Optimalisering og videreutvikling av koagulering-direktefiltrering (15) Bjørnar Eikebrokk,SINTEF og NTNU

Transkript

1 RESYMÉ Norsk råvann har ofte et betydelig innhold av brunfargede humusforbindelser, såkalt naturlig organisk materiale (NOM). Det er en rekke gode grunner for å fjerne NOM fra drikkevann, såvel helsemessige som bruksmessige og økonomiske, og man har i de senere år kunnet registrere en betydelig aktivitet i en rekke land for å redusere NOM-innholdet i drikkevannet. I Norge har råvannet fra mange vannkilder en betydelig variasjon i NOM-innhold over året. Variasjonene kan i mange tilfeller også være raske. Samtidig finnes ikke tilfredsstillende utstyr for kontinuerlig måling av NOM-innhold som basis for prosesskontroll av koaguleringsanlegg. På denne bakgrunn er det nødvendig å kartlegge hva som er optimale koaguleringsbetingelser ved ulike råvannskvaliteter. Videre er det viktig å fokusere viktige forhold ved denne metoden i lys av patogenkontroll og hygienisk barriéreeffekt, spesielt ovenfor nye desinfeksjonsresistente parasitter. Det er også viktig å utnytte utviklingspotensialene også i etablerte vannbehandlingsmetoder som denne, slik at konkurranseevnen styrkes vis á vis konkurrerende metoder. Med dette som utgangspunkt beskriver dette innlegget en eksperimentell undersøkelse av metoden koagulering-direktefiltrering basert på pilotforsøk, for kartlegging av optimale prosessbetingelser ved koagulering-direktefiltrering av typisk norsk råvann. Forsøkene omfatter 3 typer råvann med ulike NOM-innhold, 5 ulike koagulanter, 3 ulike innblandingsenheter (mixere) for kjemikalier, 3 ulike Cakilder for integrert korrosjonskontroll, samt 2 ulike vanntemperaturnivåer. Representativiteten av de anvendte råvann er vurdert ut fra en sammenligning med en rekke andre, vel karakteriserte humusvanntyper. Basert på de utførte forsøk er det presentert typiske sammenhenger mellom råvannets NOM-innhold og nødvendige koagulantdosering og ph. Videre er det presentert verdier for en rekke kvalitetsparametre på behandlet vann. Generelt har forsøkene avdekket at drikkevannsforskriftens krav om et restinnhold av metallbasert koagulant på maksimalt.1 mg Me/L, er bestemmende for den koagulantdose som må anvendes. Det er videre angitt hvilke minimumsdoser som er påkrevet for å oppfylle drikkevannsforskriftens krav. Foruten å kvantifisere disse minimumsdosene, er det også vist at de tilhørende respektive reduksjoner i fargetall og organisk karboninnhold ligger i området 75-9 % og 4-7 %. Forsøkene viser at innblandingsenheten i liten grad påvirker koaguleringen, og forsøkene gir grunn til å anta at adsorpsjon av NOM til utfelt metallhydroksid er en dominerende koaguleringsmekanisme ved bruk av metallbaserte koagulanter. Optimale ph-områder for fjerning av NOM og turbiditet er imidlertid ikke alltid sammenfallende, et problem som kan løses ved en viss økning av koagulantdosen, noe som normalt fører til økt bredde på de optimale ph-området. Dette er et viktig forhold med tanke på bevaring av en høy hygienisk barriéreeffektivitet. Forsøkene viser også at en kalsiumholdig polyaluminiumklorid foruten å være effektiv over et bredere ph-område, også har et koagulantbehov som er 1-3 % lavere enn for Al-sulfat. Videre viser forsøkene at kitosan kan fjerne farge i en grad som er sammenlignbar med metallbaserte koagulanter, men at høye doser må til for å oppnå tilsvarende reduksjoner med hensyn til organisk karbon. Forsøkene demonstrerer også hvordan systemutforming og driftsforhold som filtermodning og filterhastighetsøkning som følge av spyling av andre filterenheter påvirker vannkvalitet og dynamikken i metodens hygieniske barriérefunksjon. Videre illustreres effekter av under- og overdosering av koagulant, og det gis tall for slamproduksjonen. Avslutningsvis er optimale koaguleringsforhold forsøkt relatert til relativt enkle råvannskarakteristika, og det er med bakgrunn i forsøksresultatene angitt viktige kandidater til videre FoU-oppgaver, bl.a. med tanke på å styrke metodens økonomiske og driftsmessige konkurransekraft vis á vis andre metoder, å fremskaffe modellverktøy og andre tiltak for å forenkle driften, samt å utvide metodens anvendelsesområde i retning av mindre vannverk. Forsøkene som her er beskrevet er finansiert av Degrémont, Kemira Chemwater, Aga, Norsk Leca og Norges forskningsråd under programmet Drikkevannsforskning mot år 2.

