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

Rensning for nitrat og pesticider i små vandforsyningsanlæg

2 Metoder generelt

• 2.1 Rensning for pesticider
  • 2.1.1 Aktivt kul
  • 2.1.2 Membranfiltrering
  • 2.1.3 Destillation
• 2.2 Rensning for nitrat
  • 2.2.1 Ionbytning
  • 2.2.2 Omvendt osmose
  • 2.2.3 Denitrifikation
• 2.3 Simultan rensning for pesticid og nitrat

I dette kapitel beskrives rensemetoderne generelt med udgangspunkt i pilotforsøg m.m. og især med henblik på større anlæg. Særlige forhold ved små enkelt vandforsyningsanlæg beskrives i kapitel 3.

Der omtales kun de aktuelle enhedsprocesser (enhedsoperationer) til brug for fjernelse af pesticider og/eller nitrat. Enhedsprocesser for forbehandling og efterbehandling omtales ikke.

2.1 Rensning for pesticider

I hovedsagen er der 3 metoder til at fjerne pesticider fra drikkevand:

Aktivt kul, membranfiltrering og destillation. Aktivt kul filtrering må betragtes som den traditionelle proces.

2.1.1 Aktivt kul

Aktivt kul som filtermateriale (GAC filtre, GAC = granular activated carbon) er en kendt proces på nogle få vandværker i Danmark /Ref.8/. Aktivt kul filtre er effektive til at fjerne pestider. Opholdstiden er ca. 10-15 min., der skal sjældent returskylles (dog oftere ved overfladevand end ved grundvand) og driftsudgifterne er små. Kuludgifterne for Frederiksberg Vandværk (grundvand) er ca. 0,06 kr/m³ vand /Ref.8/. Aktivt kul filtre udgør som regel det næstsidste behandlingstrin kun efterfulgt af desinfektion. Der kan forekomme biovækst i kullene, især hvis vandet indeholder lidt organisk stof, som kan medføre afgivelse af kim. Problemet er mest aktuelt ved behandling af overfladevand, mens det ikke er så aktuelt ved behandling af grundvand. Alle de fire vandværker (tre for behandling af grundvand og et for behandling af overfladevand), der beskrives i /Ref.8/, er udstyret med desinfektion efter kulfiltrene. De tre anlæg har UV behandling, mens det fjerde anlæg har desinfektion ved tilsætning af monokloramin.

Aktivt kul kan også tilsættes vandet som pulver (PAC = powdered activated carbon). Dette skal nævnes fordi PAC muligvis snart vil blive anvendt i enkelt vandforsyningsanlæg. Med hensyn til store vandbehandlingsanlæg, skal det som et eksempel nævnes, at PAC er blevet anvendt på et overfladevandværk ved Münster i Tyskland /Ref.4/. Forsøg under drift viser, at nødvendige opholdstider for fuldstændig fjernelse af pesticider er af størrelsesordenen 24 timer, men allerede efter ca. 15 min. opnås ca. 60 % reduktion ved en dosering af 4-5 mg PAC per liter. Processen er, at PAC blandes i vandet i en koncentration på 2-10 mg/l. Efter god omrøring strømmer vandet til et upflow reaktions- og bundfældningsbassin med en opholdstid på 15-45 min. Dernæst filtreres resterende kul fra i dobbeltmedie filtre med hydroanthracit og sand. Processens fordel er, at den tilsatte mængde kul kan varieres efter årstidsvariationerne i råvandets indhold af pesticider, mens en væsentlig ulempe er, at kullene ikke udnyttes optimalt. Kulforbruget er således typisk højere end for GAC filtrering.

2.1.2 Membranfiltrering

Ved membranfiltrering pumpes vandet gennem en membran med små porer. Nanofiltrering har porer i størrelsesordenen 10-3 til 10-1 µm, mens omvendt osmose har porer i størrelsesordenen 10-4 til 10-2 µm. Der kræves derfor et større pumpetryk ved brug af omvendt osmose membraner, dels fordi de mindre porer medfører et større tryktab, og dels for at modvirke det osmotiske tryk. For nanofiltrering på store vandbehandlingsanlæg ligger pumpetrykket på 5-20 bar /Ref.6/, mens det er højere ved omvendt osmose.

Ved membranfiltrering dannes der opkoncentreret rejektvand, som skal bortledes. Rejektvandsmængden afhænger af, hvordan driften styres, men kan udgøre ca.10-40 % af råvandsmængden. Rensegraden hænger sammen med rejektvandsmængden og pumpetrykket, idet højere rensegrad typisk medfører større mængde rejektvand og højere tryk, mens lavere rensegrad typisk medfører mindre mængde rejektvand og lavere tryk. Bortledning af rejektvand er en ulempe ved processen.

