden udgifter til aktiv kul er der forøgede analyseomkostninger forbundet med driften af aktiv kulfilteranlæggene. Informationer fra anlægsejere indikerer, at analyseomkostningerne nærmer sig størrelsesordenen for kuludgifterne. Endelig kan der være omkostninger forbundet med evt. bortskaffelse af brugt skyllevand fra anlæggene i de tilfælde, hvor skyllevandet ikke føres retur til anlæggene.
Alt i alt må meromkostningerne forbundet med drift af aktiv kulfilteranlæg generelt set betegnes som forholdsvis lave sammenlignet med f.eks. omkostninger forbundet med vandværksdrift i øvrigt. For forurenet råvand til vandforsyninger, som typisk vil være karakteriseret ved meget lave indhold af forurenende stoffer, kan der jf. ovenstående især forventes lave meromkostninger til drift af aktiv kulfiltre.
6.4 Anlæg og omkostninger
Aktiv kulfiltre bør på trods af betegnelsen ikke betragtes som filtre, men som adsorbere. Det er ikke hensigtsmæssigt at lade kulfiltre fjerne suspenderet stof eller jern og mangan. Fjernelse af disse stoffer bør være tilendebragt ved passende forbehandling.
Udformning af kulfiltre
Der er derfor principielt frihed til udformning af kulfiltre (adsorberen) alene ud fra optimering af adsorptionsprocessen. Det betyder, at mange konfigurationer har været foreslået, som f.eks. opstrømsfiltrering med eller uden ekspansion og kontinuerte løsninger med moving bed.
Ved efterbehandling af grundvand har det i praksis vist sig, at konventionelle nedstrømsfiltre er valgt hver gang, som oftest i form af trykfilterløsninger, men for store anlæg også som åbne filtre.
Indbygning i eksisterende anlæg
På danske vandværker er der ofte en vis overkapacitet i form af filtersektioner, som ikke er sat i drift, eller så store kapaciteter, at den normale vandbehandling klares på få af døgnets timer. Denne overkapacitet kan udnyttes til ombygning af eksisterende filtersektioner til aktiv kulfiltre.
Designkrav
Ved design af kulfiltre er der visse krav, der skal overholdes, som afviger fra kravene til traditionelle sandfiltre:
| Der er meget større korrosionsrisiko, og materialevalget skal derfor afpasses herefter. |
| Der er normalt meget længere hydraulisk opholdstid, hvilket svarer til dybere filterlag. |
| Returskylning er meget sjældnere (lavere frekvens) men med større ekspansion, hvilket kræver højtliggende skyllerender. |
| Kulskifte vil være en driftsopgave, og anlægget må indrettes hertil. |
| Der er behov for monitering i filtret, og der skal derfor indsættes passende prøvetagningshaner på filterbeholderne. |
Opholdstid
Et kulfilter skal dimensioneres efter forureningstype og koncentration. Der vælges for designet en hydraulisk opholdstid,
Omkostninger
I kapitel 5 og appendiks 4 er der beregnet anlægs- og driftsomkostninger for forskellige scenarier for anlæg med aktiv kulfiltrering. Anlægsomkostningerne beregnet pr.
Den samlede behandlingspris for kulfiltrering af vand bestemmes af:
| Anlægskapacitet. |
| Anlægslevetid (midlertidigt eller permanent). |
| Hydraulisk opholdstid, |
| Kulforbrug bestemt af forureningstype og koncentration. |
| Øvrige variable omkostninger, som sættes ens til 0,15 |
Omkostninger for forskellige behandlingsscenarier
Der må typisk påregnes en variation af størrelsesorden fra 40 til
Kulomkostningen afhænger af levetiden og kulmængden i anlægget (svarende til hydraulisk opholdstid,
Tabel 6.1A
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario A10 og A30.
Anlægskapacitet: 150.000
Hydraulisk opholdstid. A10 = 10 minutter og A30 = 30 minutter.
|
Anlægs-type |
Levetid |
Anlægspris |
Driftsudgifter |
Kullevetid |
Kulpris |
Behandlingspris totalt |
|
|
kr. |
|
|
år |
|
|
||
|
A10 |
midlertidig |
1.150.000 |
1,82 |
0,23 |
1 |
0,22 |
2,27 |
|
A10 |
midlertidig |
1.150.000 |
1,82 |
0,23 |
8 |
0 |
2,05 |
|
A10 |
permanent |
1.400.000 |
0,96 |
0,34 |
1 |
0,22 |
1,52 |
|
A10 |
permanent |
1.400.000 |
0,96 |
0,34 |
8 |
0,02 |
1,32 |
|
A30 |
midlertidig |
1.600.000 |
2,54 |
0,26 |
1 |
0,65 |
3,45 |
|
A30 |
midlertidig |
1.600.000 |
2,54 |
0,26 |
8 |
0 |
2,80 |
|
A30 |
permanent |
2.100.000 |
1,44 |
0,43 |
1 |
0,65 |
2,52 |
|
A30 |
permanent |
2.100.000 |
1,44 |
0,43 |
8 |
0,05 |
1,92 |
Tabel 6.1B
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario B10 og B30.
Anlægskapacitet:
Hydraulisk opholdstid. B10 = 10 minutter og B30 = 30 minutter.
|
Anlægstype |
Levetid |
Anlægspris |
Driftsudgifter |
Kullevetid |
Kulpris |
Behandlingspris totalt |
|
|
kr. |
|
|
år |
|
|
||
|
B10 |
midlertidig |
2.600.000 |
0,83 |
0,19 |
1 |
0,22 |
1,24 |
|
B10 |
midlertidig |
2.600.000 |
0,83 |
0,19 |
8 |
0 |
1,02 |
|
B10 |
permanent |
3.100.000 |
0,43 |
0,23 |
1 |
0,22 |
0,88 |
|
B10 |
permanent |
3.100.000 |
0,43 |
0,23 |
8 |
0,02 |
0,68 |
|
B30 |
midlertidig |
4.200.000 |
1,33 |
0,21 |
1 |
0,65 |
2,19 |
|
B30 |
midlertidig |
4.200.000 |
1,33 |
0,21 |
8 |
0 |
1,54 |
|
B30 |
permanent |
5.000,000 |
0,69 |
0,28 |
1 |
0,65 |
1,62 |
|
B30 |
permanent |
5.000.000 |
0,69 |
0,28 |
8 |
0,05 |
1,02 |
Tabel 6.1C
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario C10 og C30.
Anlægskapacitet: 3.000.000
Hydraulisk opholdstid: C10 = 10 minutter og C30 = 30 minutter.
|
Anlægstype |
Levetid |
Anlægspris |
Driftsudgifter |
Kullevetid |
Kulpris |
Behandlingspris totalt |
|
|
kr. |
|
|
år |
|
|
||
|
C10 |
midlertidig |
5.500.000 |
0,52 |
0,17 |
1 |
0,22 |
0,91 |
|
C10 |
midlertidig |
5.500.000 |
0,52 |
0,17 |
8 |
0 |
0,69 |
|
C10 |
permanent |
6.600.000 |
0,23 |
0,19 |
1 |
0,22 |
0,64 |
|
C10 |
permanent |
6.600.000 |
0,23 |
0,19 |
8 |
0,02 |
0,44 |
|
C30a |
midlertidig |
11.000.000 |
0,87 |
0,19 |
1 |
0,65 |
1,71 |
|
C30a |
midlertidig |
11.000.000 |
0,87 |
0,19 |
8 |
0 |
1,06 |
|
C30a |
permanent |
13.000.000 |
0,45 |
0,24 |
1 |
0,65 |
1,34 |
|
C30a |
permanent |
13.000.000 |
0,45 |
0,24 |
8 |
0,05 |
0,74 |
|
C30b |
permanent |
8.500.000 |
0,29 |
0,21 |
8 |
0,05 |
0,55 |
Anlægstypen C30b er en løsning med åbne filtre som alternativ til trykfiltrene i de andre anlægstyper. Det fremgår af tabellen, at for store anlæg synes en løsning med åbne filtre at være økonomisk gunstig.
Omkostningerne til vandbehandling i de forskellige scenarier for kulfilteranlæg varierer jf. opgørelserne i tabel 6.1 mellem 0,44 og 3,45 kr. pr.
Opgørelserne i tabel 6.1 viser, at anlægsudgifterne vejer så tungt i budgettet, at der i praksis må forventes flest anlæg designet for lave hydrauliske opholdstider, selv om dette må forventes at give højere omkostninger til kulforbrug.
6.5 Aktiv kul til drikkevandsbehandling
Indhold af forurenende stoffer
Når der konstateres indhold af forurenende stoffer i grundvand på kildepladser til drikkevandsindvindinger er dette normalt i meget lave koncentrationer. Ved behandling af vand til drikkevandsformål må det med udgangspunkt i ovenstående derfor forventes, at det typisk vil være andre faktorer end indholdet af forureningsstoffer der bliver bestemmende for levetiden af det aktive kul og dermed for kulforbruget.
Andre faktorer
Det vil være faktorer, som vandets indhold af naturligt organisk stof, jern, mangan og vandets kalkfældningsevne, som kan begrænse kullets levetid.
Vandkvalitet efter normal vandbehandling
På den baggrund er det i høj grad kvaliteten af vandet fra den normale vandbehandling, som bliver bestemmende for kullets levetid og kulforbruget og dermed for driftsomkostningerne ved aktiv kulbehandling.
En god henholdsvis dårlig normalbehandling vil blive synliggjort ved aktiv kulbehandlingen i form af lange henholdsvis uacceptabelt korte levetider for det aktive kul og i dagligdagen i form af sjældne henholdsvis relativt hyppige returskylninger af kulfiltrene samt evt. også problemer med tømning af filtrene ved kulskifte pga. sammenkitning.
7 Referencer
Albrechtsen, H.J.; Arvin, E. (1996). Nedbrydning. Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand: Bind 1. P. Kjeldsen and T.H. Christensen, eds. (København: Miljøstyrelsen), 255-299.
