SINTEF RAPPORT TITTEL SINTEF Teknologi og samfunn Vann og miljø Postadresse: 7465 Trondheim Besøksadresse: Klæbuveien 153 Telefon: 73 59 24 18 Telefaks: 73 59 23 76 Foretaksregisteret: NO 948 7 29 MVA OPTIMALISERING OG VIDEREUTVIKLING AV KOAGULERING OG KONTAKTFILTRERINGS- PROSESSEN FORFATTER(E) Bjørnar Eikebrokk OPPDRAGSGIVER(E) RAPPORTNR. GRADERING OPPDRAGSGIVERS REF. STF5 A5239 Åpen Asle Aasen Program for Drikkevannforskning, Norges forskningsråd Kemira Chemicals, Franzefoss og Interconsult (COWI) GRADER. DENNE SIDE ISBN PROSJEKTNR. ANTALL SIDER OG BILAG Åpen 82-14-379-3 661395. 74 s ELEKTRONISK ARKIVKODE PROSJEKTLEDER (NAVN, SIGN.) VERIFISERT AV (NAVN, SIGN.) SINTEF-RAPPORT-Faglig-Endelig-25-BE.doc Bjørnar Eikebrokk Stein W. Østerhus ARKIVKODE DATO GODKJENT AV (NAVN, STILLING, SIGN.) 515/BE/BA 25-12-12 Tor Ulleberg, konserndirektør SAMMENDRAG Koagulering og filtrering er tradisjonelle vannbehandlingsprosesser som lenge har vært i bruk over hele verden. Prosessen og prosessbetingelsene har imidlertid vært gjenstand for modifikasjoner etter hvert som nye problemstillinger og nye problemparametere har blitt identifisert. Potensialet for driftsoptimalisering og effektivisering av ressursutnyttelsen (kjemikalier og energi, m.v.), bedre tilpasninger av prosessbetingelsene til ulike råvannskvaliteter og bedre utnyttelse av synergipotensialer mellom ulike enhetsprosesser synes imidlertid fortsatt å være betydelig - også i Norge. Økt kunnskap om driften av ulike enhetsprosesser og hvordan disse kan optimaliseres, kombineres og integreres, kan derved gi betydelige prosessmessige og økonomiske gevinster Denne rapporten beskriver forsøk som er utført i perioden 22-24 på oppdrag fra Program for Vannforsyning under Norges forskningsråd. Forsøkene er kjørt i SINTEFs pilotanlegg for drikkevannsrensing, som omfatter koagulering, kontaktfiltrering og alkalisk etterfiltrering. Prosjektet har som hovedmålsetting, via koagulerings- og filtreringsforsøk i pilotskala: 1) å identifisere og anbefale optimale driftsforhold for kontaktfiltrering av NOM-holdig råvann, 2) å kvantifisere prosessmessige effekter og mulige gevinster av alkalisk etterfiltrering, samt 3) å kvantifisere mulige prosessmessige effekter ved bruk av fosfat eller silikat i ulike former (innbakt i koagulanten, ikke-aktivert og CO 2 -aktivert vannglass). Videre er det utført analyser av råvann og rentvann for å karakterisere naturlig organisk materiale (NOM) med tanke på behandlbarhet og optimale driftsforhold. Dette er gjort i samarbeid med Australian Water Quality Centre (AWQC), Salisbury, SA. Karakteriseringen inkluderer metoder (fraksjonering) som er utviklet for bruk på vannverk som et hjelpemiddel for å optimalisere driften. STIKKORD NORSK ENGELSK GRUPPE 1 Drikkevann Drinking water GRUPPE 2 Koagulering Coagulation EGENVALGTE Filtrering Filtration Optimalisering Optimization NOM NOM
2 INNHOLDSFORTEGNELSE FORORD...3 1 BAKGRUNN OG INNLEDNING...4 2 KORT OM FILTRERING...6 2.1 Trykktap...6 2.2 Vannkvalitet...8 2.3 Koagulering og filtrering som hygienisk barriere...12 3 UTSTYR OG MATERIALER...15 3.1 Pilotanlegg...15 3.2 Råvann...16 3.3 Koagulanter og kjemikalier...18 4 FORSØKSOPPLEGG OG ANALYSER...19 4.1 Formål...19 4.2 Optimalisering av kontaktfiltrering ulike koagulanter...19 4.3 Alkalisk etterfiltrering...19 4.4 Silikatholdig koagulant (U-86)...2 4.5 Vannglass og fosfat...2 4.6 On-line målinger og registreringer...2 4.6.1 Behandling av trykkdata...2 4.7 Prøvetaking og analyser...21 4.8 Karakterisering av NOM...22 4.8.1 Enkel fraksjonering...23 4.8.2 Molekylstørrelsesfordeling...24 4.8.3 Klorbehov og dannelsespotensial for kloreringsbiprodukter (THMFP)...24 4.9 Undersøkelse av mekanismer for koagulering og fjerning