2 BAKGRUNN OG INNLEDNING Optimalisering av koagulering-direktefiltreringsprosesser for å oppnå effektiv fjerning også av naturlig organisk materiale (NOM) har stått i fokus i mange land de senere år. Motivasjonen for dette er å redusere ulemper knyttet til dannelse av kjente og ukjente desinfeksjonsbiprodukter (D/DBP Rule, USEPA 1998), å redusere korrosjon som følge av økt NOM innhold og lokal beleggdannelse, å redusere biologisk vekst i ledningsnett, å hindre økt forbruk av desinfeksjonsmiddel og redusert effektivitet av desinfeksjons-prosesser, å hindre økt eksponering for ulike mikroforurensninger knyttet til humusmolekylet, samt å redusere bruksmessige og økonomiske ulemper knyttet til høy farge og høyt NOM-innhold i vannet. Mange land har tradisjonelt optimalisert sine prosesser spesielt for turbiditetsfjerning, og man benytter begrepet enhanced coagulation når man i ettertid optimaliserer prosessen for å oppnå effektiv reduksjon også av naturlig organisk stoff. En slik enhanced coagulation omfatter normalt bruk av høyere koagulantdoser og strengere ph-kontroll, noe som normalt medfører høyere slamproduksjon, og gir forkortete filtersykluslengder og økt spylevannsforbruk i forhold til situasjonen med fokus på turbiditetsfjerning. I Norge ble anleggene allerede i utgangspunktet utformet og drevet for optimal humusfjerning, slik at vi her til lands alltid har anvendt enhanced coagulation. Det er imidlertid viktig å bibeholde en effektiv turbiditetsfjerning, siden det synes å være en nær sammenheng mellom turbiditet og effektiv patogenkontroll/hygienisk barriéreeffekt. Dette er spesielt viktig med tanke på desinfeksjons-resistente agens som Cryptosporidium og Giardia. Svært mange norske vannkilder har et NOM-innhold som i mengde og sammensetning varierer svært over året. Siden kvaliteten på råvannet er av avgjørende betydning for optimaliseringen av koaguleringdirektefiltreringsprosessen, er det viktig å dokumentere hvordan optimale prosessbetingelser påvirkes av råvannskvaliteten. Det finnes en rekke eksempler på at optimale betingelser for behandling av typisk norsk, bløtt vann med lav alkalitet, ph og turbiditet kan avvike betydelig fra optimale betingelser for behandling av typisk mellom-europeisk hardt vann med høy alkalitet, ph og turbiditet. BESKRIVELSE AV FORSØKSOPPLEGG Pilotanlegg Det anvendte pilotanlegget er skissert i figur 1. Filterkolonnenes indre diameter var.144 m, med en tomedia filterseng bestående av 6 cm -1.6 mm antrasitt over 35 cm - mm sand. Filtersengens dybde og sammensetning er i tråd med det som anvendes i praksis. For å oppnå reprentativitet av slike filtreringsforsøk i pilotskala, kreves en andel ikke-representative veggporer på 2 % eller lavere. Dette tilsier en kolonnediameter på minimum 5 ganger korndiameteren, et krav som oppfylles med god margin i dette tilfellet. For å oppnå høy nøyaktighet i koagulantdoseringen ble en relativt stor vannstrøm på.9 m 3 /hr kjørt gjennom koaguleringstrinnet. Deretter ble strømmen splittet i én delstrøm til avløp, og én delstrøm på 8-4 m 3 /hr til filterkolonnen. Dette tilsvarer filtreringshastigheter i området 5-12 m/hr. Råvann Tre råvannstyper ble anvendt i førsøkene, med et spenn i farge og organisk karboninnhold som ble ansett dekkende for de fleste råvannstyper i Norge. Typiske fargetallsnivåer i de 3 råvannstypene benevnt RW15, RW3 og RW5 var henholdsvis 15, 3 and 5 mg Pt/L. Tilsvarende typiske nivåer av organisk karbon målt som NPOC (Non-Purgeable Organic

3 Carbon) var 2.4, 3.5 and mg/l. RW15 var kranvann fra Jonsvatnet, behandlet ved vannverket med mikrosiling og lavklorering (ca..5 mg/l). Råvannstypene RW3 og RW5 ble preparert ved å tilsette til kranvannet henholdsvis 3 og 6 vol-% av en høykonsentrert nøytralisert regenereringsløsning fra Meråker vannverk, der man benytter en makroporøs anionebytting for humusfjerning. Representativiteten i de anvendte råvannstyper er vurdert i figur 2, der utvalgte karakteriserende verdier er sammenlignet med andre godt dokumenterte, norske humusvanntyper (Gjessing et al. 1997). Selv om de 2 mest konsentrerte råvannstypene (RW3 og RW5) avviker noe fra trendlinjen for de 9 referansevannprøvene, anses de 3 råvann å falle innenfor området for representative humusvannprøver. Det er også angitt på figuren hvordan de angitte råvann kun i liten grad påvirkes av økningen i kalsium, ph og alkalitet som følge av oppstart av Trondheims nye vannverk (VIVA) som benytter filtrering gjennom marmormasse. Koagulanter Det ble testet 5 ulike typer koagulanter: aluminiumsulfat (ALG), polyaluminiumklorid (PAX14), en skreddersydd polyaluminiumklorid med høyt kalsiuminnhold produsert etter våre anvisninger (Ca-PAX), jernkloridsulfat (JKL), og kitosan (Seacure/Primex). NOM Dosage CO 2 Ca(OH) 2/CaCO 3 NaOH/HCl Mixer Filter H u mi Raw Water S1 RW Coagulant ph ph Turb Tap water ph Excess water S2 CW Turb S3 FW Figur 1. Flytskjema for koagulering-direktefiltreringsanlegget, med illustrasjon av opplegg for råvannstil-beredning, tilsats av kjemikalier for koagulering, ph- og korrosjonskontroll, on-line ph- og turbiditets-målinger, samt prøvetakingspunkter (S) for råvann (RW), koagulert vann (CW) og filtrert vann (FW).