AWWA Research and Technical Practice Committee on Organic Contaminants (1981). An Assessment of Microbial Activity on GAC. J. Am. Water Works Assoc. 73, 447-454.
Beck, J. (1983). Organiske forbindelser i drikkevand. Et teknologirådsprojekt. ISBN 87-571-0742-4. Teknisk Forlag A/S.
Benedek, A. (1980). Simultaneous biodegradation and activated carbon adsorption – a mechanistic look. In: Activated carbon adsorption of organics from the aqueous phase. Vol. 2. M.J. McGuire and I.H. Suffet, eds. (Ann Arbor Science Publishers), 273-302.
Blum, D.J.W. and Suffet, I.H. (1992). Development of a method to predict the adsorption of organic chemicals on activated carbon. In: Influence and removal of organics in drinking water.
Influence and removal of organics in drinking water. J. Mallevialle, I.H. Suffet, and U.S. Chan, eds. (Boca Raton, etc., Lewis Publishers), 67-78.
Blum, D.J.W.; Suffet, I.H.; Duguet, J.P. (1994). Quantitative structureactivity relationship using molecular connectivity for the activated carbon adsorption of organic chemicals in water. Water Res. 28, 687-699.
Bonde, G.J.; Beck, J. (1983). Delrapport 4: Bakteriologiske undersøgelser af prøver fra pilotanlæg. 1: Organiske forbindelser i drikkevand. J. Beck, ed. (København: Teknisk Forlag), 121-141.
Burlingame, G.A.; Suffet, I.H.; Pipes, W.O. (1986). Predominant bacterial genera in granular activated carbon water treatment systems. Can. J. Microb. 32, 226-230.
Camper, A.K.; Broadaway, S.C.; LeChevallier, M.W.; McFeters, G.A. (1987). Operational variables and the release of colonized granular activated carbon particles in drinking water. J. Am. Water Works Assoc. 79, 70-74.
Camper, A.K.; LeChevallier, M.W.; Broadaway, S.C.; McFeters, G.A. (1985a). Evaluation of procedures to desorb bacteria from granular activated carbon. J. Microbiol. Methods 3, 187-198.
Camper, A.K.; LeChevallier, M.W.; Broadaway, S.C.; McFeters, G.A. (1985b). Growth and persistence of pathogens on granular activated carbon filters. Appl. Environ. Microbiol. 50, 1378-1382.
Camper, A.K.; LeChevallier, M.W.; Broadway, S.C.; McFeters, G.A. (1986). Bacteria associated with granular activated carbon particles in drinking water. Appl. Environ. Microbiol. 52, 434-438.
Carter, M.C., Weber, W.J.J., and Olmstead, K.P. (1992). Effects of background dissolved organic matter on TCE adsorption by GAC. J. Am. Water Works Assoc. 84, 81-91.
Chemviron Carbon. Technical notes. Bruxelles. Belgien.
Clark, R.M. and Adams, J.Q. (1991). Evaluation of BAT for VOCs in drinking water. J. Environ. Eng. (N. Y. ) 117, 247-268.
Clark, R.M. and Lykins, B.W., Jr. (1989). Granular Activated Carbon (Design, operation and cost) (Lewis Publishers).
Crittenden, J.C., Berrigan, J.K., and Hand, D.W. (1986). Design of rapid small scale adsorption tests for a constant diffusivity. Journal WPCF 58, 312-319.
Crittenden, J.C., Reddy, P.S., Arora, H., Trynoski, J., Hand, D.W., Perram, D.L., and Summers, R.S. (1991). Predicting GAC performance with rapid small-scale column tests. J. Am. Water Works Assoc. 83, 77-87.
Culp, G.L. and Culp, R.L. (1974). New concepts in water purification. N.Y. Van Nostrand Reinhold Co.
Curtis, F.W., Jr.; Wood, P.R.; Parsons, F.Z.; Waddell, D.H.; Coates, R.A. (1984). Pilot plant project for removing organic substances from drinking water. EPA-60012-84-009.
Czekalla, C.; Wechmann, K. (1994): Bioabbau Organischer Umweltchemikalien in Enteisenungsfiltern. GWF 134/4. s. 207-212.
DiGiano, F.A.; Mallon, K.; Stringfellow, W.T. (1990). Potential for release of carbon fines and bacteria from filter-adsorbers. Proc. AWWA Annual Conference, June 1990, Miami Beach, Florida. 129-152.
Dobbs, R.A. and Cohen, J.M. (1980). Carbon adsorption isotherms for toxic organics, Environmental Protection agency, Wastewater treatment division. EPA-600/880-023.
Donlan, R.M.; Yohe, T.L. (1981). Microbial population dynamics on granular activated carbon used for treating surface impounded groundwater. In: Treatment of water by granular activated carbon. M.J. McGuire and I.H. Suffet, eds. (Washington D.C., American chemical society), 337-354.
DTI (1997). Udvikling af metode til test af filter. Dansk Teknologisk Institut, v. J. Bødker, Miljødivisionen.
Dubinin M.M. (1966). Porous structure and adsorption properties on active carbon. In: Chemistry and physics of carbon. Walker P.L. ed. (N.Y. Jr ED.), pp. 51-120.
Edell, Å. (1997). Effects of natural organic matter on herbicide adsorption to activated carbon. Kalmars Tekniska Högskola. Göteborg. Ph.D. afhandling nr. 12. ISBN 91-7197-476-8.
Engelsen, P.; Sebber, U.; Arvin, E. (1997). Biologisk nedbrydning af benzinstoffer i et vandværksfilter. Vandteknik 65(10), 560-563.
Fletcher, M.; Marshall, K.C. (1982). Are solid surfaces of ecological significance to aquatic bacteria? In K.C. Marshall, ed. (New York: Plenum Press).
Galey, C.; Bablon, G.; Dagois, G. (1992). Ozonation and biological activity on granular activated carbon. VTT Symp. 129, 1991, 38-53.
Genuchten, M. Th. van, and Alves, W. J. (1982). Analytical Solutions of the One-Dimensional Convective-Dispersive Solute Transport Equation. U.S. Department of Agriculture. Technical Bulletin No. 1661.
Grøn, C.; Tørsløv, J.; Albrechtsen, H.J.; Jensen, H.M. (1992). Biodegradability of dissolved organic carbon in groundwater from an unconfined aquifer. Sci. Total. Environ. 117/118, 241-251.
Haist-Gulde, B., Baldauf, G., and Brauch, H.J. (1995). Removal of organic micropollutants by activated carbon. In: Drinking water and drinking water treatment. Ed. J. Hrubec. Springer. s. 103-128.
Haist-Gulde, B., Johansen, K., Stauder, S., Baldauf, G., and Sontheimer, H. (1991). Optimization of the activated carbon process for the removal of micropollutants in drinking water treatment. GWF 132, 8-15.
Haas, C.N.; Meyer, M.A.; Paller, M.S.; Zapkin, M.A.; Aulenbach, D.B. (1983). Microbiological alterations in distributed water treated with granular activated carbon. EPA-60012-83-062.
Janssens, J.G.; Meheus, J.; Dirickx, J. (1984). Ozone enhanced biological activated carbon flitration and its effect on organic matter removal, and in particular on AOC reduction. Water Sci. Technol. 17, 1055-1068.
Keevil, C.W.; Rogers, J.; Walker, J.T. (1995). Potable-Water Biofilms. Microbiology Europe 3, 10-14.
Knappe, D.R.U. and Snoeyink, V.L. (1995). Predicting the removal of atrazine by powered and granular activated carbon. Final Report. Compagnie Génèrale des Eaux.
Korth, A.; Bendinger, B.; Czekalla, C.; Wichmann, K. (1997). Mikrobielle Verwertung von organischen Wasserinhaltsstoffen aus Roh- und Trinkwasser. 1-9.
Kruithof, J.C.; Hopman, R.; Meijers, R.T.; Hofman, J.A.M.H. (1994). Pesticides in water. Presence and removal of pesticides in Dutch drinking water practice. Water Supply 12.
Kruithof, J.C.; Van der Leer, R.C; Hijnen, W.A.M. (1992). Practical experiences with UV disinfection in the Netherlands. Aqua 41, 88-94.
Lafrance, P.; Mazet, M.; Villessot, D. (1983). Bacterial growth on granular activated carbon. An examination by scanning electron microscopy. Water Res. 17, 1467-1470.
LeChevallier, M.W.; Becker, W.C.; Schorr, P.; Lee, R.G. (1992). AOC reduction by biologically active filtration. Rev. Sci. Eau 5, 113-142.
LeChevallier, M.W.; Cawthon, C.D.; Lee, R.G. (1988). Inactivation of Biofilm Bacteria. Appl. Environ. Microbiol. 54, 2492-2499.
LeChevallier, M.W.; Hassenauer, T.S.; Camper, A.K.; McFeters, G.A. (1984). Disinfection of bacteria attached to granular activated carbon. Appl. Environ. Microbiol. 48,918-923.
Ledin, A., Karlson, S., Düker, A., and Allard B. (1997). On the applicability of photon correlation Spectroscopy for in-situ measurement of concentration and size distribution of colloids in natural water. Subm. to Anal. Chem. Acta.
Maloney, S.W.; Baneroft, K.; Pipes, W.O.; Suffet, I.H. (1984). Bacterial TOC removal on sand and GAC. J. Environ. Eng. (N. Y.) 110, 519-533.
Marshall, K.C. (1996). Adhesion as a strategy for access to nutrients. In: Bacterial Adhesion – molecular and ecological diversity. M. Fletcher, ed. (New York: Wiley-Liss), 59-87.
Miltner, R.J.; Summers, R.S.; Wang, J., Z. (1995). Biofiltration performance: Part 2, effect of backwashing. J. Am. Water Works Assoc. 87, 64-70.
Morin, P.; C-amper, A.K. (1997). Attachment and fate of carbon fines in simulated drinking water distribution system biofilms. Water Res. 31, 399-410.