Pestider har en molekylestørrelse, så der kan fjernes en del med nanofiltrering (/Ref. 5/ angiver en rensegrad på op til 95% for ét trin og stort set uanset tilløbskoncentrationen), mens de kan fjernes helt med omvendt osmose.

Ved nanofiltrering fjernes alt der ikke er opløst, mens også en del af det opløste stof fjernes ved omvendt osmose. I dette ligger der en del fordele og ulemper:

For omvendt osmose er fordelene, at alle pesticider og andre uønskede stoffer kan fjernes helt. Ulemperne er, at membranerne lettere stopper til på primærsiden pga. udfældet kalk, mm., samt at der fjernes ønskede stoffer som noget af kalken, saltene, mm., idet vandet bliver afsaltet. I Danmark er der et kvalitetskrav til en ledningsevne for drikkevand på mindst 30 mS/m. Det betyder, at vand der behandles med omvendt osmose sandsynligvis afsaltes så meget, at det må opblandes med ikke afsaltet vand, der ledes udenom membranfiltreringen. Dermed vil vandet igen få et – om end mindre - indhold af pesticider. Det vurderes derfor, at omvendt osmose kun er interessant, hvis der skal fjernes pesticider og/eller nedbrydningsprodukter heraf med en lille molekylestørrelse.

For nanofiltrering er fordelene, at pumpetrykket er lavere, hvilket sænker driftsomkostningerne, og at saltene ikke fjernes. Dog kan hårdheden reduceres, hvilket både kan være en fordel og en ulempe for vandkvaliteten, mens det helt klart er en ulempe for driften af membranerne grundet afsætninger på primærsiden /Ref.5/. Ulemperne ved nanofiltrering er, at pesticiderne ikke fjernes helt.

Det vurderes dog, at en rensegrad for pesticider på op til 95% er tilstrækkelig til de fleste opgaver, hvorfor nanofiltrering er den mest sandsynlige membranfiltreringsproces for rensning af pesticider i Danmark.

2.1.3 Destillation

Det er teknisk muligt, at anvende destillation, men det er alt for dyrt og energikrævende /Ref.7/. Metoden omtales ikke yderligere i denne rapport.

2.2 Rensning for nitrat

Overordnet findes der 3 metoder til at fjerne nitrat fra drikkevand:

Ionbytning, omvendt osmose og destillation (som ikke omtales yderligere). Dertil skal nævnes denitrifikation.

2.2.1 Ionbytning

Ved ionbytning ledes vandet gennem en beholder med et fyldningsmateriale, der indeholder ioner som byttes med ioner i vandet. I dette tilfælde skal anionen (negativt ladet) nitrat NO₃^- byttes med en anden anion. Når ionbytteren er mættet med nitrat, skal den regenereres ved at bytte nitraten ud med den oprindelige anion.

Den generelle fordel ved ionbytning er, at det er en effektiv proces med høje rensegrader, mens en væsentlig ulempe er, at andre anioner også kan bindes i ionbytteren, og afhængig af ion affiniteten kan nitrat afgives til vandet igen – måske i for høje koncentrationer. En anden ulempe er bortskaffelse af regenereringsvæsken, som typisk udgør ca. 3 % af den behandlede vandmængde.

Ofte anvendes et fyldningsmateriale, hvor klorid (Cl^-) byttes med nitrat (klorid afgives til vandet, og nitrat bindes til fyldningsmaterialet) /Ref.10/. Fyldningsmaterialet kan være polystyren der forberedes og regenereres med en stærk opløsning af natriumklorid (NaCl) /Ref.3/. Det skal da sikres, at klorid koncentrationen i vandet ikke kommer til at overstige drikkevandskvalitets kravet på maksimum 250 mg klorid per liter. Med normalt råvand og en god renskylning efter regenerering er klorid indholdet dog ikke noget problem.

Ionbyttere til nitratfjernelse er:

• Konventionelle stærkt basiske anionbyttere
• Nitrat selektive stærkt basiske anionbyttere

De konventionelle ionbyttere optager helst divalente anioner som især sulfat (SO4^--). Det betyder, at ionbytteren på et tidspunkt (når kapaciteten er ved at være opbrugt) begynder at afgive nitrat for at kunne optage sulfat, - se figur 1. Denne nitratkoncentration kan let være over kravværdien på 50 mg nitrat per liter. Hvis der derfor er et relativt højt sulfatindhold i råvandet, kan det være en fordel at anvende en nitrat selektiv ionbytter. Da vil det være sulfat der først frigives og koncentrationen kan måske overskride kravværdien på 250 mg per liter, - se figur 2.