4 Dissolved Organic Carbon (mgc/l NOM-Typing-9 Ref Samples This Study-RW15, 3 and 5 This study-after VIVA DOC =.124Colour + R 2 =.935 Dissolved Organic Carbon (mgc/l DOC= 42UV + R 2 = Colour (mg Pt/L) UV-abs (1/m) Figure 2. Sammenligning av de 3 anvendte råvannstyper med 9 referansevanntyper fra NOM-typing prosjektet /Basert på Gjessing, 1998/ (NPOC er brukt i våre forsøk, DOC i referanseprøvene) Vannprøver og analyser Foruten kontinuerlig analyse av ph og turbiditet (HACH Low Range Turbidimeter) i råvann og filtrert vann, og ph i koagulert vann, ble vannprøver uttatt 1-3 ganger pr. syklus fra prøvepunktene for råvann, koagulert vann og filtrert vann angitt på figur 1. De uttatte prøver ble lagret på kjølerom ved 3-5 C før de ble analysert i henhold til Norsk Standard. Standard analyseparametre på råvann og rentvann var ph, turbiditet, farge, restmetall, NPOC, alkalitet og kalsiuminnhold. I prøver av koagulert vann ble det målt zetapotensial (Coulter Delsa 44 SX) og SS-innhold. Analyser av trihalometaner er foretatt ved Folkehelsa. RESULTATER OG DISKUSJONER Forsøkene ble inndelt i 2 prinsipielt ulike hovedfaser, der den første fasen var forsøk for identifisering av optimale koaguleringsbetingelser for ulike råvann, ulike koagulanter, ulike vanntemperaturer, ulike miksere og ulik grad av forbehandling før koaguleringen (forozonering, korrosjonskontroll). Under disse forsøkene ble vannprøver tatt ut og filtersyklusen avbrutt når konstant filtratkvalitet var oppnådd, vanligvis etter 2-3 timers filtrering. Filtreringshastigheten var normalt 1 m/hr i disse forsøkene. Med de funne optimale koaguleringsbetingelser ble det så utført forsøk med fokus på filtreringen for å fremskaffe data om sammenhengen mellom vannkvalitet, filtersykluslengder og trykktapsutvikling ved ulike filtreringshastigheter og ulike driftsforhold for øvrig. Under disse forsøkene ble filtersyklusene kjørt helt til trykktapsbegrensning (1,5 m H 2 O) eller gjennombrudd oppsto, og filtreringshastigheten ble variert innenfor området 5-12,5 m/hr. Mellom alle sykluser ble filteret spylt grundig med kranvann i 6-8 minutter ved en hastighet på 75 m/hr. Vanntemperaturen i forsøkene lå normalt i området 8-11 C. I en egen forsøksserie ble råvannet nedkjølt til 1-2 C ved hjelp av en omvendt varmepumpe for å identifisere hvordan lav vanntemperatur påvirket koaguleringsforhold og effekten av ulik

5 kjemikalieinnblanding (ulike on-line miksere). Disse forsøkene er ennå ikke fullført og vil derfor ikke bli rapportert her. Alle forsøk er vurdert ut fra data innhentet via kontinuerlige registreringer og analyser av uttatte vannprøver, og vannkvalitetsdata er sammenholdt med kravene i den gjeldende norske Drikkevannsforskriften (Sosial og Helsedepartementet, 1995). Vannanalysene ble utført i henhold til Norsk Standard. Koaguleringsforsøk med aluminiumsalter (ALG, PAX14, Ca-PAX) Ved bruk av de ulike aluminiumbaserte koagulanter, viser Figur 3 et typisk eksempel på sammenhengen mellom rest-aluminiuminnhold, koagulantdose og ph (i filtrert vann). Venstre del av figuren gjelder RW15, mens høyre del gjelser RW5. Det fremgår av figuren at minimumsdoseringer i området.7- mg Al/L for RW 15 og mg Al/L for RW5 er nødvendig for å oppfylle drikkevannsforskriftens krav om rest-al på maksimalt.1 mg Al/L. Optimal ph er i området for RW15, og for RW5. Figuren illustrerer klart viktigheten av ph og koagulantdose, og viser også at det er en sammenheng mellom disse faktorene ved at økt dose utvider ph-området for effektiv koagulering og forskyver den optimale ph noe i retning av høyere verdier. En praktisk implikasjon av dette er at bruk av minimumsdoser krever en meget nøye ph-kontroll. Det kan derfor være gunstig å øke dosen noe utover minimumsdosen, selv om dette medfører høyrere kjemikaliekostnader og større slamproduksjon. Residual Al (mg Al/L) ,8ALG 2,5ALG,8Ca-PAX 2,5Ca-PAX RW Filter effluent ph RW5 Figur 3 Sammenheng mellom restaluminiuminnhold, koagulantdose og ph ved bruk av Albaserte koagulanter for behandling av RW15 (venstre) og RW5 (høyre) Figur 3 viser også at de prepolymeriserte aluminiumkloridene har fordeler fremfor aluminiumsulfat ved at de krever noe mindre dose og er effektive over et bredere ph-område. Spesielt Ca-PAX er effektiv i så henseeende, og god effekt kan oppnås ved en ph helt opp mot 7.. Det er kjent at flere norske vannverk periodevis har problemer med å oppfylle forskriftens krav til restaluminium. Med utgangspunkt i figur 3 ser man at dette, foruten en ikke-optimal ph, også kan være forårsaket at av koagulantdosen er for lav. Residual Al (mg Al/L) ,6ALG 2,5ALG 1,6Ca-PAX 2,5Ca-PAX 1,6PAX14 2,5PAX Filter effluent ph

6 Forsøkene viser relativt entydig at det er nettopp restaluminiuminnholdet som er bestemmende faktor for nødvendig koagulantdose, gitt Drikkevannsforskriftens krav til restmetall (<.1), farge (<2) og TOC (<3). Det samme er tilfellet dersom man tar utgangspunkt i amerikanske krav, som krever 2-5 % reduksjon i TOC avhengig av råvannets innhold av TOC og alkalitet (USEPA 1998a). Med kobling til figur 3, viser figur 4 i denne forbindelse for RW5 et typisk eksempel på oppnådd renseeffekt for farge og organisk karbon (NPOC). Det fremgå av figur 3 og 4 at med bruk av minimumsdoseringen som tilfredsstiller restaluminiumkravet, oppnås reduksjoner i farge og NPOC på henholdsvis 8-95 % og 3-65 %, noe som oppfyller forskriftens krav til farge (<2 mg Pt/L) og organisk karbon (<3 mg/l) med svært god margin. Normalt oppnås verdier lavere enn 5 mg Pt/L og 2 mg NPOC/L. Figur 3 og 4 illustrerer klart betydningen av koaguleringsbetingelsene på rentvannskvaliteten. Det skal senere vises hvordan koaguleringsbetingelsene påvirker slamproduksjon, filtersykluslengder og spylevannsforbruk. Removed Fraction- Colour 1.6 ALG 1.6 PAX Ca-PAX 2.5 ALG 2.5 PAX Ca-PAX ph Figur 4 Typisk eksempel på sammenhengen mellom fjernet andel av farge (venstre) og organisk karbon (høyre) ved ulike koagulantdoser og ph, ved bruk av ulike Al-baserte koagulanter for RW5. På bakgrunn av en lang rekke forsøk med aluminiumbaserte koagulanter, viser tabell 1 hvilke minimums-doseringer som er påkrevet for de ulike råvann og koagulanter. Som tidligere beskrevet, er det restaluminiuminnholdet som er den bestemmende faktor for de angitte minimumsdoser. Tabell 1 angir doseringen som spesifikke verdier, dvs. minimumsdose av koagulant tilsatt pr. enhet organisk karbon i råvannet. Tabellen angir også målte verdier for spesifikk UV-absorbsjon (SUVA) i råvannet. Dette er forholdet mellom råvannets UVabsorpsjon (m -1 ) og organisk karboninnhold (mg NPOC/L). SUVA kan gi en indikasjon på humusens molekylstørrelse, og en økt SUVA indikerer en økt molekylstørrelse. Removed Fraction-NPOC ph