Najm, I.N., Snoeyink, V.L., Lykins, B.W.J., and Adams, J.Q. (1991). Using powdered activated carbon: A critical review. J. Am. Water Works Assoc. 83, 65-76.
Nielsen, P.B; Arvin, E. (1996). Biologisk nedbrydning af oliekomponenter i sandfiltre. Vandteknik 64 (2). 87-89.
Parsons, F.; Wood, P.R.; DeMarco, J. (1980). Bacteria associated with granular activated carbon columns. Proc. AWWA. Water Qual. Technol. Confer. 8th. 271-296.
Pernitsky, D.J.; Finch, G.R.; Huck, P.M. (1997). Recovery of attached bacteria from GAC fines and implications for disinfection efficacy. Wat. Res. 31, 385-390.
Perry, R.H. and Green Don (1987). Perry's chemical Engineers' Handbook (Singapore: McGraw Hill).
Prados, M. Anjou Recherche – Compagnie Génerale des Eaux. Maisons-Laffitte. Frankrig.
Price, M.L.; Bailey, R.W.; Enos, A.K.; Hook, M.; Hermanowicz, S.W. (1993). Evaluation of ozone/biological treatment for disinfection byproducts control and biologically stable water. Ozone Sci. Eng. 15, 95-130.
Reasoner, D.J; Geldreich, E.E. (1985). A New Medium for the Enumeration and Subculture of Bacteria from Potable Water. Appl. Environ. Microbiol. 49, 1-7.
Rogers, J.; Dowsett, A.B.; Dennis, P.J.; Lee, J.V.; Keevil, C.W. (1994). Influence of temperature and plumbing material selection on biofilm formation and growth of Legionella pneumophila in a model potable water system containing complex microbial flora. Appl. Environ. Microbiol. 60, 1585-1592.
Rollinger, Y.; Dott, W. (1987). Survival of selected bacterial species in sterilized activated carbon filters and biological activated carbon filters. Appl. Environ. Microbiol. 53, 777-781.
Schiemann, D.A. (1990). Yersinia enterocolitica in Drinking Water. In: Drinking Water Microbiology. G.A. McFeters, ed. (New York: SpringerVerlag), 322-339.
Schuliger, W.G., Riley, C.N., and Wagner, N.J. (1987). Thermal reactivation of granular activated carbon: a proven technology. AWWA Ann. conf.
Selchau, T (1997). Personlig kommunikation.
Servais, P.; Billen, G.; Bouillot, P. (1994). Biological colonization of granular activated carbon filters in drinking – water treatment. J. Environ. Eng. (N.Y.) 120, 888-899.
Servais, P.; Billen, G.; Ventresque, C.; Bablon, G.P. (1991). Microbial activity in GAC filters at the Choisy-le-Roi treatment plant. J. Am. Water Works Assoc. 83, 62-68.
Servais, P.; Laurent, P.; Randon, G. (1995). Comparison of the bacterial dynamics in various French distribution systems. Aqua 44, 10-17.
Seung-Kon Ryu (1997). Porosity of activated carbon fibers. High ternperature – High Pressure 22, 345-354.
Shi, J.; Zhao, X.; Hickey, R.F.; Voice, T.C. (1995). Role of adsorption in granular activated carbon-fluidized bed reactors. Water Environ. Res. 67, 302-309.
Snoeyink, V.L. (1990). Adsorption of Organic Compounds. In Water Quality and Treatment. F.W. Pontius, ed. (United States: McGraw-Hill, inc.), pp. 781-875.
Solo-Gabriele, H.; Neumeister, S. (1996). US outbreaks of cryptosporidiosis. J. Am. Water Works Assoc. 88, 76-86.
Speitel, G.E., Jr.; DiGiano, F.A. (1987). The Bioregeneration of GAC Used to Treat Micropollutants. J. Am. Water Works Assoc. 64-73.
Stewart, M.H.; Wolfe, R.L.; Means, E.G. (1990). Assessment of the bacteriological activity associated with granular activated carbon treatment of drinking water. Appl. Environ. Microbiol. 56, 3822-3829.
Stringfellow, W.T.; Mallon, K.; DiGiano, F.A. (1993). Enumerating and disinfecting bacteria associated with particles released from GAC filteradsorbers. J. Am. Water Works Assoc. 85, 70-80.
Suzuki, M. (1990). Adsorption Engineering (Amsterdam: Elsevier).
Taylor, R.H.; Geldreich, E.E. (1979). A New Membrane Filter Procedure for Bacterial Counts in Potable Water and Swimming Pool Samples. J. Am. Water Works Assoc. 71, 402-405.
Thurman, E.M. (1985). Organic geochemistry of natural waters. Developments in Biogeochemistry. (Dordrecht: Martinus Nijhoff/Dr. W. Junk Publishers).
Tuschewitzki, G.J.; Werner, P.; Dott, W. (1983). Biological colonization and mineral deposits on filter materials for drinking water treatment. GWF 124,521-526.
Van der Kooij, D. (1979). Processes during biological oxidation in filters. CCMS-111, Oxid. Tech, 689-701.
Van der Kooij, D. (1990). Assimilable Organic Carbon (AOC) in Drinking Water. In: Drinking Water Microbiology. G.A. McFeters, ed. (New York: Springer-Verlag), 57-87.
Van der Kooij, D.; Visser, A.; Hijnen, W.A.M. (1982). Determining the concentration of easily assimilable organic carbon in drinking water. J. Am. Water Works Assoc. 74, 540-545.
Werner, P. (1981). Microbial studies on chemical-biological treatment of humic acid-containing groundwater. Vom Wasser 57, 157-164.
Werner, P.; Klotz, M.; Schweisfurth, R. (1979). Microbiological studies on activated carbon filtration. CCMS-111, Oxid. Tech.
Werner, P.; Klotz, M.; Schweisfurth, R. (1984). Investigations concerning the microbiology of GAC -filtration for drinking water treatment. CCMS 112, Adsorpt. T.
Wilcox, D.P.; Chang, E.; Dickson, K.L.; Johansson, K.R. (1983). Microbial growth associated with granular activated carbon in a pilot water treatment facility. Appl. Environ. Microbiol. 46, 406-416.
Wrangstadh, M.; Szewzyk, U.; Östling, J.; Kjelleberg, S. (1990). Starvation-specific formation of a peripheral exopolysaccharide by a marine Pseudomonas sp. , strain S9. Appl. Environ. Microbiol. 56, 2065-2072.
Yuasa, A. (1992). Influence of the concentration change of Raw water upon the carbon adsorption isotherms of total organics and micropolutants. ln: Influence and removal of organics in drinking water. J. Mallevialle, I.H. Suffet, and U.S. Chan, eds. (Boca Raton, Ann Arbor, London, Tokyo: Lewis Publishers).
Zwicky, F. (1997). Flemming Zwicky Aps (forhandler for Chemviron Carbon). Personlig kommunikation.
Ordliste
Abiotisk: Ikke biologisk.
AC: Activated carbon. Aktiv kul.
Adaptation: Tilpasning.
Aerob: Indeholdende ilt. Kan også betyde iltkrævende.
AOC: Assimilerbart organisk kulstof. Den kulstoffraktion, der kan anvendes til mikrobiel vækst. Måles normalt vha. to specifikke renkulturer.
AODC: Acridine Orange Direct Count. Efter farvning med flourescerende stof (acridine orange) tælles prøvens bakterier ved direkte mikroskopi. Målingen svarer til epiflouroscens tælling (DEFT).
BAM: 2,6-dichlorbenzamid. Et nedbrydningsprodukt af pesticidet dichlorbenil.
BDOC: Biodegradable organic carbon. Biologisk nedbrydeligt organisk kulstof.
BET metoden: Braunauer, Emmett og Teller metoden til bestemmelse af det specifikke areal på aktiv kul.
BOM: Biodegradable organic matter. Biologisk nedbrydeligt organisk stof.
CFU: Colony forming unit. Kimtal. Antal bakterier i en prøve talt som kolonier på en agarplade (pladespredning).
COD: Chemical oxygene demand. Kemisk iltforbrug.
DOC: Dissolved organic carbon. Opløst organisk kulstof.
Downflow system: Kolonnesystem, hvor vandet bevæger sig nedad.
EBCT: Empty Bed Contact Time, dvs. hydraulisk opholdstid,
Elektrondonor: Et stof, der afgiver elektroner i en redoxproces, dvs. at elektron-donoren oxideres. Ved heterotrof omsætning er organisk stof elektrondonor.
Exoenzymer: Ekstracellulære enzymer. Enzymer, der fungerer udenfor cellen.
Fixed-bed: Kolonnesystem, hvor det granulære medium er fastsiddende.
Freundlich isoterm: Matematisk udtryk for sammenhængen mellem adsorptionskapacitet og ligevægtskoncentrationen af forureningen.
GAC: Granulært aktiv kul.
Heterotrofe organismer: Organisme, der får energi fra organiske stoffer, i modsætning til autotrofe organismer, der får energi fra uorganiske stoffer eller sollys.
Kimtalsbestemmelse: Metode til bestemmelse af bakterietal i en prøve. Kimtallet angiver antallet af bakterier, der er i stand til at danne en koloni på et fast vækstmedie (f.eks. R2A).
Kontaminering: Forurening.
Moving bed: Kolonnesystem, hvor det granulære medium bevæger sig.
MTBE: Methyl-tert-butyl-ether.
NOM: Natural organic matter. Naturligt organisk stof.
NVOC: Nonvolatile organic carbon. Ikke flygtigt organisk kulstof.
PAC: Powdered Activated Carbon, dvs. pulveriseret aktiv kul.
Patogen: Sygdomsfremkaldende.
PCE: Perchlorethylen = Tetrachlorethylen.
Preloading: Belastning af aktiv kul med det aktuelle vand uden forurening. Herved sker der en fremadskridende deaktivering af det aktive kul pga. mætning af det aktive kul med bl.a. naturligt organisk stof (NOM).
Protozoer: Højere encellede organismer, der bl.a. græsser bakterier.
