Vandrensning ved hjælp af aktiv kulfiltre

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

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
link til tabel
Danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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
link til tabel
Behandlede stoffer på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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
link til tabel
Opbygning af danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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 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 m³/time) end anlæg med tilsvarende antal og størrelse serielt forbundne filtre. Serielt forbundne filtre anvendes derimod for at opnå bedst mulig udnyttelse af aktiv kul i filtrene og dermed at minimere driftsomkostningerne til anlægget.

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 (T_h) henholdsvis filterhastighederne i filtrene.

Anlægs kapaciteter

Tabel 4.4
Behandlingskapaciteter på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

^*)De angivne data er for det seneste anlæg.
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.

^*) For anlæggene med serie forbundne filtre er hydraulisk opholdstid beregnet over hele anlægget.
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
link til tabel
Anvendte kultyper og returskylning for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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.

*) Manglende 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

Kurver for stofgennembrud

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 4.3
Eksempel på simulering af S-formede kurver for stofgennembrud på kulfiltrene i anlægget ved Allerød.

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
link til tabel
Kulforbrug og behandlede vandmængder på danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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 (K_d). Det bemærkes, at sorptionsfordelingskoeffcienten jf. Freundlich isotermerne for adsorption af stoffer til aktiv kul er afhængig af stofkoncentrationen i vand (ligevægtskoncentrationen i vand).

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
link til tabel

Reelt opnåede fordelinger af stof mellem aktiv kul og vand for danske anlæg med aktiv kulfiltrering samt leverandør- og litteraturværdier for sorptionsfordelingskoefficienter.

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 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
link til tabel
Moniteringsprogrammer for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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 1.200 kr./m³ vand.

Omkostninger til kulforbrug

Tabel 4.11
link til tabel
Omkostningerne forbundet med kulforbrug opgjort for danske anlæg med aktiv kulfiltrering.

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.