7 Tabell 1. Nødvendig minimumsdosering for å oppfylle drikkevannsforskriftens krav, bestemt av restaluminiumkravet på.1 mg Al/L, for de testede råvann og Al-baserte koagulanter. Raw NPOC SUVA Specific dosage (mg Al/mg NPOC) Water (mg/l) (L mgc -1 m -1 ) ALG PAX 14 Ca-PAX RW15 2.4± RW3 3.3± RW5 4.5± Det fremgår av tabell 1 at nødvendig mimimal koagulantdose må økes med en faktor på når råvannsfargen øker fra ca 15 til 5 mg Pt/L. Økningen er størst for ALG og minst for Ca-PAX. Videre viser tabellen at ALG krever doseringer som er 1-3 % høyere enn for PAX14 og Ca-PAX. Forskjellene i nødvendig doseringsnivå mellom ALG og de polymeriserte koagulanten PAX14 og CA-PAX øker med økende råvannsfarge. Det skal imidlertid her påpekes at bruk av de minimumsdoser angitt i tabell 1 vil kreve en nitid phkontroll fordi det optimale ph-vinduet er relativt smalt. I filtreringsforsøkene med optimale koaguleringsbetingelser som skal omtales senere, er derfor de angitte minimumsdoseringer økt med en faktor på 1.25, noe som også bør gjøres i praksis. Dette innebærer følgende anbefalinger hva gjelder optimale doseringsnivåer ved bruk av de nevnte koagulanter på ulike råvann (Tabell 2) Tabell 2. Optimale doseringsmengder for å oppfylle drikkevannsforskriftens krav, bestemt av restaluminiumkravet på.1 mg Al/L, for de testede råvann og Al-baserte koagulanter. Raw Dosering (mg Al/L) Specific dosage (mg Al/mg NPOC) Water ALG PAX14 Ca-PAX ALG PAX 14 Ca-PAX RW RW RW Betydningen av en tilstrekkelig høy koagulantdose er klart illustrert av det foregående. På den annen side er det viktig å unngå overdosering, noe som medfører økt slamproduksjon, kortere filtersykluser, større spylevannsforbruk, økt forbruk av kjemikalier for ph- og korrosjonskontroll og tilhørende dårligere driftsøkonomi. Dette er eksemplifisert i figur 5 som viser effekten av overdosering på gjennombruddstidspunkt (filtersykluslengde) og trykktapsutvikling. Effluent Turbidity (NTU) 3.1Al 1.8Al Al (Opt) Time of filtration (hrs) Total Head Loss H (cm H 2O) H=9.2t+51 H =12.8t+51 R 2 =.99 R 2 =.99 H=6.3t+51 R 2 = Time of filtration t (hrs)

8 Figur 5 Illustrende eksempel på effekt av koagulantoverdosering på filtersykluslengde (gjennombrudd) (venstre) og trykktapsutvikling (høyre) (RW15; -3.1 mg Al/L som ALG; 1 m/hr) I motsetning til en permanent overdosering, kan en kortvarig initiell overdosering av koagulant være et effektivt virkemiddel for å redusere modningsperioden i et filter, noe som har relevans i forbindelse med såvel vannhusholdning og driftsøkonomi, som patogenkontroll og hygienisk barriérefunksjon (figur 6). Det fremgår av figuren at en overdosering på 25-5 % i 2-4 minutter medfører en nær halvering av nødvendig filtermodningstid, uten at dette påvirker trykktapsutviklingen i vesentlig grad. Turbidity (NTU) REF(1%) 15% in 2min 125% in 4 min Ref Head loss (cm H 2O) REF (1%) 15% in 2 min 125% in 4 min Time of filtration (hrs) Time of filtration (hrs) Figur 6. Oppnådd reduksjon i filtermodningstid som følge av initiell (2-4 min) overdosering (25-5 %) av koagulant. (RW15;.9 mg Al/L som Ca-PAX; 1 m/hr) Med en råvannsfarge som kan oppvise til dels store og raske svingninger over året (figur 7), er det åpenbart at en god doseringskontroll er av avgjørende betydning for såvel rentvannskvalitet som slamproduksjon, driftsøkonomi og en rekke driftsforhold for øvrig. Med en manuell doseringskontroll ville det være naturlig å forvente ut fra variasjonsmønsteret i råvannsfarge i eksemplet i figur 7 at restaluminiumproblemer som følge av for lave koagulantdoser i hovedsak ville oppstå i perioder med raskt økende råvannsfarge, noe som i dette eksempelet er periodene juli og september-november. Ovenstående illustrerer klart behovet for en automatisert doseringskontroll styrt av en on-line måling av råvannets NOM-innhold. Dessverre finnes det på markedet i dag ikke tilstrekkelig godt og rimelig utstyr til dette formålet.