av NOM...24 4.9.1 Laboratorieforsøk...25 4.9.2 Forsøk i pilotanlegg...26 5 RESULTATER OG DISKUSJONER...28 5.1 Optimale driftsforhold...28 5.1.1 Veiledende modeller for design- og driftsformål...29 5.2 Alkalisk etterfiltrering...32 5.3 Alternative koagulanter og koagulerings-/filtreringshjelpemidler...41 5.3.1 Ny silikatholdig koagulant...41 5.3.2 Vannglass, CO 2 -aktivert vannglass og fosfat som filtreringshjelpemiddel...43 5.4 Karakterisering av NOM...45 5.4.1 Fysisk/kjemisk karakterisering av de aktuelle vanntyper...47 5.4.2 Hurtigfraksjonering av NOM...48 5.4.3 Molekylvektsfordeling og vannbehandling...53 5.4.4 Klorbehov og dannelsespotensial for kloreringsbiprodukter (THM)...56 5.5 Mekanismer for NOM-fjerning i kontaktfiltrering...58 5.5.1 Laboratorieforsøk...59 5.5.2 Pilotforsøk...65 6 KONKLUSJONER...7 7 REFERANSER...73
3 FORORD Denne rapporten beskriver forsøk som er utført i perioden 22-24 på oppdrag fra Program for Vannforsyning under Norges forskningsråd. Forsøkene er kjørt i SINTEFs pilotanlegg for drikkevannsrensing med koagulering, kontaktfiltrering og alkalisk etterfiltrering. Australian Water Quality Centre (AQWC), Salisbury, SA ved Mary Drikas, Chris Chow og Rolando Fabris har utført analyser av tilsendte vannprøver for karakterisering av NOM via ulike metodikker. Som et resultat av dette samarbeidet er en tidsskriftartikkel under utarbeidelse der man sammenligner norske og australske humusvanntyper hva gjelder sammensetning, egenskaper og koagulerbarhet. Foruten Forskningsrådet (Asle Aasen), takkes følgende firma for økonomisk støtte og materialer til bruk i forsøkene: Franzefoss AS - filterkalk (Eirik Rismyhr), Kemira Chemicals koagulanter (Ada Brinchmann og Lars Gillberg), og Interconsult/COWI (Øyvind Johansen). Videre har PQ- Silika/Akzo Nobel stilt vannglass til rådighet for bruk i forsøkene. I tillegg har SINTEF selv bidratt med en betydelig egenandel i prosjektet. Harald Fløgstad har kjørt brorparten av forsøkene, mens Gøril Thorvaldsen har utført de fleste vannanalysene. Metallanalysene er utført med ICP-MS av Syverin Lierhagen, NINA. Avdeling Vann og miljø, SINTEF, Trondheim, 25-12-12 Bjørnar Eikebrokk
4 1 BAKGRUNN OG INNLEDNING Koagulering og filtrering er tradisjonelle vannbehandlingsprosesser som lenge har vært i bruk over hele verden. Prosessen og prosessbetingelsene har imidlertid vært gjenstand for modifikasjoner etter hvert som nye problemstillinger og nye problemparametere har blitt identifisert. Et eksempel på dette er amerikanernes enhanced coagulation som er en betegnelse på en modifisert prosess der målet er å fjerne naturlig organisk materiale (NOM) til TOC-verdier på 2 mg/l eller lavere. Dette krever strengere ph-kontroll og økte koagulantdoser i forhold til tidligere praksis, der målet i hovedsak var en effektiv turbiditetsfjerning. I Norge har humus og NOM lenge blitt fokusert i vannbehandlingen, og vi var derfor tidlig ute med enhanced coagulation. Koagulering, filtrering og korrosjonskontroll er svært vanlige enhetsprosesser i norske vannbehandlingsanlegg. Vannverksregisteret, VREG (24) angir at vi i Norge har 126 vannbehandlingsanlegg som benytter koagulering/filtrering. Disse forsyner drøyt 1.1 mill. personer. I tillegg har Oslo og Bergen store anlegg under bygging. Om få år vil derfor mer enn 1.7 mill. personer forsynes med vann som er behandlet på denne måten. I tillegg til at en stor del av den norske befolkningen forsynes fra koaguleringsbaserte vannbehandlingsanlegg, gjør krav om mer effektiv drift, økt bærekraft, og økt sikkerhet og økt robusthet i vannforsyningen det nødvendig å optimalisere, effektivisere og videreutvikle også slike mer tradisjonelle vannbehandlingsprosesser. Sporadiske driftsoptimaliseringsprosjekter