R2A: Vækstmedie til kimtalsbestemmelse.
Redoxpotentiale: Et systems elektronaktivitet. Høje redoxpotentialer er ensbetydende med et iltet system og lave redoxpotentialer er ensbetydende med stærkt anaerobe eller reducerede forhold.
TCE: Trichlorethylen.
TOC: Total Organic Carbon. Et samlet mål for indholdet af organisk kulstof.
Upflow system: Kolonnesystem, hvor vandet bevæger sig opad.
Appendiks 1
1 Søgeprofil for litteraturstudiet
1.1 Litteratursøgning
Internationale referencer
Som basis for kapitlerne 2 og 3 blev der udført en litteratursøgning. Litteratursøgningen skulle identificere den centrale udenlandske litteratur, primært artikler i internationale tidsskrifter, indenfor denne rapports emneområde.
Reference databaser
Første skridt var at identificere egnede tidsskriftdatabaser, hvor søgningen kunne gennemføres. Med udgangspunkt i en søgning i databaseværterne DIALOG og STN viste Chemical Abstracts og Biological Abstracts sig at være velegnede databaser.
Søgningerne i de to databaser var 'brede', da referencerne skulle dække hele emneområdet. Søgningerne omfattede titel, keywords og abstract på referencer før 1997-04-09, der blev kun medtaget referencer på engelsk, tysk eller fransk.
1.2 Søgeprofil
Søgeprofil
Der blev anvendt følgende søgeprofil:
|
groundwater drinking water potable water water supply |
||
|
activated carbon GAC |
OG |
|
Søgningen gav 835 og 342 referencer i henholdsvis Chemical Abstracts og Biological Abstracts.
Aktiv kul database
Referencerne med abstract blev downloadet og samlet i en aktiv kul database, hvor dublerende referencer blev frasorteret. Denne database dannede grundlag for den mere specifikke litteratursøgning. Undervejs er databasen blevet suppleret med referencer, der er indsamlet på anden vis, det drejer sig om ca. 50 referencer. Samlet indeholder aktiv kul databasen 1.105 referencer.
Appendiks 2
1 Udenlandske praktiske erfaringer med aktiv kul
1.1 Franske erfaringer med aktiv kul
I Frankrig udvindes drikkevandet hovedsageligt fra floder. Da smagen af chlor anses for uacceptabel, har fransk praksis været at erstatte chlor med ozon til desinfektion. Ozon anvendtes fra begyndelsen af århundredet, og ozon er blevet kombineret med aktiv kul i de sidste to årtier.
Før 1970 anvendtes aktiv kul i form af pulveriseret aktiv kul i Frankrig til at fjerne smagen af naturlige organiske forbindelser i råvand. Denne smag blev ofte associeret med tilstedeværelsen af alger i floder, og blev i visse tilfælde forstærket af virkningen af syntetiske organiske stoffer, særligt produkter fra chloring. Da vandkvaliteten imidlertid vedvarende er blevet forværret, har der været en konstant stigning i niveauet af chloring, hvilket har resulteret i smagsproblemer, og pulveriseret aktiv kul er blevet mindre effektivt. I slutningen af 60'erne begyndte brugen af granulært aktiv kul (GAC) derfor at blive overvejet. I starten var denne modifikation en simpel erstatning af sand med GAC i sandfiltre.
Tabel 1 opremser vandværkerne, som anvender GAC i stedet for sand. I rensningen indgår tillige flokkulering og sedimentation. I disse vandværker er der opnået gode resultater med fjernelse af chlorsmag.
Desinfektion opnås ved ozonering, og kontrol af eftervækst i ledningsnettet sker gennem tilsætning af natriumhypochlorit, chlor eller chlordioxid. Kul regenereres hvert år eller hvert andet år, afhængig af det individuelle vandværk. Visse kulkolonner er blevet regenereret op til fem gange uden vanskelighed. Regenererings-kriterier (reaktiverings-kriterier) baseres ofte på smagen. Filtertyper er normalt den åbne type, fremstillet af beton i rektangulære tanke med et filterareal på omkring 220
Trinvis ozonering
Efterhånden som vandkvaliteten er faldet, er der udviklet en ny teknologi, som kombinerer trinvis ozonering med sandfiltrering og aktiv kul dobbeltfiltrering. Andettrinsfiltreringen med kul indledes med ozonering, som reducerer mængden af organisk stof. Dette koncept anvendes af de største vandværker i Frankrig.
Tabel 2 indholder en liste over de anlæg, som praktiserer trinvis ozonering før andet filtreringstrin med granulært aktiv kul. Ozonering i kombination med aktiv kul udgør, hvad ofte kaldes biologisk aktiv kul (BAC). Ammoniak fjernes for hovedparten biologisk i sandfiltret, mens aktiv kul filtret gennem BAC-processen reducerer indholdet af organiske stoffer.
Tabel 1.
Større vandværker i Frankrig som anvender granulært aktiv kul til første filtrering.
(Tabel - 22 Kb)
(Tabel - 11 Kb)
Tabel 2
Væsentlige vandværker, som anvender trinvis ozonering før anden filtrering på granulært aktivt kul
(Tabel - 17 Kb)
Montauban vandværk
Montauban vandværk ligger i Bretagne (i nordvestlige Frankrig). Det behandler vand, som stammer fra et grundvandsreservoir i en dybde på ca. 20-30 m gennem tre pumpestationer: Le Tizon, la Bouexiere og La Saudrais.
Kapaciteten af vandværket er omkring 25.000
De mest betydningsfulde forureningsstoffer i dette grundvand er pesticider, særligt triaziner og isoproturon. Tabel 3 giver en oversigt over de maksimale koncentrationer målt i grundvandet.
Tabel 3.
Forureningsstof koncentration i grundvandet til Montaubans vandværket (alle koncentrationer er udtrykt i ng/l).
|
La Bouexiere |
Le Saudrais |
Le Tizon |
|||||||
|
dato |
Atrazin |
Simazin |
Isoproturon |
Atrazin |
Simazin |
Isoproturon |
Atrazin |
Simazin |
Isoproturo |
|
07-11-90 07-05-91 10-07-91 16-12-91 27-05-92 27-07-92 13-04-93 19-05-93 10-06-93 |
970 960 820 590 345 710 480 950 770 |
50 <50 90 50 <50 <50 <50 <50 <50 |
- - - - 490 118 110 100 - |
715 470 415 385 - - 410 580 390 |
<50 <50 <50 <50 - - <50 <50 <50 |
- - - - - - - - - |
980 1775 855 685 555 <50 440 - - |
105 <50 95 <50 <50 <50 <50 - - |
- - - - 90 65 90 - - |
–: Ikke målt.
Analyser foretaget siden starten tyder på, at niveauet af atrazin er faldet i grundvandet, se tabel 4. l de nyeste analyserapporter er der påvist desethylatrazin og desisopropylatrazin, der er kendt som atrazinnedbrydningsprodukter.
Tabel 4.
Analyse af triaziner i grundvandet ved Montaubans vandværker. (Alle koncentrationer udtrykt i ng/l.).
|
27-06-96 |
La Bouexiere |
Le Saudrais |
Le Tizon |
|
Atrazin Desethylatrazin Deisopropylatrazin |
490 150 <50 |
190 120 <50 |
210 180 60 |
|
25-01-96 |
La Bouexiere |
Le Saudrais |
Le Tizon |
|
Atrazin Desethylatrazin Desisopropylatrazin |
530 200 80 |
390 210 70 |
50 110 <50 |
Desuden er der nitrit i Tizon's
brønd med koncentrationer på op til 0,29 mg
Tabel 5.
Analyse af råvand i grundvandet til Montauban vandværk.
|
La Saudrais |
Le Tizon |
La Bouexiere |
||||
|
09-09-92 |
15-09-93 |
09-09-92 |
15-09-93 |
09-09-92 |
15-09-93 |
|
|
Turbiditet(NTU) Farve (mg Pt/L) Temperatur (°C) Coli. Termoresistent (per 100 ml) Fæcal streptococcus (per 100 ml) pH Ledningsevne (mS/cm) Ilt (mg/L) Calcium (mg/L) Magnesium (mg/L) Ammonium (mg/L) Jern (mg/L) Mangan (mg/L) Chlorid (mg/L) Sulfat (mg/L) Nitrat Nitrit Bikarbonat (mg/L) Total fosfor Permanganattal (med syre) COD (mg/L) TOC (mg/L) |
0.4 <5 12 Ingen Ingen 7.5 ± 0.05 535 2.8 86 10.4 <0.02 0.09 <0.01 41 26 26 <0.01 250.1 0.08 0.2
– – |
0.9 <5 12.6 Ingen Ingen 7.3 ± 0.05 525 – 92 8.8 <0,02 0.17 <0.01 42 28 15.6 <0.01 244 0.06 0.2
– – |
0.3 <5 12 Ingen Ingen 7.5 ± 0.1 620 2.2 102 13 <0.02 0.06 0.06 44 63 17.8 0.2 272.1 0.14 0.2
– – |
0.2 <5 10.9 Ingen Ingen 7.55 ± 0.3 625 – 111 9.8 <0.02 0.3 0.02 52 89 18 0.29 231.8 0.07 2.9
– – |
0.2 <5 11.8 Ingen Ingen 7.5 ± 0.1 610 7.5+/-0.1 101.5 12.4 0.07 0.06 <0.01 42 57 17.9 <0.01 273.3 0.11 0.3
– – |
0.2 <5 13.3 Ingen Ingen 7.3 ± 0.05 625 – 123 10 0.2 0.07 <0.01 46 72 15,4 0,03 286.7 0.08 2.9
– – |
–: Ikke målt.
I juni 1997 er forureningsstofferne ikke brudt igennem. Koncentrationen af triaziner er under detektionsgrænserne, dvs. <50 ng/L.
Rouen-la-Chapell vandværk
Rouen-la-Chapelle vandværket er placeret i Normandiet, hvor det forsyner den sydlige forstad til Rouen.