9 Råvannsfarge (mg Pt/L) Anvendt dose Farge Opt.Dose Måned ALG-Dose (mg Al/L) Figur 7. Eksempel på årstidsvariasjon i råvannfarge( Farge ) i en norsk drikkevannskilde, med angivelse av optimal koagulantdose, en hypotetisk manuell doseringskontroll ( Anvendt dose ) og tilhørende stipulerte perioder med underdosering og restaluminiumproblemer i juli og sept-nov. Effekt av korrosjonskontroll og forozonering. Forsøkene har omfattet 3 ulike former for korrosjonskontroll, der dosering av CO 2 er kombinert med tilførsel av kalsium i form av Ca(OH) 2, CaCO 3 eller Ca-PAX. Hovedidéen bak Ca-PAX var at foruten å være en effektiv koagulant, skulle bruken av den representere en meget enkel form for kalsiumtilførsel, uten behov for egne berednings- eller blandetanker. Ca-PAX produseres med et Ca-innhold som er 8-11 ganger så høyt som Al-innholdet, slik at en koagulantdose på 2 mg Al/L eksempelvis vil tilføre mg Ca/L. Koagulanten må imidlertid produseres med et relativt lavt Al-innhold, og blir dermed relativt kostbar. Dette gjør at den nok egner seg best for små og mellomstore vannverk der enkel drift er viktig og der koagulantkostnadene isolert sett ikke betyr så mye. Tabell 3 oppsummerer forsøksresultater der man har anvendt ulike former for korrosjonskontroll ved behandling av RW5 med Al-koagulanter. Tabellen viser i tillegg resultater med bruk av ozonering som forbehandling for koaguleringen, for om mulig å kunne redusere nødvendig koagulantdose. Tabellen viser at anvendt type korrosjonskontroll (Casalt) ikke påvirker prosessen i særlig grad, hverken i form av rentvannskvalitet eller filtreringsforløp. Det er imidlertid en tendens til at CaCO 3 i en viss grad synes å øke restaluminiuminnholdet. Anvendt sammen med ALG synes det også å være en viss økning i restturbiditeten. For en mer detaljert beskrivelse av forhold knyttet til kombinert korrosjonskontroll og NOM-fjerning, henvises til litteraturen (Østerhus and Eikebrokk, 1994). Tabell 3 viser videre at den mest åpenbare effekt av forozonering er økt restaluminiuminnhold. Forozoneringen påvirket hverken koagulantdose eller graden av total farge- eller NPOC-fjerning i særlig grad, selv om ozoneringen isolert sett reduserte fargen. Det kan imidlertid synes som om forozonering medførte en viss økning i filtersykluslengde, et forhold som imidlertid kan skyldes redusert slamakkumulering i filtersengen som følge av den økte restaluminiumkonsentrasjonen i vannfasen. Forozoneringens eventuelle mikroflokkulerende evner med tilhørende potensiale for redusert koagulantdosering ble utprøvd i en separat forsøksserie (RW5). For lettere å kunne identifisere eventuelle slike effekter, ble koagulanten tilsatt i en relativt lav dose (1 mg Al/L

10 som Ca-PAX). Resultatene viste imidlertid også her at restalumimumkonsentrasjonen økte, uten at forozoneringen i vesentlig grad påvirket den totale farge- eller NPOC-fjerningen. Siden restaluminiumkonsentrasjonen som tidligere omtalt er bestemmende for koagulantdosen, innebærer dette at forozonering snarere medfører en økning og ikke en reduksjon av koagulantbehovet. Det bør i denne forbindelse poengteres at denne konklusjonen gjelder ozonering som forbehandling for koagulering av NOM. Ozoneringens positive egenskaper i relasjon til biofiltrering, oksidasjon og desinfeksjon berøres selvfølgelig ikke av dette. Spesifikke ozondoser som ble anvendt i disse forsøkene var mg O 3 /mg NPOC, og det henvises til litteraturen for en mer detaljert beskrivelse av disse forsøkene (Eikebrokk 1996). På denne bakgrunn synes forozonering ikke å være noe kostnadseffektivt virkemiddel med tanke på reduksjon av nødvendig koagulantdosering ved direktefiltrering av humusholdig vann. Tabell 3. Prosessdata oppnådd ved ulike former for korrosjonskontroll kombinert med optimal koagulering for RW5. ALG (3.1mgAl/L), PAX14 (2.5 mgal/l) eller Ca-PAX (2.3 mgal/l). Data er også gitt for koagulering med Ca-PAX etter forozonering (.7 mg O 3 /mg NPOC) Type of Ca- Filtr.rate Turbidity (NTU) Colour (Pt) Org.carbon (NPOC) Res.-Al Filter run Head Loss Coagulant source (m/hr) On-line Lab (mg/l) Rem. (%) (mg/l) Rem. (%) (mgal/l) time (hrs) (m H 2 O) ALG Ca(OH) ALG CaCO ALG Ca(OH) ALG CaCO ALG Ca(OH) Average ALG With Ca(OH) With CaCO PAX14 Ca(OH) PAX14 Ca(OH) PAX14 Ca(OH) Avg PAX14 -With Ca(OH) Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Ca-PAX Avg Ca-PAX O 3 +Ca-PAX Ca-PAX O 3 +Ca-PAX Ca-PAX O 3 +Ca-PAX Ca-PAX O 3 +Ca-PAX Ca-PAX O 3 +Ca-PAX Ca-PAX Avg O 3 +Ca-PAX Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter (THM) Figur 8 viser dannelsespotensialet for trihalometanene kloroform og bromdiklormetan etter klorering av råvann, ozonert vann og koagulert-direktefiltrert vann. Figuren viser at ozonering alene reduserer THM-dannelsen noe, og at koagulering og filtrering under optimale forhold

