Afværge teknikker for MTBE-forurenet grundvand

5. On site rensning af luft og grundvand

5.1 Aktiv kul filtrering af grundvand og luft
5.1.1 Aktiv kul
5.1.2 Adsorptionsevne af aktiv kul
5.1.3 Økonomi
5.2 Biologiske filtre
5.2.1 Metodebeskrivelse
5.2.2 Case studies
5.2.3 Metodens fordele/begrænsninger
5.3 Aktiv slamanlæg

5.1 Aktiv kul filtrering af grundvand og luft

Aktiv kul er kulstof med en overordentlig stor specifik overflade, typisk 1000-2000 m²/g kul, dvs. svarende til arealet af 1-2 store villahaver per gram kul.

Aktiv kul forhandles som pulver, granulært materiale eller som "klæde". Når aktiv kul anvendes i pulverform opblandes det i vandet og skal efter reaktion fjernes igen ved kemisk udfældning (flokkulering), sedimentation og/eller filtrering. Denne proces er næppe velegnet til danske afværgeanlæg. De granulære korn (diameter ca. 1 mm) bruges i aktiv kulkolonner, hvilket er den mest udbredte teknik. Brug af kulfibre vævet som klæde er en ny teknik, der vil kunne gøre aktiv kulanlæg væsentlig mindre end aktiv kulkolonner, men metoden er endnu på udviklingsstadiet og dyr. Kun aktiv kulfiltre vil blive omtalt i det følgende.

Da kul fremstilles ud fra forskellige materialer og under forskellige aktiveringsformer er kullenes fysiske og mekaniske egenskaber samt evne til at binde (adsorbere) forureningerne også forskellige, lige såvel som prisen. En typisk pris på kullet er 15-25 kr/kg.

5.1.2 Adsorptionsevne af aktiv kul

Adsorptionsevnen af aktiv kul bestemmes af en lang række faktorer, hvoraf nogle af de vigtigste nævnes i det følgende. Der henvises i øvrigt til Arvin et al. (1998).

Adsorptionsevnen er afhængig af typen af forureningsstof.

Eksempler på stoffer, der adsorberes godt til aktiv kul er olie-, benzin- og mange tjærestoffer, klorerede opløsningsmidler med højt klorindhold (perchlor- og trichlorethylen) samt en del almindeligt forekommende pesticider og deres nedbrydningsprodukter. MTBE derimod bindes relativt ringe til aktiv kul.

Derudover er kapaciteten afhængig af stoffets koncentration. Kapaciteten (q = mg forureningsstof pr. kg aktiv kul) stiger ulineært med stigende koncentration, C, af forureningsstoffet. Dette udtrykkes i den såkaldte Freundlich-isotherm: q = K·C^1/n, hvor K og 1/n er konstanter.

For MTBE er de foreliggende data yderst sparsomme. For at give et indtryk af aktiv kuls evne til fjernelse af MTBE betragtes et eksempel med adsorption af MTBE fra vand. Det antages, at Freundlich-parametrene er: K = 6 (mg/g)(L/mg)^1/n og 1/n = 0,48 (Arvin et al., 1998). Antages det endvidere, at indløbskoncentrationen af MTBE til kulkolonnen er 100 µg/l, kan det udregnes, at rensningskapaciteten er 20 m³ forurenet vand/kg aktiv kul.

Aktiv kuls kapacitet til at binde et givet stof er størst ved rensning fra luft i forhold til rensning fra vand. I forbindelse med luftrensning udnyttes kullene endvidere bedst ved at rense ikke-vandmættet luft.

Specielt ved rensning af vand er der en række andre faktorer, der bestemmer kullets adsorptionsevne.

Naturligt organisk stof er humussyrer og fulvussyrer m.v..Det organiske stof konkurrerer med forureningsstofferne om adsorption til kullet, og bidrager derfor til nedsættelse af adsorptionsevnen.

Da diffusion af de forurenende stoffer ind i vandfyldte porer i det granulære aktive kul er langsom, bør der sikres en passende lang opholdstid når der renses vandet i kulfilteret, af størrelsesordenen 20 minutter.

Hvis der udfælder materiale inde i det aktive kuls porer nedsættes adsorptionsevnen. Det er især aktuelt, når der udfældes jern og mangan samt kalk. Det betyder, at en effektiv behandling af vandet forud for aktiv kulprocessen har betydning for kullets levetid.

5.1.3 Økonomi

Omkostningerne ved aktiv kulrensning afhænger af mange faktorer, herunder om der skal renses vand eller luft, forureningstype, moniteringsbehov, kapacitet og afskrivningstid (permanent eller midlertidigt anlæg).