Råvandet, der er grundvand, pumpes fra boringer i kalken i en dybde på 35 m. Rensningen består af et forozoneringstrin, efterfulgt af en sand- og aktiv kul dobbeltfiltrering. Desinfektionen udføres vha. et efterozonationtrin og et chloringstrin. Figur 1 viser flow-skemaet for processen.
(Figur - 4 Kb)
Figur 1.
Flow-skema af Rouen-la-Chapelle vandværket. 1) Pumpestation; 2) Preozonering; 3) Sandfiltrering; 4) GAC-filtrering; 5) Efterozonering; 6) Chloring.
Flowet gennem dette vandværk er på 54.000
Tabel 6.
Specifikation af GAC-filtre ved Rouen-la-Chapelle værket.
|
Antal filtre |
6 |
|
Kultype Tværsnitsareal Total volumen af GAC Flow Filterhastighed |
Picactif TE 60 454.8 336 ca. 5 m/h < 9 min. |
Mikroforureningsstofferne i råvandet består hovedsageligt af triaziner (atrazin og simazin) og af chlorerede alifatiske forbindelser (trichlorethylen, tetrachlorethylen og 1,1,1-trichlorethan), se tabel 7.
Koncentrationen af mikroforureningsstofferne i de tre brønde og det rene vand er bestemt over en tidsperiode på 6-7 år. Koncentrationen af atrazin og simazin i det rensede vand er mindre end grænseværdien, dvs. under 0,1 µg/L.
Tabel 6 viser, at den hydrauliske opholdstid
Tabel 7.
Analyse af råvand ved Rouen-la-Chapelle værket (gennemsnitlig udvikling mellem 1/1-'92 og 1/1-'95).
|
|
Boring 1 |
Boring 2 |
Boring 3 |
|
pH Temperatur (°C) Turbiditet (NTU) Ledningsevne (µS/cm ved 20°C) TOC (mg/L) Nitrat (mg/L) Sulfat (mg/L) Chlorid (mg/L) Aluminium (µg/L) Calcium (mg/L) Kobber (µg/L) Jern (mg/L) Fluorid (mg/L) Magnesium (mg/L) Mangan (µg/L) Kalium (mg/L) Inddampningsrest (mg/L) Silicium (mg/L) Natrium (mg/L) Zink (µg/L) Kuldioxid, Ilt, Hydrogencarbonat (mg/L) Atrazin (µg/L) Simazin (µg/L) Trichlorethylen (µg/L) Tetrachlorethylen (µg/L) |
6.9-7.5 ca. 15 0.1-0.3 480-830 1.3-4.3 15-20 35-65 31-35 10-70 100-135 2-14 10 0.01-0.17 6-15 10-50 0.1-12 420-440 12-13 17-28 1-18 40-60 0-12.5 305-354 0.1 0.02-0.06 1.4-13 0.05-1.1 |
7.1-7.4 ca. 15 0.1-0.2 500-800 1.3-2.8 23-53 35-69 29.5-35 10-65 115-155 4-13 10 0.05-0.15 0.5-10 10-50 3.8-6.2 410-1420 12.2-13 16-22 1-18 26-43 0.7-10 305-360 0.11 0.08-0.1 0.6-3.4 1.4-12.9 |
7-7.3 ca. 15 0.15-0.25 800-900 1.3-3.7 52.5-55 55-75 36-41.5 10-40 125-147 12-40 10 0.04-0.15 8.7-10 10-80 4.4-5.8 500-1100 12.7-13.4 21-34 20-36 36-68 6.3-9.4 340-354 0.4 0.1-0.14 0.25-4.9 0.05-45 |
Tabel 8.
Kvalitet af det behandlede vand ved Rouen-la-Chapelle værket (gennemsnitlig udvikling mellem 1/1-'92 og 1/1-'95).
|
Værdi |
Værdi |
||
|
pH Turbiditet (NTU) Ledningsevne (µS/cm ved 20°C) Nitrat (mg/L) Bromat (µg/L) TOC (mg/L) Stilfat (mg/L) |
7.1-7.8 0.1-0.4 550-850 17-36 0.22-1.2 0.7-4 38-65 |
Atrazin (µg/L) Simazin (µg/L) Trichlorethylen (µg/L) Tetrachlorethylen (µg/L) 1,1,1-trichlorethan (µg/L)
|
0.04 0-0.02 0.75-2.2 1.4-4.5 0.5-7.8
|
1.2 Erfaringer med aktiv kul i Storbritannien (UK)
Omtrent 100 vandværker i UK anvender aktiv kul. I de fleste tilfælde bruges aktiv kul til at kontrollere smags- og lugtproblemer, særligt jordet og muggen smag og lugt. Smags- og lugtproblemerne er sæson betonede og ofte kortvarige, så de fleste af vandværkerne finder det mere økonomisk at bruge PAC (pulveriseret kul) i stedet for GAC. I UK udføres desinfektion ofte med UV-enheder (minimumsværdi 36
Dette afsnit præsenterer værker, hvor GAC for nylig er blevet installeret til pesticid fjernelse og fjernelse af chlorerede opløsningsmidler fra grundvand. Disse værker drives af GU PROJECTS (GUP), som er et datterselskab af Compagnie Gènèrale des Eaux.
GAC-filtrene anvendt ved disse værker er standardiserede beholdere udviklet af GUP, tabel 9.
Tabel 9.
Teknisk specifikation af et GAC filtermodul.
|
18 |
|
|
Diameter Design Min. GAC højde i kolonne (m) Højde af filter (m) Design tryk (bar) Tryktab (m VS) |
2.5 18 15 10 3.6 7 10-16 2 to 3 |
|
Behandlingskapacitet af ét modul: |
|
|
Volumen behandlet ved design Volumen behandlet ved min. |
1730 2590 |
Data for nogle værker findes i tabel 10. På grund af de lave koncentrationer af organiske stoffer i grundvandet og et lavt driftstryk tilbageskylles kun to gange om året. Ved Musley Lane og Berkhamsted værkerne er GAC-filtrene ikke blevet tilbageskyllet de sidste ti måneder (Prados, personlig korrespondance).
Regenereringen af GAC sker hvert andet år. Beslutningskriteriet er pesticid gennembrud.
En oversigt over råvandskvaliteten for disse værker findes i tabel 11.
Tabel 10
Vandværker drevet af GU PROJECT i Storbritannien.
(Tabel - 15 Kb)
Tabel 11.
Kvalitet af råvand og renset vand ved værker drevet af GUP i Storbritannien.
|
|
Musley Lane |
Berkhamstep |
Clay Lane |
Cresent Road |
||
|
|
Råvand |
Rent vand |
Råvand |
Rent vand |
Råvand |
Råvand |
|
Turbiditet (FTU) Temperatur (°C) pH TOC (mg/L) KMn04 tal Ilt (% sat) Calcium (mg/L) Magnesium (mg/L) Jern (µg/L) Chlorid (mg/L) Sulfat (mg/L) Nitrat (mg/L) Nitrit (mg/L) |
0.05-0.44 10 6.9-7.2 1.2- 1.5 – 75 146 5.1 17-47 36 69 38-46 0.012 |
0.04-0.12 11 7-7.4 – – – – – – – – 39 <0.008 |
0.11 11-13 7.1-7.5 1 0.7 – 97-101 1.6-1.8 <15 15 12 24 <0.008 |
0.06 – 7.3 – – – – – – – – – – |
0.11-0.33 7-13 6.8-7.4 1.6-2.3 – 31-40 121-136 4.9-5.7 <15 43-63 51-54 28-32 <0.008-0.04 |
0.04-0.25 8-15 7.1-7.3 1.4-2 – 61-75 128-136 2.4-2.7 <15-23 33-43 66-79 45-51 <0.008-0.01 |
|
Pesticider (µg/L) Atrazin Simazin Diuron Total pesticider |
0.08-0.16 0.04-0.09 0.01-0.04 0.12-0.27 |
<0.01 <0.01 <0.01 0 |
0.03 <0.01-0.05 <0.01 0.03-0.2 |
0.011 0.012 <0.01 0.006-0.07 |
0.06-0.15 0.04-0.09 0.01-0.07 0.13-0.33 |
0.02-0.32 <0.01-004 <0.01-0.05 0.028-0.35 |
|
CAHs (µg/L) Tetrachloromethane Trichlorethylen Tetrachlorethylen 1,1,1-trichlorethan |
<0.3 <1 <1 <1 |
– – – – |
<0.3 <1 2.3-3 <1-1.3 |
– – – – |
<0.1-0.3 <1-1 <1-4.4 <1 |
<0.1-0.3 2.6-17.9 2.7-7.5 20-33.6 |
Ved Crescent Road, hvor GAC også er blevet installeret for at fjerne chlorerede opløsningsmidler, er hurtigt gennembrud af 1,1,1-trichlorethan sket inden for to måneder efter installation, se tabel 12. Som følge af EU-kravet om 10 µg/L som den maksimale, totale koncentration af chlorerede opløsningsmidler (her trichlorethylen, tetrachlorethylen, tetrachlormethan, dichlormethan og 1,1,1-trichlorethan), har dette hurtige gennembrud tydeligvis vigtige implikationer mht. brug af GAC til fjernelse af disse stoffer.
Tabel 12.
Fjernelse af chlorerede opløsningsmidler ved Cresent Road (Hard Lane) (14/3-'97).
|
Stoffer |
GAC indløb (µg/L) |
GAC udløb (µg/L) |
|
1,1,1–Trichlorethan |
19.1 |
18.9 |
|
Trichlorethylen |
9.5 |
<1 |
|
Tetrachlorethylen |
4.6 |
<0.2 |
|
Tetrachlormethan |
<0.1 |
<0.1 |
Vandværker til rensning af overfladevand
I modsætning til grundvand, ændres koncentrationen af pesticider i overfladevand igennem året. For eksempel stiger koncentrationen af pesticider i Mayenne-floden kraftigt fra ca. 0,1 µg/l ved begyndelsen af foråret til 0,8-1,2 µg/l i maj til juli og falder derefter stærkt i slutningen af sommeren til det oprindelige niveau på 0,14g/l. Dette skyldes den udbredte brug af pesticider (typisk atrazin og simazin) til afgrøder (personlig kom., Prados).