11 evner å redusere THM-dannelsen til nivåer nær 1 µg/l. Det synes å være liten forskjell koagulantene i mellom, og THM-nivået synes også å være relativt uavhengig av råvannfargen. Kloroform + bromdiklormetan (ug/l) Ubehandlet Ozonert ALG Ca-PAX PAX Råvannsfarge 15 (mg Pt/L) Figur 8. Dannelsespotensial for trihalometaner (THM) i ubehandlet råvann, ozonert vann, og direktefiltrert vann koagulert med ALG, Ca-PAX og PAX14 under optimale forhold (Vanntemp. 23 C, klordose = 1.8 NPOC) Koagulering med JKL Figur 9 viser oppnådde resultater ved koagulering av RW5 med JKL. ALG er brukt som referanse. Resultatene viser at nødvendig koagulantdose ved bruk av JKL er om lag den samme som for ALG, dersom man uttrykker metalldosen på molbasis. Dette innebærer at Fe på massebasis (mg Me/L) må tilsettes i en dose som er omlag den doble av Al. Figur 9 viser imidlertid at selv om de to koagulantene gir om lag samme maksimale renseeffekt for NOM ved samme molare dose, er JKL effektiv over et langt bredere ph-område. Imidlertid viser figur 1 at det for JKL på samme måte som for ALG er restmetallkonsentrasjonen som er bestemmende for koagulantdosen, når vannkvalitetskravene i drikkevannsforskriften legges til grunn (.1 mg Me/L). Figur 1 viser også data for slamproduksjon ved bruk av de to koagulantene. Det fremgår av figuren at slamproduksjonen er godt korrelert til koagulantdosen, og at JKL og ALG gir om lag samme slamproduksjon ved samme molare dosering. Slamproduksjonen kan derved uttrykkes ved en enkel ligning: SS = 125 D der SS = slamproduksjon i mg SS/L D = anvendt JKL- eller ALG-dose i mmol Me/L. Disse resultatene er oppnådd etter at Trondheim kommune satte i drift sitt nye vannverk (VIVA), med filtrering gjennom marmormasser for økning av ph, alkalitet og kalsiuminnhold til henholdsvis 8., mmol/l og 2 mg Ca/L. Av denne grunn ble ingen egen korrosjonskontroll utført i pilotanlegget under denne forsøksserien, men man kan legge merke

12 Fraction Removed-NPOC til at resultatene for ALG vist i figur 8 og 9 samsvarer godt med resultatene for ALG og CaCO 3 presentert i Tabell 3, der korrosjonskontrollen foregikk i pilotanlegget. Resultatene kan muligens indikere at ALG sammen med CaCO 3 kan medføre en viss økt restalumimumkonsentrasjon, uten at dette forholdet på nåværende tidspunkt er nærmere analysert. Det bør bemerkes at vannbehandlingen ved VIVA ikke påvirker vannets farge og NPOC-innhold. 9mM-Fe.116mM-Fe.143mM-Fe 93mM-Al.115mM-Al.137mM-Al ph Figure 9. Fjerning av organisk karbon (venstre) og farge (høyre) ved bruk av JKL eller ALG som koagulanter ved ulike doser og ph (RW5) Fraction Removed-True Colour ph Residual coagulant (mgme/l) 9mM-Fe.116mM-Fe.143mM-Fe 93mM-Al.115mM-Al.137mM-Al A Effluent on-line ph Suspended solids SS (mg/l) SS = 125 D R2 =.92 ALG JKL Coagulant Dose D (mmol Me/L) B Figur 1. A: Restmetallinnhold i behandlet vann ved ulike ph og doseringsnivåer av JKL og ALG, og B: Slamproduksjon målt som SS-innhold i koagulert vann ved optimale ph. De anvendte molare doserings-nivåer tilsvarer mg Al/L (MW Al =26.98) og mg Fe/L (MW Fe = 55.85). RW5.

13 Koagulering med kitosan Kitosan er en anionisk biopolymer som produseres fra reke- og krabbeskall. Blant fordelene med denne koagulanten er at den er biologisk nedbrytbar med de forenklinger det innebærer hva gjelder slambehandling og disponering, at restmetallproblematikk og metallhydroksiddannelse ikke eksisterer, at filtermodning skjer raskere, at slamproduksjonen kan reduseres i forhold til metallbaserte koagulanter med økt filtersykluslengde og redusert spylevannsforbruk som resultat. Ulempen er i hovedsak den høye prisen. Figur 11 viser verdier for farge- og NPOC-reduksjon oppnådd ved koagulering av RW15 og RW5 med kitosan i ulike doser og ved ulike ph. I figur 12 er vist sammenhengen mellom kitosandose og renseeffekt for farge og NPOC ved optimale ph-forhold. Det fremgår av figurene at farge kan fjernes med kitosan i relativt lave doser til nivåer nær de som oppnås med metallkoagulantene JKL og ALG. Hva gjelder organisk karbon, tyder resultatene på at relativt høye kitosandoser er påkrevet for å oppnå tilsvarende rensegrader. Fraction Removed-NPOC Fraction Removed-Colour mg/l RW15 ph Fraction Removed-NPOC Fraction Removed-Colour. RW5 mg/l ph Figur 11. Fjerning av NPOC og farge ved koagulering med kitosan i ulike doser (-7.5 mg/l) og ved ulike ph-verdier (3.5-8.) for RW15 (venstre) og RW5 (høyre)

14 Fraction Removed y = 3Ln(x) +.7 R 2 = 8 y =.15Ln(x) + 9 R 2 = 1 True colour NPOC Specific Chitosan dose (mg/mg NPOC) Figur 12. Sammenheng mellom spesifikk kitosandose og oppnådd renseeefekt for farge og NPOC under optimale ph-forhold (RW15-5, ph ) Optimale ph-områder for fjerning av NOM og turbiditet Opprettholdelse av en god hygienisk sikring i tilfeller der vannbehandlingsanlegg oppgraderes med enhanced coagulation for økt NOM-fjerning, er for tiden i fokus i mange land. Det synes å være en god korrelasjon mellom turbiditet og mikroorganismer/patogene agens hva gjelder innhold og rensegrad. Figur 13 visualiserer dette forholdet. I USA har man av denne grunn nylig skjerpet kravene til turbiditet (<.3 NTU som månedsmiddelverdi) og innført krav om kontinuerlig turbiditetsovervåking av utløpsvann fra hver enkelt filterenhet. Kravene gjelder i denne omgang vannverk over en viss størrelse, der vannkilden er overflatevann eller grunnvann som er direkte påvirket av overflatevann (USEPA, 1998b). Figur 13. Visualisering av sammenhengen mellom innhold av partikler (turbiditet) og mikroorganismer innbaking av ulike typer patogene agens i en partikkel (Canadian Water, 1999) På bakgrunn av dette, og for å sikre en effektiv hygienisk barriérefunksjon også ovenfor desinfeksjons-resistente agens som eksempelvis Cryptosporidium og Giardia, er det