har avdekket et betydelig potensial for bedre vannkvalitet, lavere kjemikalieforbruk, lavere slamproduksjon, økt kapasitet og lavere driftskostnader hos de anlegg som er undersøkt. Korrosjonskontroll er en integrert del av behandlingen ved de fleste norske vannverk. Korrosjonskontrollen kan kombineres med - og påvirke optimal utforming og drift av koagulerings- og filtreringsprosesser på ulike måter. Eksempler på dette kan være koagulering kombinert med vannglass, og koagulering med etterbehandling i alkaliske filtersenger. De driftsmessige fordeler og synergieffekter ved slike prosesskombinasjoner har imidlertid i liten grad blitt identifisert og kvantifisert. Potensialet for driftsoptimalisering og effektivisering av ressursutnyttelsen (kjemikalier og energi, m.v.), bedre tilpasninger av prosessbetingelsene til ulike råvannskvaliteter og bedre utnyttelse av synergipotensialer mellom ulike enhetsprosesser synes imidlertid å være betydelig - også i Norge. Økt kunnskap om driften av ulike enhetsprosesser og hvordan disse kan optimaliseres, kombineres og integreres, kan derved gi betydelige prosessmessige og økonomiske gevinster: Optimaliseringstiltak er nødvendige for å sikre en råvannstilpasset og kostnadseffektiv drift, god vannkvalitet og minimal ressursbruk. Systematiske driftsoptimaliseringstiltak har lenge vært mangelvare på mange anlegg i Norge. Koagulering og filtrering med etterbehandling i alkalisk filter kan gi rom for redusert koagulantforbruk, og derved også redusert slamproduksjon og lavere kjemikaliekostnader. Slike effekter er imidlertid i liten grad synliggjort og kvantifisert. Vannglass (natriumsilikat) anvendes for korrosjonskontroll ved 11 vannverk i følge VREG. Silikat kan imidlertid også bakes inn i koagulanten eller tilsettes separat i koagulerings- eller filtertrinnet som vannglass eller aktivert silika. Man vet fra tidligere at aktivert silika kan anvendes som filtreringshjelpemiddel og gi utsettelse av gjennombruddet i filtersengen (Eikebrokk 1984, 1987). Det er imidlertid uklart i hvilken grad
5 silikat som anvendes i koagulerings- eller filtertrinn bidrar til korrosjonskontrollen på linje med tradisjonell bruk av vannglass. Det er også uklart hvorvidt - og i hvilken grad - slik dosering av ulike silikatforbindelser kan påvirke koagulerings- og filtreringsprosessen positivt, for eksempel i form av lavere restmetallinnhold og økt sykluslengde. Dosering av fosfat kan ha korrosjonsinhiberende effekt. En kontrollert dosering av fosfat kan imidlertid også bidra til å felle ut og derved redusere restkoagulantinnholdet (Frommell et al. 24). Slik fosfatdosering kan derved gi rom for reduserte koagulantdoser. Fnokkenes struktur, styrke og filtrerbarhet vil også kunne påvirkes av dette. Det er imidlertid gjort lite for å identifisere og kvantifisere slike effekter for typisk norske råvann. Dette prosjektet har derfor som hovedmålsetting, via koagulerings- og filtreringsforsøk i pilotskala: 1) å identifisere optimale driftsforhold, 2) å kvantifisere prosessmessige effekter og mulige gevinster av alkalisk etterfiltrering, samt 3) å kvantifisere prosessmessige effekter ved bruk av fosfat og av silikat i ulike former (innbakt i koagulanten, ikke-aktivert og CO 2 -aktivert vannglass). Videre er det utført karakteriseringsstudier av ulike råvann for å karakterisere naturlig organisk materiale (NOM) med tanke på behandlbarhet og optimale driftsforhold. Karakteriseringsmetodene (fraksjoneringen) er dels utviklet for bruk på vannverk som et hjelpemiddel for å optimalisere driften. Optimal drift av anleggene vil utvilsomt bli fokusert sterkere i fremtiden, ikke minst i forhold til den nasjonale benchmarkingen av man nå vil sette i gang i Norge.