Denne kraftige variation i pesticider udgør et problem for rensning af overfladevand, særligt gennem »dyrkningsperioden«. Ligeledes skifter koncentrationen af naturlige organisk stof (NOM) i overfladevandet i løbet af året. Da NOM-koncentrationen er højere end i grundvand, er tilbageskyl af GAC-filtrene nødvendigt hver anden dag for at forhindre tilstopning.
Tabel 13 viser den tekniske specifikation for fire værker. Princippet for opbygningen af værkerne er vist i figur 2. Rensningsprotokollen er ens for hvert sted: Første trin består i at udføre en koagulation/flokkulering med
(Figur - 4 Kb)
Figur 2
Simplificeret flow-skema for rensningen af overfladevand: 1) Pumper; 2) Flokkulering/koagulation; 3) Bundfældning; 4) Sandfiltrering; 5) Ozonering; 6) GAC-filtrering; 7) Chloring.
Tabel 13.
Rensningsfaciliteter til rensning af overfladevand i Frankrig.
(Tabel - 12 Kb)
Et eksempel på ydelsen af disse værker er vist for La Bultiere (tabel 14) og La Billerie (tabel 15) vandværkerne.
Tabel 14.
Rensning for pesticider ved Bultiere vandværket.
|
|
Råvand |
Før GAC |
Efter GAC |
|
COD (mg/L) |
8.3 |
– |
– |
|
TOC (mg/L) |
6.8+/-1.4 |
2.7+/-0.6 |
1.8+/-0.5 |
|
Pesticider (ng/L) |
|
|
|
|
Atrazin |
105-540 |
64-320 |
20-23 |
|
Simazin |
240-640 |
140-365 |
nd |
|
Desethylatrazin |
45-110 |
nd |
nd |
|
Desisopropylatrazin |
nd |
310-520 |
nd |
|
Diuron |
490-1250 |
49-270 |
nd |
|
Isoproturon |
26-225 |
nd |
nd |
|
Chlortoluron |
110-630 |
nd |
nd |
nd: ikke påvist; – ikke målt
Tabel 14 viser, at »urinstof«-pesticider (diuron, isoproturon og chlorotoluron) hovedsageligt er fjernet før GAC-filteret, dvs. under ozoneringen. Ligeledes fjernede ozoneringen op til 50% af triazinerne, men producerede til gengæld desisopropylatrazin, som er et nedbrydningsprodukt fra atrazin. GAC-filteret fjernede resten af pesticiderne.
Billerie vandværket illustrerer GAC rensning af overfladevand, når der er store variationer i koncentrationerne. Tabel 15 viser tre tidsperioder, hvor værket blev opgraderet fra ét til tre GAC-filtre.
Tabel 15.
Atrazin- og simazin-koncentrationer ved forskellige trin på Billerie vandværket. Koncentrationer i ng/L.
|
Fra januar -93 til april -95: 1 GAC filter |
||||
|
|
Råvand |
Efter sandfilter |
Efter ozonering |
Efter GAC |
|
Atrazin |
230-3360 |
130-3050 |
150-2000 |
120-1170 |
|
Simazin |
<40-150 |
<40-110 |
<40-80 |
<40 |
|
Fra april -95 til oktober -95: 2 GAC filtre |
||||
|
|
Råvand |
Efter sandfilter |
Efter ozonering |
Efter GAC |
|
Atrazin |
105-360 |
– |
90-245 |
<40-120 |
|
Simazin |
<40 – 100 |
– |
<40 |
<40 |
|
Fra oktober -95: 3 GAC filtre |
||||
|
|
Råvand |
Efter sandfilter |
Efter ozonering |
Efter GAC |
|
Atrazin |
165-600 |
– |
90-280 |
<60 |
|
Simazin |
<40-75 |
– |
<40 |
<60 |
Endvidere blev desethylatrazin målt i råvandet med koncentrationer varierende mellem 50 og 140 ng/L. Indtil oktober 1996 var udløbskoncentrationen af atrazin og simazin under detektionsniveau (<60 ng/L). Desethylatrazins gennembrud skete før atrazins.
Tabel 16 viser rensningen i de tre filtre i Billerie-værket ved gennembrud af pesticider.
Tabel 16.
Gennembrudskoncentrationen af atrazin og desethylatrazin efter hvert GAC-filter ved Billerie vandværket.
|
|
GAC type |
Koncentration |
|
Atrazin gennembrud (28-10-96) |
F1:PICA-ES F2: PICACTIF F3:NORIT |
100 ng/L 70 ng/L <60 ng/L |
|
Desethylatrazin gennembrud (24-04-96) |
F1:PICA-ES F2: PICACTIF F3:NORIT |
70 ng/L 55 ng/L 50 ng/L |
Appendiks 3
Erfaringer fra danske kulfilteranlæg
1 Cheminova-grunden
|
Anlægsejer |
Københavns Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
1987 |
1997 (Ombygget) |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 3 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 3,5 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 2,8 tons |
Hydraulisk opholdstid: 20 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 30. dag |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Genbeluftning inden afledning |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
pH ca. 7,4. Jern ca. 2,1 mgFe/l. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 8.000.000 kr. ekskl. moms for kulfiltre, rørinstallationer, styring og bygning |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Køb af aktiv kul i 1994 og 1995: Ca. 150.000 kr. ekskl. moms |
|
2 Knapholm
|
Anlægsejer |
Københavns Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
04-1995 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 parallelle strenge |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: – m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 3 tons |
Hydraulisk opholdstid: 4,2 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 10. dag |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 7.700.000 kr. ekskl. moms for projektering, tilsyn, |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre driftsomkostninger |
Køb af aktiv kul i 1996: Ca. 160.000 kr. ekskl. moms |
|
3 Rødovrevej 241
|
Anlægsejer |
Københavns Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
Primo 1995 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Norit Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulifilter parametre |
|
Filterhastighed: – m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 0,065 tons |
Hydraulisk opholdstid: 2 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Genbeluftning inden afledning |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 1.000.000 kr. ekskl. moms for projektering, |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre driftsomkostninger |
Kuludgifter svarende til ca. |
|
4 Skrydstrup
|
Anlægsejer |
Sønderjyllands Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
1988 |
1993 |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 3 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 6,5 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 4,3 tons |
Hydraulisk opholdstid: 15 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Mulig |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
|
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Kuludgifter svarende til ca. 0,30 |
|
5 Jørlunde
|
Anlægsejer |
Frederiksborg Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
03-1996 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 7,2 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 4,2 tons |
Hydraulisk opholdstid: 20 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 30. dag |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kuliriltrering |
pH ca. 6,9. Jern ca. 0,02 mgFe/l. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
|
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre driftsomkostninger |
Kuludgifter svarende til ca. |
|
6 Allerød
|
Anlægsejer |
Frederiksborg Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
02-1997 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 7,2 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 4,2 tons |
Hydraulisk opholdstid: 20 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Forberedt men anvendes ikke |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
Jern ca. 0,02 mgFe/l. Mangan < 0,01 mgMn/l. Total-P < 0,01 mgP/I. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 7.000.000 kr. ekskl. moms for projektering, tilsyn, kulfiltre, rør- og ledningsinstallationer, styring og bygning |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre driftsomkostninger |
Kuludgifter forventes til ca. |
|
7 Hårlev/Veng
|
Anlægsejer |
Storstrøms Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
02-1997 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Hydraffin fra Lurgi Aktivkohle |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 6,6 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 1,7 tons |
Hydraulisk opholdstid: 34 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 630.000 kr. ekskl. moms |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Køb af aktiv kul: Ca. 250.000 kr./år ekskl. moms |
|
8 Næstved Station
|
Anlægsejer |
DSB / Banestyrelsen |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
10-1992 |
Medio 1995 |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift.
