Vandrensning ved hjælp af aktiv kulfiltre

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

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 1.000 m²/g, svarende til et areal pr. gram aktiv kul større end en normal villahave. De kultyper, der er på markedet, er fremstillet af stenkul, træ, kokosnødskaller, etc., og typisk aktiveret ved høj temperatur (800-1.000°C). De forskellige aktiv kultyper har forskellige specifikke arealer og porefordelinger, og har dermed forskellige adsorptionsegenskaber.

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. m³ renset vand variere stærkt afhængigt af de aktuelle forhold. Der er med andre ord ikke basis for at sige, at vandrensning med aktiv kul generelt koster et bestemt beløb pr. m³ renset vand.

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.

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 10⁷-10⁸ CFU/g kulmateriale.

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 5 m³/time til omkring 800 m³/time. Forholdet mellem selve størrelsen af kulfiltrene og behandlingskapaciteten udtrykkes ved filtrenes hydrauliske opholdstider (T_h) henholdsvis filterhastighederne.

T_h og filterhastighederne varierer en del for de enkelte anlæg. Typiske værdier for T_h ved fuld udnyttelse af de enkelte anlægs behandlingskapacitet ligger for drikkevandsanlæggene på omkring 10-15 minutter, mens typiske værdier for filterhastighederne ligger på omkring 7-10 m/time.

Værdierne for T_h må betegnes som relativt lave jf. afsnit 6.1. Det bemærkes dog, at anlæggene typisk ikke drives ved fuld udnyttelse af de enkelte filtres behandlingskapacitet. De reelle værdier for T_h er dermed højere end de ovenfor nævnte, mens filterhastigheder tilsvarende er lavere end de anførte 7-10 m/time.

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. m³ behandlet vand) opnås der et grundlag for sammenligning af de enkelte anlægs kulforbrug. Det er herved set, at der er store forskelle på kulforbruget mellem anlæggene. 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. De aktuelle kulforbrug fundet ved erfaringsopsamlingen varierer fra 0,002 kg/m³ til 0,53 kg/m³.

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 0,06 kr./m³ til ca. 5,7 kr./m³ med afværgeanlæggene som de dyreste (heriblandt et enkelt afværgeanlæg, hvor omkostningerne ligger væsentligt over de anførte værdier).

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

Et kulfilter skal dimensioneres efter forureningstype og koncentration. Der vælges for designet en hydraulisk opholdstid, T_h , som varierer efter opgaven. Der er ret frit spillerum for valg af T_h, men det må påregnes, at kort opholdstid (lav T_h) giver en lavere anlægspris, men samtidig også højere udgifter til kul begrundet i højere kulforbrug, idet der med lav T_h fås en dårligere udnyttelse af det aktive kul (målt f.eks. i m³ behandlet vand pr. kg aktiv kul).

Omkostninger

I kapitel 5 og appendiks 4 er der beregnet anlægs- og driftsomkostninger for forskellige scenarier for anlæg med aktiv kulfiltrering. Anlægsomkostningerne beregnet pr. m³ produceret vand falder med stigende anlægsstørrelse. Driftsomkostningerne varierer også, men er mere relateret til forureningstype og indhold, idet en væsentlig del af driftsomkostningerne hidrører fra kulforbruget.

Der må typisk påregnes en variation af størrelsesorden fra 40 til 300 m³ produceret vand pr. kg aktiv kul. I tabel 6.1 er der givet en sammenstilling af omkostninger til kulfiltrering beregnet i scenarierne jf. kapitel 5 og appendiks 4. l tabellen er anlægsomkostningerne omregnet til enhedsomkostninger (kapitalomkostninger) ved at antage de midlertidige anlæg betalt over 5 år (faktor = 4,2) og de permanente anlæg betalt over 15 år (faktor = 9,7) ved en rentefod på 6% p.a. og derefter ved fordeling af denne pris på ét års produktion.

Kulomkostningen afhænger af levetiden og kulmængden i anlægget (svarende til hydraulisk opholdstid, T_h). Kuludgiften kan derfor godt være højere ved 10 minutters T_h end ved 30 minutter. Der er i beregningerne for driftsomkostninger regnet med to ydertilfælde nemlig 1 års henholdsvis 8 års kullevetid.

Tabel 6.1A
link til tabel
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario A10 og A30.
Anlægskapacitet: 150.000 m³/år.
Hydraulisk opholdstid. A10 = 10 minutter og A30 = 30 minutter.

Tabel 6.1B
link til tabel
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario B10 og B30.
Anlægskapacitet: 750.000 m³/år.
Hydraulisk opholdstid. B10 = 10 minutter og B30 = 30 minutter.

Tabel 6.1C
link til tabel
Behandlingspris for aktiv kulfiltrering, scenario C10 og C30.
Anlægskapacitet: 3.000.000 m³/år.
Hydraulisk opholdstid: C10 = 10 minutter og C30 = 30 minutter.

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. m³ behandlet vand. En sandsynlig pris for et gennemsnitstilfælde er af størrelsesorden 1 kr. pr. m³ behandlet vand.

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.