Figur 1. Diagram af IWW, der viser princippet for afgivelse af anioner fra en konventionel ionbytter. Ved 0 på førsteaksen er ionbytteren netop blevet regenereret.

Figur 2. Diagram af IWW, der viser princippet for afgivelse af anioner fra en nitrat selektiv ionbytter. Ved 0 på førsteaksen er ionbytteren netop blevet regenereret.

Det ses for begge typer ionbyttere, at hydrogencarbonat fjernes i starten af driftsperioden. Herved mindskes vandets bufferkapacitet og pH falder. Dermed vil pH svinge fra en lav til en højere værdi i driftsperioden mellem to regenereringer.

Det skal også nævnes, at der kan benyttes en tredje slags ionbytter, for eksempel type CARIX, som både bytter anioner og kationer. Nitrat og andre anioner vil da byttes til hydrogenkarbonat (HCO3-). Denne ionbytter kan måske benyttes, hvis den konventionelle eller den selektive ionbytter vil give for høje koncentrationer af nitrat, klorid eller sulfat, mm.

Der er ikke fundet oplysninger om prisen for ionbytning, men ud fra andre ionbytningsprocesser vurderes produktionsprisen ved nitratfjernelse at være ca. 0,25 kr/m³.

2.2.2 Omvendt osmose

For at kunne fjerne nitrat fra vandet, skal porestørrelsen være 10-3 µm eller mindre /Ref.3/.

/Ref.9/ beskriver et italiensk pilotanlæg for behandling af 2,2 m³/h råvand. Heraf produceres der 1,1 m³/h rentvand (permeat), mens 1,1 m³/h må ledes bort som rejektvand. Pumpetrykket er 10 bar, og der indgår 6 membraner. Vandkvaliteten fremgår af tabel 1:

Tabel 2: Vandkvalitet for et omvendt osmose pilot anlæg til reduktion af nitrat.

Det ses, at permeatet er for surt (pH er for lav) og for blødt samt har for lav ledningsevne til at opfylde de danske kvalitetskrav til drikkevand (se /Ref.1/). Det behandlede vand vil derfor skulle blandes med noget råvand, hvorved noget nitrat tilføres igen.

I USA vil ovennævnte permeat kunne opfylde ”National Primary Drinking Water Regulations” og kan altså i princippet drikkes, med mindre de enkelte stater også kræver overholdelse af parametrene for Korrosivitet og pH i ”National Secondary Drinking Water Regulations”.

Prisen for denne vandbehandling er estimeret til ca. 1,6 kr/m³ eksklusiv bortledning af rejektvand /Ref.9/.

2.2.3 Denitrifikation

Biologisk denitrifikation er en proces der har været anvendt i mange år til rensning af spildevand, mens den ikke har været benyttet til drikkevand. Dog er der de senere år udført forsøg med denne proces. For eksempel har University of Colorado udviklet en proces, hvor denitrificerende bakterier gror på polypropylen i fyldte kolonner med en højde på ca. 3 m og en diameter på ca. 1 m /Ref.3/. Som kulstofkilde benyttes majssirup. I de fyldte kolonner fjernes partikulært materiale, opløst organisk kulstof og ca. 85 % af nitraten fra vandet. Herefter strømmer vandet gennem et sandfilter for at fjerne resterende bakterier og partikler. Prisen for denne vandbehandling er estimeret til ca. 1 kr/m³ /Ref.3/.

Et andet eksempel er fra Torino i Italien, hvor myndighederne har udført forsøg med processen: Grundvand – biofilter – luftning – sandfilter – UV behandling /Ref.9/. Nitratindholdet i vandet blev reduceret fra ca. 30 til ca. 2 mg/l. Ulempen var en stigning på grænsen af det acceptable for kimtal, samt en acceptabel stigning for fosfor og turbiditet. Prisen for denne vandbehandling er estimeret til ca. 1,2 kr/m³ /Ref.9/.

Endelig er der for nylig udført forsøg med en kombination af biologisk denitrifikation og ionbytning /Ref.11/. Metoden må dog betegnes som værende på et meget tidligt stade og får næppe nogen betydning for enkelt vandforsyningsanlæg, hvorfor den ikke omtales yderligere.

2.3 Simultan rensning for pesticid og nitrat

Generelt for større anlæg kan pesticider og nitrat fjernes fra drikkevandet simultant ved omvendt osmose eller destillation.

For nylig er der udført forsøg med en særlig biofilm reaktor for simultan reduktion af nitrat og pesticid /Ref.12/. Metoden må betegnes som værende på et meget tidligt stade og får næppe nogen betydning for enkelt vandforsyningsanlæg, hvorfor den ikke omtales yderligere.

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

Version 1.0 Oktober 2005, © Miljøstyrelsen.