6 2 KORT OM FILTRERING Før man går nærmere inn på beskrivelse av forsøksopplegg og resultater, kan det være nyttig med en kort og praktisk vinklet gjennomgang av filtreringsteorien med hovedvekt på trykktap og vannkvalitet. 2.1 Trykktap Den hydrauliske gradienten i ethvert filterlag kan beskrives av Darcys lov: dh/dl = v/k D der H = trykktap over et filterlag med dybde L (m) v = filtreringshastighet (m/s) = permeabilitet av filterlaget (m/s) k D Kozenys ligning gir en mer eksplisitt sammenheng for en ren filterseng: (dh/dl) = 5 µv(1-ε) 2 (6/ψd) 2 /(ρg ε 3 ) der (dh/dl) = initial hydraulisk gradient (tid t=) µ = vannets absolutte viskositet (kg/m s) ε = filterlagets porøsitet ψ = filterkornform (sfærisitet, =1 for kuler og <1 for avvik fra kuleformen) d = filterkorndiameter (m) ρ = vannets tetthet (kg/m 3 ) g = gravitasjon (m/s 2 ) Ved å summere de initiale hydrauliske gradienter over alle lag i en filterseng, fås det totale initiale trykktapet (ren seng) over filtersengens totale dybde L: H L dh = 5µv (1-ε) 2 (6/ψd) 2 /(ρg ε 3 ) dl L H = 5µv (1-ε) 2 (6/ψd) 2 /(ρg ε 3 ) dl Etter som partikler avsettes i filtersengen, kan trykktapsutviklingen beskrives ved en modifisert Kozeny ligning: H/ L = (dh/dl) + kσ der σ = tids- og dybdeavhengig spesifikk avsetning (volum av avsetning/enhetsvolum filterseng), og k er en konstant.