15 interessant å fokusere på turbiditetsfjerning og eventuelle konflikter mellom optimale prosessbetingelser for fjerning av NOM og for fjerning av turbiditet. Drikkevannsforskriften stiller i dag imidlertid ikke spesielt strenge krav til turbiditet (4 NTU). For å vurdere slike forhold ble egne forsøkserier utført med RW5. Både ved bruk av JKL (Figur 14) og Al-baserte koagulanter som ALG og PAX14 (Figur 15) viser resultatene at det finnes visse konfliktområder der det er vanskelig å oppnå mimimal turbiditet og maksimal farge- og NPOC-fjerning under de samme ph- og doseringsforhold. Turbiditetsproblemer synes å kunne oppstå spesielt i den øvre del av det optimale ph-området for NOM-fjerning. Siden bredden på det optimale ph-området for såvel turbiditet som NOM og restmetall øker med økende koagulantdose, vil en viss økning i koagulantdosen normalt fjerne slike konfliktområder. Fraction removed-npoc Effluent Turbidity (NTU) NPOC OC-5.JKL Turb-5.JKL OC-6.5JKL Turb-6.5JKL Turb Effluent on-line ph Residual Fe (mg Fe/L) Effluent Turbidity (NTU) Figur 14. Sammenheng mellom turbiditet (Turb), NPOC-reduksjon (OC), og restjern (Res-Fe) ved ulike ph og doser på mg Fe/L som JKL. (RW5) Res-Fe Turb Effluent on-line ph Removed Fraction-NPOC Effluent Turbidity (NTU NPOC-ALG NPOC-PAX Turb-ALG Turb-PAX Effluent on-line ph Residual Aluminium (mgal/l) Effluent Turbidity (NTU) Res-ALG Res-PAX Turb-ALG Turb-PAX Effluent on-line ph Figur 15. Sammenheng mellom turbiditet (Turb), NPOC-reduksjon (NPOC), og restaluminium (Res-ALG, Res-PAX) ved ulike ph og koagulantdoser på 2.5 mg Al/L som ALG eller PAX14 (RW5)

16 Effekt av uheldige driftsforhold I relasjon til prosessens hygieniske barriéreffekt og dynamikken i denne, viser figur 16 et eksempel på hvordan turbiditet og innhold av mikroorganismer målt som kimtall i direktefiltrert vann normalt utvikler seg under filtermodning og episoder med økning i filtreringshastighet inne i en filtersyklus, for eksempel som følge av spyling av parallelle filterenheter. Med tilsvarende begrunnelser bør drikkevannssystemer utformes på en slik måte at man unngår at filtreringsprosesser stoppes og restartes uten mellomliggende tilbakespyling. Filtreringshast (m/t) % Filtreringstid (t) Turbiditet (NTU) 1.2 Turb Perioder med Sviktende barriére Kimtall Filtreringstid (t) Figur 16. Eksempel på forløp av turbiditet og kimtall i koagulert og direktefiltrert vann under filtermodning og perioder med økning i filtreringshastighet (ALG-koagulering av ozonert og biofiltrert vann). Råvannkarakterisering og koagulerbarhet Som et ledd i arbeidet med å finne enkle metoder for å karakterisere et humusvann med tanke på koagulerbarhet, viser figur 17 hvordan de testede råvanns SUVA-verdi (UV-abs/NPOC) kan anvendes for å identifisere koagulerbarhet og nødvendig koagulantdose. Figuren antyder at koagulering av humusvann med SUVA i området 4.3 eller høyere vil restaluminiuminnholdet være bestemmende for koagulantdosen dersom kravene til farge- eller NPOC-reduksjon ikke overstiger henholdsvis 9 % og 6 %. For SUVA-verdier lavere enn , vil imidlertid krav til farge- eller NPOC-reduksjon være bestemmende for koagulantdosen dersom disse overstiger henholdsvis ca 7 % og 5 %.

17 Specific A L G dose requirements (mgal/mgnpoc) 1.2 <.1resAl 6%-NPOC 5%NPOC SUVA (L/m mgc) Specific A L G dose requirements (mgal/mgpt). Figur 17. Sammenheng mellom spesifikk UV-absorpsjon (SUVA) og nødvendig spesifikk koagulantdose for å oppfylle restaluminiumkravet på.1 mg Al/L (resal) og ulike krav til farge (7-9 %-Col) og NPOC-reduksjon (5-6 %-NPOC) i de testede råvann. (Koagulering med ALG for RW15, RW3 og RW5) <.1res-Al 8%-Col 7%-Col 9%-Col SUVA (L/m mgc) KONKLUSJONER Omfattende forsøksrensing av humusholdig råvann med farge 15, 3 and 5 mg Pt/L viser at restmetallinnholdet normalt er bestemmende for nødvendig koagulantdosering ved anvendelse av metallbaserte koagulanter som aluminiumsulfat (ALG), polyaluminiumklorider (PAX14/Ca-PAX) og jernkloridsulfat (JKL). De testede råvannstyper synes ikke å skille seg vesentlig fra 9 andre norske referansevanntyper. ALG og JKL krever om lag samme dosering når denne utrykkes som mol Me/L, dvs. som mol Al/L eller mol Fe/L. Nødvendig minimumsdosering øker fra 3 til.11 mmol Me/L, når farge og organisk karboninnhold i råvannet øker fra henholdvis 15 til 5 mg Pt/L og 2.3 til 4.5 mg NPOC/L. Tilsvarende reduseres de optimale ph-verdier (målt etter filtrering) fra 6.2 til 5.6 for ALG, og fra 5.8 til 5. for JKL. JKL er effektiv over et bredere ph-intervall enn ALG. Bredden av det optimale ph-område øker når koagulantdosen øker, samtidig som eventuelle konflikter mellom optimal turbiditetsfjerning og optimal humusfjerning reduseres, og det anbefales at optimale doseringsnivåer økes 25 % i forhold til de identifiserte minimumsdoser angitt ovenfor. Under optimale koaguleringsbetingelser som beskrevet ovenfor, oppnås typiske reduksjoner i vannets farge og organisk karboninnhold på henholdsvis % og 4-7 %. De høyeste reduksjoner ble oppnådd med de mest humusholdige råvann. Tilsvarende vil dannelsespotensialet for trihalometaner reduseres til et nivå rundt 1 µg/l.