På basis af data i Arvin et al. (1998) skønnes det, at rensning af MTBE-holdigt vand i aktiv kulkolonner med en kapacitet på 150.000 m³/år (afskrivningstid 15 år og 6% rente) koster ca. 2 kr/m³ (sum af drifts- og kapitaludgifter). Kapitaludgifterne er væsentligt større end driftsudgifterne.

I tilfælde af vandrensning kommer yderligere udgifter til forbehandling af vandet inden aktiv kulbehandlingen med henblik på fjernelse af grundvandets indhold af jern og mangan.

5.2 Biologiske filtre

Et biologisk filter bygger på en biologisk nedbrydning af de organiske stoffer, der er i det luft eller vand, der renses. Mikroorganismerne i filteret vokser på et bæremateriale, der ofte er valgt, så det har et stort overfladeareal. I et luftrensningsfiltre er det ofte nødvendigt at tilsætte vand til filteret.

Biologiske filtre virker overfor stoffer, der er relativt vandopløselige og kan nedbrydes under aerobe forhold. For organiske stoffer, der kun kan nedbrydes cometabolisk, kan der tilsættes et primær substrat til filteret samtidig med det forurenede vand eller luft. På laboratorieskala og pilotskala er designet og afprøvet systemer, hvor methan tilsættes som primær-substrat samtidig med at trichlorethylen i luft og vand bliver behandlet (Andersen et al., 1991).

5.2.2 Case studies

MTBE fjernelse fra luft er blevet afprøvet i mindst 2 laboratorieskala forsøg.

Et biotrickling filter til rensning af luft indeholdende MTBE er blevet afprøvet i laboratorieforsøg. De to filtre var 1,5 m høje og 0,15 m i diameter. Det ene filter var fyldt med 0,5 m lava sten med diametrer på 1-3 cm, og det andet filter var fyldt med polypropylenringe med en diameter på 2,5 cm. Efter 6 måneders drift var der opformeret en bakteriekultur, der kunne nedbryde MTBE. Filteret kunne omsætte 50 g MTBE/time/m³ filter. 97% af den omsatte MTBE blev nedbrudt til CO₂ , resten blev omdannet til biomasse (Fortin og Deshusses, 1998 a og b).

I et andet forsøg med et biofilter blev ligeledes observeret meget effektiv bionedbrydning af MTBE i luft (Schroeder og Cho, 1998 og Eweis et al., 1998). Filtermaterialets samlede højde var 1 m og kolonnediameteren var 0,15 m. Filtermaterialet bestod af Celite^TM, der er et lava-materiale. Efter podning med en MTBE-nedbrydende kultur blev MTBE fjernet mere end 95% efter 3 uger, og efter 180 dages tilvænning blev MTBE fjernet næsten 100%. MTBE blev tilført kolonnen i koncentrationer i luften på op til 70 ppmv (volumenbasis). Ved tilførsel af toluen, henholdsvis benzen i koncentrationer i luften op til 70 ppmv blev disse stoffer effektivt nedbrudt. MTBE-nedbrydningen blev reduceret ved de høje toluen- og benzenkoncentrationer (70 ppmv), men den høje nedbrydningsevne for MTBE kunne i vid udstrækning retableres ved tilsætning af kvælstof i form af nitrat. Dette tyder på, at den reducerede MTBE-nedbrydning var forårsaget af kvælstofbegrænsning.

5.2.3 Metodens fordele/begrænsninger

Biologiske filtre har den fordel, at materialet ikke skal regeneres, som aktiv kul skal. Biologiske filtre kræver test på den aktuelle lokalitet for at sikre, at det virker med den sammensætning af forureningskomponenter, der lokalt forekommer.

Fordelen ved biologiske filtre er, at de, inden de tages i brug, kan podes med specielle bakterier, så der som udgangspunkt er en meget effektiv population i filteret. Der kan være problemer med ustabilitet af de biologiske filtre, hvorved nedbrydningshastigheden falder efter en tid.

For de fleste stoffer kræves alt andet lige et større biologisk filter end aktiv kul filter.

5.3 Aktiv slamanlæg

MTBE-forurenet grundvand kan også renses i aktiv slamanlæg. De MTBE-nedbrydende kulturer, der blev anvendt til podning af de biologiske luftfiltre beskrevet i afsnit 5.2, blev tages fra et aktiv slamanlæg, der nedbrød MTBE.

Da MTBE er relativt ugiftigt skønnes det ikke, at tilledning af MTBE-forurenet grundvand med de MTBE-koncentrationer, som man normalt finder, vil have nogen hæmmende virkning på aktiv slamanlæg. Ved undersøgelser af nedbrydningen af benzinstoffer (BTEX) viste det sig, at selv ved koncentrationer af MTBE på 40 mg/L blev nedbrydningen af BTEX ikke hæmmet, og ved en koncentration af MTBE på 200 mg/L var der kun en svag hæmning (Jensen og Arvin, 1990).