7 Denne ligningen viser at den hydrauliske gradienten til enhver tid og på et hvert sted i filtersengen er en funksjon av den initiale hydrauliske gradienten H (ren seng) og den lokale avsetningen av partikler. Dette gjør at man kan få et godt bilde av fordelingen av avsatte partikler med dybden i en filterseng ved å benytte et sett trykktransmittere for å måle trykktapsutviklingen ved ulike dyp i filtersengen etter som filtreringen pågår (Figur 1). Det totale trykktapet vil etter en tid kunne nå den disponible trykkhøyden (H limit ), hvoretter man ikke lenger har noen gradient som kan drive vannet gjennom sengen og filtreringen vil da stoppe opp. Figure 1. Eksempel på trykktapsfordeling i en filterseng, og utviklingen av denne med tiden. Trykktapsfordelingen (Michau-kurvene) gjenspeiler fordelingen av avsetninger og partikler i sengedybden (McEwen, 1998). Integrasjon av ligningene over gir det totale trykktap over filtersengen (Se ligning 1 nedenfor). Det totale trykktap øker med tiden, og forløpet er normalt lineært. Dersom partiklene primært avsettes kun i de aller øverste lag av filtersengen og slik sett danner et tett sjikt eller en filterkake, vil trykktapsforløpet få et eksponentielt forløp med tiden. Dette vil være et signal om at filtersengen ikke er optimalt tilpasset vannet som skal filtreres og de partikler som skal fjernes. I en slik situasjon kan ofte partiklene være for store (overflokkulering) og for sterke (overdosering av polymer) til å trenge ned i og utnytte også de dypere lag av filtersengen. Ved et normalt og lineært trykktapsforløp med tiden, kan helningen på linjen uttrykkes som kc v: H t = H + k C v t (1) der H t = trykktap etter tid t (m) H = initialt trykktap ved tid, dvs. ren seng (m) k = konstant C = konsentrasjon av partikler i innløpsvannet til filteret v = filtreringshastighet (m/h) t = filtreringstid (h)
8 Under konstante forhold med hensyn til råvannskvalitet, filtreringshastighet, koagulanttype og dose, etc. kan denne ligningen forenkles: H t = H + K t (2) der K er en konstant som avhenger av egenskapene til de partiklene man skal fjerne og på filtersengens egenskaper. Ved testing under identiske betingelser av parallelle filtre som mottar det samme innløpsvannet, vil ulike egenskaper i filtersengen gi seg utslag i ulike K-verdier, eksempelvis på grunn av ulik fordeling av partikkelavsetningene med filterdybden. Den lineære sammenhengen mellom trykktapsutvikling og filtreringstid er illustrert i figur 2. Her er også vist en situasjon med eksponentielt trykktapsforløp, typisk for en situasjon hvor partiklene er for store og sterke i forhold til filterporene (korndiameteren). Dette illustrerer en situasjon hvor filterets utforming er for dårlig tilpasset vannet som skal filtreres. Mange eksisterende filteranlegg har installert to eller flere trykktransmittere. I mange tilfeller er disse imidlertid ikke i bruk, fordi de ikke er kalibrert eller fordi signalet foreligger og presenteres på en slik form at det ikke er anvendbart for optimaliseringsvurderinger som beskrevet over. Figur 2. Typisk trykktapsforløp ved avsetning av partikler i filterporene (lineært), og ved avsetninger som et teppe på eller nær filteroverflaten (eksponentielt forløp) (McEwen, 1998). 2.2 Vannkvalitet Den såkalte basisligningen for filtrering viser at andelen partikler som fjernes i et filterlag er proporsjonal med konsentrasjonen av partikler i innløpet til det aktuelle filterlaget: C/ L = - λc (3) der C = konsentrasjon av partikler i innløpet til et filterlag med tykkelse L (antall/m 3 ) λ = filter koeffisienten (m -1 )