|
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: –/ 7,8 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde aktiv kul: 0,45 / 0,90 tons |
Hydraulisk opholdstid: –/ 9,4 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Strømpefilter til fjernelse af større partikler |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet for kulfiltrering |
Jern ca. 12 mgFe/l. Mangan ca. 0,6 mgMn/l. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 70.000 kr. ekskl. moms for kulfiltre |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Kuludgifter svarende til ca. 47 kr. |
|
9 Ringkøbing/Cheminova
|
Anlægsejer |
Ringkøbing Amt |
Afværgeanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
1990 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 serieforbundne kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: – m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 0,9 tons |
Hydraulisk opholdstid: 32 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 30. dag |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Strømpefilter til fjernelse af større partikler |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 10-12.000.000 kr. ekskl. moms for projektering, tilsyn, kulfiltre, rør- og ledningsinstallationer, styring, bygning og drænanlæg til opsamling af forurenet vand |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Køb af aktiv kul: Ca. 75.000 kr./år ekskl. moms |
|
10 Frederiksberg
|
Anlægsejer |
Frederiksberg Kommune |
Drikkevandsanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
10-1994 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 parallelle kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 20 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 16 tons |
Hydraulisk opholdstid: 10 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Mulig |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Desinfektion ved UV-behandling |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet for kulfiltrering |
Jern ca. 0,02 mgFe/l. Mangan < 0,01 mgMn/l. Bikarbonat ca. 400 mg/l. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 2.400.000 kr. ekskl. moms for kulfiltre og rørinstallationer |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Kuludgifter forventes til ca. |
|
11 Hvidovre
|
Anlægsejer |
Hvidovre Kommune |
Drikkevandsanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
12-1996 |
– |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
||
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 parallelle kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 16 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 6,3 tons |
Hydraulisk opholdstid: 12 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 180. dag |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Desinfektion ved UV-behandling |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
Jern < 0,02 mgFe/l. |
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Ca. 1.600.000 kr. ekskl. moms for kulfiltre og rørinstallationer |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Køb af aktiv kul forventes til < 100.000 kr./år ekskl. moms |
|
12 Breum
|
Anlægsejer |
Viborg Amt |
Drikkevandsanlæg |
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
Driftperiode |
08-1995 |
08-1996 |
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
Flow |
|
|
|
Anlægget drives med kontinuert drift |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 2 parallelle kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F400 fra Chemviron |
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 7,9 m/time |
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 0,9 tons |
Hydraulisk opholdstid: 9,4 min. |
|
|
|
|
|
Returskylning |
Ingen |
|
|
|
|
|
|
Forbehandling |
Beluftning og sandfiltrering for fjernelse af jern og mangan |
|
|
|
|
|
|
Efterbehandling |
Desinfektion ved UV-behandling |
|
|
|
|
|
|
Vandkvalitet før kulfiltrering |
|
|
|
|
|
|
|
Anlægsomkostninger |
Lejet kulfilter anlæg |
|
|
|
|
|
|
Kuludgifter og andre |
Leje af kulfilter anlægget i et år: Ca. 240.000 kr. ekskl. moms inklusiv aktiv kul |
|
13 Sjælsø
|
Anlægsejer |
Sjælsø Vandværk |
Overfladevandsanlæg til drikkevandsbehandling |
|
|
|
|
|
|
|
|
Igangsat |
Evt. afsluttet |
|
|
Driftperiode |
05-1968 |
– |
|
|
|
|
|
|
|
Vandmængder |
Behandlingskapacitet |
Aktuelt behandlede vandmængder |
|
|
Flow |
|
|
|
|
Anlægget drives årligt i perioden fra 1. maj til 15 oktober. |
|||
|
|
|
|
|
|
Anlægget har 4 parallelle kulfiltre |
Kultype: Filtrasorb F500 fra Chemviron |
||
|
|
|
|
|
|
Kulfilter parametre |
|
Filterhastighed: 16 m/time |
|
|
for hvert enkelt kulfilter |
Mængde af aktiv kul: 12,5 tons |
Hydraulisk opholdstid: 11 min. |
|
|
|
|
||
|
Returskylning |
Kulfiltrene returskylles ca. hver 30. dag |
||
|
|
|
||
|
Forbehandling |
Flokkulering, sedimentation, ozonering og sandfiltrering for fjernelse af partikler, organisk stof, jern og mangan m.m. |
||
|
|
|
||
|
Efterbehandling |
Desinfektion ved tilsætning af monokloramin |
||
|
|
|
||
|
Vandkvalitet før |
|
||
|
|
|
||
|
Anlægsomkostninger |
|
||
|
|
|
||
|
Kuludgifter og andre |
Køb af aktiv kul til skifte af kul i et filter hvert andet år: |
||
Appendiks 4
Anlægsomkostninger for aktiv kulfiltre
1 Belastningsforudsætninger
1.1 Anlægsoversigt
I det følgende er beskrevet, hvilke tiltag der kræves for at indføre kulfiltrering på eksisterende vandværker.
Der tages udgangspunkt i tre vandværksstørrelser og to forureningstyper.
Vandproduktion
De valgte vandværksstørrelser karakteriseres i det følgende ved deres årlige vandproduktion
Hydraulisk opholdstid,
Den ene forureningstype kræver 10 minutter hydraulisk opholdstid,
Scenarier
Følgende betegnelser er anvendt for de beskrevne anlæg:
|
A10 |
|
10 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
A30 |
150.000 |
30 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
B10 |
750.000 |
10 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
B30 |
750.000 |
30 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
C10 |
3.000.000 |
10 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
C30a |
3.000.000 |
30 minutter hydraulisk opholdstid, |
|
C30b |
3.000.000 |
30 minutter hydraulisk opholdstid, |
C30b er en løsning med åbne betonfiltre. De øvrige er baseret på trykfiltre.
Bygningsmæssig del
For den bygningsmæssige del er der ansat to priser:
| For et permanent anlæg er der regnet med en materialekvalitet svarende til moderne vandværksstandard, det vil sige vedligeholdelsesfrie materialer som blank mur, malede betongulve og saddeltag med eternitplader. |
| For midlertidige anlæg er der regnet med et hus opført af træskelet med stålplader udvendigt og plader indvendigt. Taget er udført som saddeltag med plader dækket af tagpap. Gulvet kan udenfor den bærende betonplade være SF-sten. Rummet er frostfrit, affugtet, men uopvarmet. |
For begge løsninger er der regnet med, at opholdsrum, toiletforhold mv. er indeholdt i det eksisterende vandværk.
1.2 Design overvejelser
De vigtigste design overvejelser for aktiv kulfiltre er:
| Forureningstype og koncentration. |
| Timekapaciteten af kulfiltret (som kan afvige fra anlægskapaciteten). |
| Den hydrauliske gradient. |
| Indhold af naturligt organisk stof i vandet. |
| Grænseværdien, som gælder for designet. |
| Vandværkets opbygning og driftsforhold. |
| Typen af aktiv kul (adsorptionskapacitet). |
| Kornstørrelsen af kullet (tryktab). |
| Filterhastigheden. |
| Hydraulisk opholdstid, |
| Filteropbygning og konfiguration. |
| Udskiftning af kul (med alt hvad dertil hører). |
| Returskylning af kulfiltret. |
| Skyllevandsbehandling (og genvinding). |
Forureningstypen
Forskellige industrielle organiske stoffer har forskellige affiniteter til aktiv kul. Der skal derfor ved hver anlægsopgave skaffes oplysninger fra litteratur og leverandører om kulfilterets forventelige funktion og kapacitet. Visse generelle retningslinier er opstillet, og isotermer for rent vand er publiceret. Oplysningerne er summeret i kapitel 2 i denne rapport.
Timekapaciteten
På grund af kulfiltres relativt høje anlægspris vil en tilpasning mellem døgnforbruget og kulfiltrets timekapacitet være ønskelig. Det må undersøges, hvorvidt dette er muligt og økonomisk realistisk. Mange vandværker har driftstider på under 8 timer, mens mindst 16 timers drift per døgn må tilstræbes for kulfiltre.
Hydraulisk gradient
Hvis der ønskes anvendt åbne gravitationsfiltre, må det undersøges, hvilke tryktab der kan accepteres. Det beregnes, hvor stor løftehøjde en eventuel mellempumpestation skal udlægges for. Det samme gælder for lukkede filtre, hvor en større driftshastighed og dermed et større tryktab kan forventes.
Organisk stof
Vandets indhold af naturligt organisk materiale (NOM) målt som per manganattal eller NVOC indgår som en væsentlig parameter ved estimering af kullevetiden. For overfladevand eksisterer gode referencer; men indflydelsen af NOM fra grundvand er dårligt belyst. Forskellige grundvandstyper vil imidlertid utvivlsomt give forskellig belastning af kullene, afhængigt af karakteren af det opløste organiske stof.
Grænseværdier
I forbindelse med design af et aktiv kulfilter må der med de godkendende myndigheder opnås enighed om rensekravet. Videregående rensning er nyt i Danmark, og det ligger ikke fast, hvor restriktiv man vil være. Grænseværdien for pesticider er fastlagt til 0,1 µg/l for enkeltstoffer og 0,5 µg/l for summen af pesticider og deres metabolitter.
Det må dog forventes, at det kun vil blive tilladt at drive et kulfilteranlæg således, at det rensede vands indhold af pesticider ikke overskrider detektionsgrænsen. Denne beslutning kan have afgørende indflydelse på konfigurationen af kulfilterinstallationen og dermed på omkostningerne.
Vandværkets opbygning og driftsforhold
Kulfiltrering i Danmark vil i praktisk talt alle tilfælde skulle indføres som et yderligere rensetrin i et eksisterende værk. En analyse af værkets muligheder og begrænsninger er derfor et meget væsentligt punkt i designet. Specielt skal det sikres, at det eksisterende værk leverer en vandkvalitet med hensyn til jern og mangan, som er i overensstemmelse med optimal drift af kulfiltre. En polering for jern og mangan samt en vidtgående nitrifikation kan opnås på kulfiltre, men da er der tale om en anden anvendelse end forudsat her. På meget små værker med kvalitetsproblemer kan effekten dog være ønskelig og økonomisk forsvarlig.
Valg af kultype
Valg af kultype er først og fremmest et økonomisk spørgsmål, selv om driftssikkerhed også spiller en rolle. Det rigtige valg er det kul, som med alle udgifter indregnet til anlæg, drift, affaldsbortskaffelse mv. giver den laveste omkostning per
Filtreringshastighed
Filtreringshastigheden spiller især ind for beregning af modtrykket. Ud over hastigheden er kulkornsfordelingen bestemmende for tryktabet per meter filterlag. Filtreringshastigheden vælges normalt mellem 7 og 12 m/h, men kan for trykfiltre være større. Det skal erindres, at stigende hastighed bevirker stigende filterlag for en given kontakttid. Der spares derfor ikke på kulmængden ved øget filtreringshastighed.
Hydraulisk opholdstid, Th
Kontakttiden, eller hydraulisk opholdstid (UK: Empty Bed Contact Time, EBCT),
vælges ud fra den ønskede levetid for kullene, idet det dog er nødvendigt med en minimums hydraulisk opholdstid,
Filteropbygning og konfiguration
Opbygningen af kulfiltre følger på mange måder samme retningslinier som sandfiltre med et par afgørende undtagelser:
| Der skal være indretninger for en hensigtsmæssig udtagning af filtermaterialet. |
| Der skal være plads til en ekspansion af filtermaterialet på op til 50%, dvs. skyllerender skal placeres meget højt over filterlaget. |
| Der skal tages udstrakt hensyn til potentiel korrosion, idet kul og jern danner et galvanisk element. |
Filteropbygningen er herudover overladt til leverandørernes individuelle løsninger, idet der kan anvendes drænrør, mellembund med dyser eller spaltebund med bærelag osv.