18 Overdosering av koagulant bør unngås, siden dette medfører økte kjemikalie- og slambehandlings-kostnader, kortere filtersykluser og økt spylevannsforbruk. En kortvarig initiell overdosering av koagulant kan redusere filterets modningsperiode og bedre prosessens hygieniske barriérefunksjon i denne perioden. Slamproduksjonen bestemmes i hovedsak av koagulantdosen, og er om lag den samme ved bruk av ALG og JKL under optimale koaguleringsbetingelser. Slamproduksjonen kan relateres til koagulantdosen ved hjelp av en enkel formel. Forozonering synes å øke restaluminiumkonsentrasjonen i behandlet vann, og kan derfor ikke anbefales som et virkemiddel for å redusere koagulantdosen ved NOM-fjerning. Anvendt type korrosjonskontroll synes ikke i vesentlig grad å påvirke koaguleringsprosessen, selv om kombinasjonen ALG og mikronisert marmor (CaCO 3 ) synes å indikere en viss økning i turbiditets- og retaluminiumnivå under de forhold som her er beskrevet. For korrosjonskontroll er anvendt CO 2 i kombinasjon med Ca(OH) 2, CaCO 3 eller Ca-PAX. Ved koagulering med ALG, er det registrerte koagulantforbruket henholdsvis 3, 1 og.17 mg Al pr. mg NPOC fjernet for de 3 testede råvann (RW15, RW3 og RW5). Et slikt redusert spesifikt koagulantforbruk ved økende råvannsfarge skyldes sannsynligvis økt innhold av høymolekylære og lettere koagulerbare humusfraksjoner, noe som bekreftes av de økte verdier for spesifikk UV-absorpsjon (SUVA) ved økende humusinnhold i råvannet. Råvannets SUVA-verdi kan anvendes for vurdering av vannets koagulerbarhet og antyde hvorvidt krav til restkoagulantinnhold eller NOM-reduksjoon vil være bestemmende faktorer for koagulantdosen. For de råvann som er testet her, vil nødvendig koagulantdose for behandling av råvann med SUVA lik 4.3 eller høyere, normalt være bestemt av kravet til restmetallinnhold (.1 mg Me/L). Ved bruk av kitosan som koagulant, er optimal ph normalt innenfor området 5.5-6, med typiske reduksjoner av farge og NPOC-innhold på henholdsvis 8-9 % og 35-5 %. De høyeste verdiene ble også her oppnådd for de mest konsentrerte råvann. Kitosan ble testet i doser i området -7.5 mg/l. For å oppnå en fargereduksjon rundt 7 % kreves en spesifikk kitosandose på ca 1 mg kitosan pr mg NPOC. Tilhørende reduksjon i NPOC ved denne dosen er om lag 3 %. Ved å øke spesifikk kitosandose til 2 mg per mg NPOC, ble det oppnådd reduksjoner i fargetall og NPOC på henholdsvis 8-9 % og 3-5 %. Prosessens effektivitet som hygienisk barriére vil være redusert under filtermodning og perioder med økt filtreringshastighet eksempelvis som følge av spyling av parallelle filterenheter. Dette bør det tas hensyn til slike forhold ved utforming av vannforsyningssystemet, og spyling med råvann unngås.

19 REFERANSER 1. Eikebrokk, B. (1982) Koagulering-direktefiltrering for fjerning av humus fra drikkevann. Dr.Ing.avhandling, Institutt for Vassbygging, NTH. 2. Eikebrokk, B. and Fettig, J. (199) Treatment of coloured surface water by coagulation/direct filtration: Effect of water quality, type of coagulant and filter aids. In: Hahn,H.H., and Klute, R (Eds): Chemical Water and Wastewater Treatment, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg, 199, pp Eikebrokk, B. (1996) Removal of humic substances by coagulation. In: Hahn, H.H., Hoffmann, E. and Ødegaard, H. (Eds): Chemical Water and Wastewater Treatment V, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg, 1996, pp Østerhus, S.W. and Eikebrokk, B. (1994) Coagulation and Corrosion Control for Soft and Coloured Drinking Water. In: Klute, R. and Hahn, H.H., (Eds): Chemical Water and Wastewater Treatment III, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg, 1994, pp Gjessing, E. (1997) Basic composition of water samples and isolates. Newsletter No. 1/97 from the NOM-typing project, pp USEPA (1998a) Disinfectants and Disinfection Byproducts (D/DBPR). Final Rule. Fed. Reg., 63:241: USEPA (1998b) Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule (IESWTR). 8. Eikebrokk, B. (1999) Coagulation-direct filtration of soft, low alkalinity humic waters. Proceedings IAWQ-IWSA Joint Specialist Conference on Removal of Humic Substances from Water, Trondheim, Norway, pp Safe Drinking Water Foundations web-sider (1999), Saskatoon, Canada.