9 Filterkoeffisienten har en verdi som vil variere med tid og dybde i en gitt filterseng, og er et uttrykk for filterlagets evne til å holde tilbake partiklene som er tilstede i vannet, dvs. hvilken andel av innkommende partikler som holdes tilbake pr. dybdeenhet av filtersengen. Filterkoeffisienten er en invers funksjon av filterkorndiameteren d, filtreringshastigheten v f, og viskositeten µ. I henhold til Ives (1979), er λ en funksjon av flere parametere: λ = λ (1+βσ/ε) y (1-v/ε) z (1-σ/σ u ) x (4) der λ = initiell filter koeffisient ved t = (ren seng) β = geometrisk konstant avhengig av filterkornenes kompakthet σ u = ultimat (maksimum) spesifikk partikkelavsetning y,z,x = empiriske konstanter Uttrykkene i de tre parentesene utrykker henholdsvis økningen i aktiv filterkornoverflate og derved i λ som følge av partikkelavsetning på overflaten av filterkornene (y), reduksjonen i total tilgjengelig filterkornoverflate pga. partikkelavsetning i porene (z), og en reduksjon i filtereffektivitet etter som porene fylles med partikler, noe som gir økt vannhastighet gjennom filterporene inntil et punkt der ingen videre partikkelavsetning vil skje (x). De tre mekanismene er forsøkt illustrert henholdsvis i figur 3 a, b, og c. Figur 3. Skjematisk illustrasjon av effekter av partikkelavsetning på filterkorn og filterporer, og derved på filterkoeffisienten etter som filtreringen forløper. (Plansnitt, nedstrøms filtrering) (Eikebrokk, 1982). Fra ligning 3 og 4 kan kvaliteten på filtrert vann relateres til egenskaper ved partikler og filter materialer: C = C e -λl => C = C e - λ (1+βσ/ε)y (1-v/ε) z (1-σ/σ u ) x L (5) Fra denne ligningen fremgår det at kvaliteten på filtrert vann avhenger av kvaliteten på innløpsvannet (C ), av filterlagets porøsitet og pakningsgrad av filterkornene og derved av form og sfærisitet på filterkornene, av filtreringshastigheten, av filterlagets dybde og av tidsavhengige faktorer som forholdet mellom aktuell og maksimal spesifikk avsetning, etc. Absoluttverdier og relativ betydning av de empiriske konstantene x, y and z vil også variere med tiden. Det var i mange år faglig strid og debatt i faglitteraturen om hvorvidt gjennombrudd i filtre skyldes løsrivning av tidligere avsatte partikler eller innkommende partikler som ikke ble tilbakeholdt ( the Mintz Ives controversy ). Erkjennelsen er nå at løsrivning er en høyst relevant mekanisme, og basisligningen kan derfor modifiseres til: C/ L = - (λ a + λ d ) C (6) der C = konsentrasjon av partikler i innløpet til et filterlag med tykkelse L λ a = filter koeffisienten for fastholding (attachment)
1 λ d = filter koeffisienten for løsrivning (detachment) Det er viktig å være klar over at avsetning og løsrivning av partikler med ulik størrelse skjer hele tiden (Ginn et al. 1992, Moran et al. 1993), og at den relative betydningen av disse mekanismene vil variere med tid og sted i filtersengen (se figur 4). Graden av fastholding øker normalt raskt i starten av en filtersyklus (filtermodning) etter som avsetningen av partikler skaper økt overflate og flere fastholdingspunkter for nye partikler. Etter modningen avtar fastholdingen gradvis ettersom filterporene tettes til og vannhastigheten gjennom porene øker (kfr figur 3). Graden av løsrivning øker normalt gradvis fra starten av en filtersyklus, og et begynnende gjennombrudd vil oppstå når løsrivingen overstiger fastholdingen. Løsrivningen øker med økende partikkelstørrelse og økende filtreringshastighet. Hva gjelder partikkelstørrelser er det normalt slik at graden av tilbakeholdelse for små partikler øker over lang tid etter oppstart av filtreringen (dvs at små partikler har en lang filtermodningstid med økende λ a ), mens mellomstore og store partikler raskt oppnår høy grad av tilbakeholdelse (dvs. at de har en kort modningsperiode). Tilbakeholden av mellomstore og større partikler avtar imidlertid raskere enn for små partikler etter som filtersengen fylles med avsetninger. Dette innebærer at mellomstore (f.eks. Cryptosporidium) og store partikler kan bryte gjennom filtersengen raskere enn små partikler (for eksempel virus). En god forbehandling (koagulering) er uansett partikkelstørrelse ekstremt viktig uten det vil graden av fastholding være lav og filtreringen vil være lite effektiv. Mer om hygienisk barriereffekt i kapittel 2.3. Filter coefficient (λ) (-) Detachment Attachment (+) Filter Ripening Effective Filtration Turbidity Breakthrough Wormhole Flow Time Figur 4. Illustrasjon av fastholdings- og løsrivningsforløp over en filtersyklus (Amirtharajah, 22). Relative størrelsesforhold mellom typiske partikler man ønsker å fjerne, filterporer og filterdybder kan grovt angis som følger: Virus (.1 µm) Bakterier (1 µm) Cryptosporidium (1 µm) Filterporer o 1 mm anthrasittkorn (1 µm pore) o.5 mm sandkorn (5 µm pore) Filterdybde (1 m)