Konfigurationen, dvs. fordelingen af kulvoluminet i et eller flere filtre, dybden i de enkelte filtre og valget mellem parallel- og seriedrift, er dels et spørgsmål om driftsøkonomi i forbindelse med fuld udnyttelse af kullene, dels en tilpasning på grundlag af plads og hydraulisk gradient.
Som to eksempler på konfigurationer er følgende anvendt:
| I anlægstyperne A10, B10 og C10 installeres kulfiltrene parallelt med filterhastigheden 9 m/h og filterdybden 1,5 meter. |
| I anlægstyperne A30, B30 og C30a installeres 2 trykfiltre i serie, hver med en hastighed på 12 m/h og en filterdybde på 3 meter. |
Udskiftning af kul
Den væsentligste designmæssige forskel på et sandfilteranlæg og et kulfilteranlæg er, at kulfilteranlægget skal designes for let og effektiv udskiftning af filtermediet. Denne forudsætning skal smitte af på alle relevante funktioner:
| adgangsforhold, |
| eventuelt lager for nyt og udslidt kul, |
| filterudformning og maskinel bestykning, |
| rør og pumper for kulopslemning, |
| dræntank for kulopslemning, |
| afledning af transportvandet, samt ikke mindst |
| driftsforholdene under en udskiftning. |
Omfanget af designmæssige tiltag afhænger naturligvis i høj grad af anlægsstørrelsen, idet man for de allermindste anlæg eventuelt ikke skifter kul, men hele kulfiltret, og på anlæg med trykfiltre i væsentligt omfang baserer sig på kulleverandørens hjælpeudstyr.
Returskylning af kulfiltre
Returskylning af kulfiltre efter et velfungerende vandværk skal kun ske med store mellemrum. Returskylningen har til formål at modvirke en uheldig kanaldannelse i filtrene, som nedsætter den faktiske opholdstid, at reetablere et rimeligt tryktab, når filtrene har opsamlet smuds eller på grund af bioaktivitet har dannet biomasse i filtret, samt at modvirke en sammengroning af kulkorn på grund af kalkfældning, manganudfældning m.v.
Returskylning af kulfiltre har den ulempe, at den omfordeler kulkornene, hvilket udvisker adsorptionsfronten. Hyppige returskyl giver derfor et hurtigere gennembrud og forringet kuløkonomi.
Luftskylning af kulfiltre er normalt ikke nødvendigt på grundvand efter et velfungerende sandfilteranlæg. Luftskylning vil forøge omlejringen af kulkorn og producere fine kulpartikler, som er med til at øge tryktabet.
Skyllevandsgenvinding
Der bruges forholdsvis meget skyllevand til returskylning af kulfiltre. Dette vand er oven i købet meget rent og dermed værdifuldt. Ressourcens bevarelse og almindelig god husholdning tilsiger, at man bør tilstræbe at genvinde en del af dette vand ved returføring til tilløbet efter en bundfældning af suspenderet materiale.
Det bør undersøges hvilke problemer, der kan ligge heri for eksempel af mikrobiologisk art, tilstopning af sandfiltrene samt økonomiske aspekter.
1.3 Anlægsomkostninger
1.3.1 Maskinelle komponenter
Hovedkomponenterne i opbygningen af et efterbehandlingsanlæg for aktiv kulfiltrering er:
Pumpestation
En pumpestation til transport af vand fra en mellembeholder efter sandfiltreringen til kulfilteranlægget. Pumpestationen skal kunne transportere en vandmængde svarende til den valgte kapacitet, dvs. afpasset til det dimensionerende forbrug under hensyntagen til rentvandstankens størrelse. Pumpestationens løftehøjde skal afpasses efter filtermodstanden og det geometriske løft, som er nødvendigt.
Rørsystem
Et rørsystem til fordeling af vandet til de valgte adsorbere. Rørsystemet kan være meget enkelt på små anlæg og på anlæg med få parallelle filtre. Det vil modsvarende kunne være meget kompleks på anlæg med parallelle/serieforbundne filtre og med fast installerede systemer til kulskifte.
Adsorbere
Et antal adsorbere i stål med tilhørende ventilarrangement eller et antal filterfronte til åbne kulfiltre.
Returskylleudrustning
Returskylleudrustning, dvs. først og fremmest en pumpestation.
UV-anlæg
Et eventuelt UV-anlæg for desinfektion af vandet fra adsorberne holdes uden for anlægsprisen.
1.3.2 Styring
Styringen af et kulfilteranlæg er relativt enkel.
Mellempumpning
Transportpumpen skal styres efter forbruget i forsyningsområdet. Det vil normalt ske ved indkald af pumpestationen ved lavt niveau i rentvandstanken efter kulfilteranlægget. Pumpestop sker tilsvarende ved højt niveau. Der kan ved varierende modtryk over adsorberne være tilfælde, hvor en regulering af pumpestationens kapacitet er nødvendig for ikke ved lavt modtryk at få for kort opholdstid i kulfilteranlægget.
Returskylning
Returskylningen skal styres. Der kan vælges en returskyllefrekvens efter tid, efter forbrug eller efter opbygning af modtryk. Returskyllestyringen er konventionel dog uden luftskylning.
Det er ikke sandsynligt, at returskylning skal ske hyppigt, hvorfor en enkel strategi kan vælges eventuelt helt uden automatik.
UV-anlæg
Styring (overvågning) af UV-behandlingen. Hvis der er behov for drift af enheden, skal der til stadighed overvåges, om der er tilstrækkelig UV-effekt i kammeret. Det sker ved en tilpasset fotodetektor.
1.3.3 Bygninger
I de fleste tilfælde vil der blive behov for bygningsmæssige indgreb i vandværket.
Mellembeholder
Ud over værkets rentvandstank vil der blive behov for en mellembeholder. Afhængig af anlæggets opbygning kan der vælges i stedet for at bygge en ny mellembeholder at bygge en ny rentvandsbeholder og anvende den gamle tank som mellembeholder.
Filterkummer
Hvis der vælges åbne filtre, skal der naturligvis bygges filterkummer. Disse vil ofte være noget dybere end traditionelle sandfiltre.
Fundament
Filterbeholderne er typisk ret høje og drives vandfyldte. Der er derfor behov for en grundig fundering.
Klimaskærm
Under danske vejrforhold må det antages nødvendigt at opbygge kulfilteranlægget i et hus. Her kan der vælges mellem en simpel klimaskærm (især aktuelt for midlertidige anlæg) eller et traditionelt hus i stil med det eksisterende anlæg.
Skyllevandsbassin
For filterskyllevand kan det være nødvendigt at supplere eksisterende faciliteter med nyt skyllevandsbassin. Dels anvendes en del mere vand, dels kan samtidighed mellem kulfilterskylning og skylning af det eksisterende filteranlæg måske ikke udelukkes.
Tank for brugt kul
I forbindelse med kuludskiftning kan det være hensigtsmæssigt med en tank til brugt kul. Dette behov afhænger naturligvis af filterenhedernes størrelse, af udskiftningsfrekvensen og af den metode for udtagning af kul som vælges. Tanken bør da bygges således, at det er muligt at anvende den som bundfældningsbassin, da kul normalt udtages som kulopslemning.
Tank for sort vand
Der kan blive behov for en simpel udligningstank for transportvandet i forbindelse med kuludskiftning. Vandet er sort af fine kulpartikler og kan ikke udledes til recipient. Vandet afledes enten til kloak eller bortkøres til renseanlæg.
2 Anlægspriser
2.1 A10 150.000 m3/år, 10 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 40
|
2 stk. kulfiltre i paralleldrift indbygget på rentvandsledningen. |
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 450.000 |
|||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 260.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 510.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Elektriske installationer omfattende
|
|
||||||||
|
|
|||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 200.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Samlet overslag inkl. 20% til projekt/tilsyn |
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 1.400.000 |
|||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 1.150.000 |
|||||||||
2.2 A30 150.000 m3/år, 30 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 40
|
2 stk. kulfiltre i seriedrift indbygget på rentvandsledningen. |
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 840.000 |
|||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 450.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 675.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 200.000 |
|||||||||
|
|
|
||||||||
|
Samlet overslag inkl. 20% til projekt/tilsyn |
|
||||||||
|
|
|
||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 2.100.000 |
|||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 1.600.000 |
|||||||||
2.3 B10 750.000 m3/år, 10 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 120
|
2 stk. kulfiltre i paralleldrift. |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 1.360.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 950.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 960.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 340.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Samlet overslag inkl. 15% til projekt/tilsyn |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 3.100.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 2.600.000 |
|||||||||||||||
2.4 B30 750.000 m3/år, 30 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 120
|
3 parallelle linier med hver 2 stk. kulfiltre i seriedrift. |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 1.900.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 1.200.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 2.100.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 375.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Samlet overslag inkl. 15% til projekt/tilsyn |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 5.000.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 4.200.000 |
|||||||||||||||
2.5 C10 3.000.000 m3/år, 10 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 480
|
5 stk. kulfiltre i paralleldrift. |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 2.650.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 1.700.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 2.675.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 440.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Samlet overslag inkl. 15% til projekt/tilsyn |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 6.600.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 5.500.000 |
|||||||||||||||
2.6 C30a 3.000.000 m3/år, 30 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning 480
7 parallelle linier med hver 2 stk. kulfiltre i seriedrift.
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 4.450.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 2.700.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 6.270.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 590.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Samlet overslag inkl. 15% til projekt/tilsyn |
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
for det permanente anlæg kr. 13.000.000 |
|||||||||||||||
|
for det midlertidige anlæg kr. 11.000.000 |
|||||||||||||||
2.7 C30b 3.000.000 m3/år, 30 minutter hydraulisk opholdstid
Kulfilterbelastning, 480
2 parallelle linier med hver to åbne kulfiltre i serie
|
Bygningsarbejder omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 4.050.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Maskininstallationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 2.580.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Elektriske installationer omfattende:
|
|
||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
til et prisoverslag på kr. 480.000 |
|||||||||||||||
|
|
|
||||||||||||||
|
Samlet overslag inkl. 20% til projekt/tilsyn kr. 8.500.000 |
|||||||||||||||