11 På dette grunnlag viser figur 5 et illustrerende eksempel på relative størrelsesforhold mellom partikler og filtersenger (porediameter og filterdybde). Med en god forbehandling, dvs. en effektiv destabilisering av partikler og filterkorn, vil forholdene ligge godt til rette for effektive transportog fastholdingsmekanismer. Dersom man samtidig dimensjonerer og driver filteret med tanke på å minimalisere løsrivningseffektene, vil man normalt oppnå svært effektiv fjerning av partikler. Eksempelvis er direktefiltreringsprosesser i USA gitt 2 log credit (99 % fjerning) med hensyn til fjerning av Cryptosporidium. For å oppnå dette er det viktig at kornoverflater ( porevegger ) og partikler gjøres adsorptive og klebrige, dvs. at koaguleringsprosessen er optimal (kfr. fig. 6). 1.8 m Tall Imagine yourself falling into a tunnel and trying to avoid passing through. You Transport 1 yourself to safety by Attaching 2 to the wall, holding on for dear life and try to avoid Detaching 3. 1 2 18 m Wide 3 18 m Long If you are a Pathogen, you will be inactivated by disinfection - or possibly cause disease. Figur 5. Illustrasjon av filtreringsmekanismer (transport, fastholding og løsrivning) og størrelsesforhold mellom partikler, filterporer og filterdybder. Modifisert fra Amirtharajah, 22. Media Grains Destabilized Particle Chains Stable Particle with EDL Figur 6. Effektiv destabilsering (koagulering) en absolutt forutsetning for en effektiv filtreringsprosess: Her nøytraliseres ladningen på partikler og filterkorn og det felles ut metallhydroksider som kan virke som adsorbenter for NOM og andre makromolekyler (Etter Amirtharajah 22).
12 2.3 Koagulering og filtrering som hygienisk barriere Først skal begrepene direkte- og kontaktfiltrering defineres: - Direktefiltrering er en prosess der man etter koagulering og flokkulering separerer partikler og fnokker direkte i et filter, uten forutgående grovseparasjon (sedimentering, flotasjon eller tilsvarende). - Kontaktfiltrering er en prosess tilsvarende direktefiltrering, men uten separat flokkulering. Al-Ani et al. (1986) utførte pilotstudier på råvann med lav turbiditet. Med hensyn til filterets mikrobielle funksjon konkluderte man som følger: Direktefiltrering ga samme kvalitet på filtrert vann som kontaktfiltrering To-media anthrasitt-sand ga samme resultat som énmedia sandfiltrering Temperaturnivået (5 og 18 ºC) påvirket filtratkvaliteten lite En økning av filtreringshastigheten fra 5 til ca. 2 m/h økte turbiditeten i filtrert vann, men påvirket i liten grad renseffekten av Giardia, totale koliforme bakterier og heterotrofe bakterier Nieminski and Ongerth (1995) undersøkte fjerning av Cryptosporidium oocyster og Giardia cyster i direktefiltreringsanlegg og konvensjonelle filteranlegg over en to-årsperiode i pilot og full skala. Man fant følgende: Giardia og Cryptosporidium ble effektivt fjernet når anleggene ble drevet slik at turbiditeten i filtrert vann var lav (.1-.2 NTU) Under optimale prosessbetingelser ble det oppnådd en midlere fjerning av Giardia på 3.3 log eller høyere. Tilsvarende tall for Cryptosporidium var 2.3 log eller høyere. Tallene over var ikke påvirket av hvorvidt man anvendte direkte- eller konvensjonell filtrering i pilotforsøkene. I fullskalanleggene var renseeffektene høyere i direktefiltreringsanleggene (tomedia anthrasitt-sand) enn i de konvensjonelle filtreringsanleggene. Swertfeger et. al. (1998) undersøkte fjerning av cyster og oocyster i: 1. én-medium sand (.75 m), 2. finkorning to-media anthrasitt-sandfilter (.9 m anthrasitt og.3 m sand), 3. dypt to-media anthrasitt-sandfilter (1.5 m anthrasitt og.3 m sand) Man fant ingen signifikant forskjell mellom de ulike filterkonfigurasjoner. Giardia ble fjernet til 4.4 log eller mer, med høyere renseeffekt på sommerstid enn om vinteren. Fjerningen av Crypto var den samme sommer og vinter, med middelverdier på 2.7 log eller høyere. Hall et al. (1995) fant ingen forskjell mellom én-medium, to-media, og GAC-filtre. Payment et al. (2) undersøkte et fullskala konvensjonelt filteranlegg med tomedia filtre, koagulert med Al-sulfat og med bruk av aktivert silika. Resultatene viste at et godt drevet anlegg utgjorde en betydelig barriere mot mikrobielle patogener. Giardia cyster ble påvist i kun én av 32 prøver av behandlet vann, og midlere renseeffekt var 3.6 log. Cryptosporidium oocyster ble registrert i 7 av 32 prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var 2 log. Clostridium perfringens ble detektert i 9 av 33 prøver av filtrert vann, med en midlere rensegrad på 4.4 log. Humane enterovirus ble ikke funnet i noen av de 32 uttatte prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var derved minst 3.1 log (i prøver uten påvisning ble utløpsverdien satt lik
13 deteksjonsgrensen, noe som gjør at de angitte verdier for midlere renseeffekt ligger noe på den konservative siden). Swaim et al. (1996) fant en reduksjon i rensegrad for cyster på.5-1 log under filtermodning sammenlignet med stabil filtreringsfase. Til tross for dette var rensegraden under modning > 3 log. Baudin and Laîné (1998) fant tilsvarende reduksjon i rensegrad (1 log) for oocyster under filtermodning. Filter media design, filter aids og filtreringshastighet spiller i henhold til Patania et al. (1995) mindre rolle for rensegraden for cyster. Igjen rapporteres.5-1 log redusert rensegrad under filtermodning. Dugan et al. (21) oppnådde sammenlignbare resultater i sandfiltre og tomediafiltre. Økt filtreringshastighet ga lavere renseeffekt, mens økt filterdybde ikke konsistent ga økt rensegrad. Betydningen av optimal koagulering: Uten koagulering er et dybdefilter å betrakte som en enkel sil uten noen effektiv barrierevirkning mot mikrobielle patogener. Derfor blir koaguleringen og driften av dette prosesstrinnet et viktig punkt i en hygienisk sammenheng. Mindre enn 1 log reduksjon av Cryptosporidium er observert i GAC-filtre og i to- og tremediafiltre uten koagulering. Likeledes er det rapportert om betydelige reduksjoner i rensegrad under perioder med sviktende koaguleringseffektivitet i forhold til optimale prosessbetingelser (Emelko 21, Logsdon et al. 1981). Emelko (21) observerte i laboratorieforsøk ingen særlig forskjell i rensegrad for Cryptosporidium i to-media og tremedia filtre. Man oppnådde > 5 log reduksjon under stabil drift,.5-1 log redusert renseeffekt under filtermodning og > 3 log redusert renseeffekt under perioder med sviktende koagulering. Pilotforsøk viste en renseffektivitet i området 1.3-5.5 log under en periode med 4-6 % reduksjon i koagulantdose. Sammenlignet med stabil drift var dette sammenlignbart til > 3 log dårligere enn under stabil drift. For turbiditesverdier <.3 NTU ble imidlertid renseeffekten som følge av redusert koagulantdose aldri redusert med mer enn 1 log sammenlignet med stabil drift. En brå økning i filtreringshastighet fra 6.5 til 8.1 m/h (25 %) i løpet av et minutt ca 25 timer inne i en filtersyklus medførte økt turbiditet og partikkelinnhold i en periode på ca. 3 minutter. Av Emelkos konklusjoner skal nevnes følgende: Fjerning av Crypto var ikke signifikant forskjellig i to eller tremediafiltre, hverken under stabil drift, i perioder med hydraulisk støtbelastning eller i perioder med underdosering av koagulant. Under stabile forhold med turbiditet <.1 NTU og partikkelinnhold < 25 partikler/ml, kunne man oppnå > 4.5 log reduksjon av Cryptosporidium ved filtrering. Ved to av de tre pilotanleggene ble det oppnådd > 5 log reduksjon selv med vanntemperaturer så lav som 1 ºC. Under filtermodning ble renseeffekten av Crypto redusert med.5-1 log i forhold til stabil drift Ved gjennombrudd i filteret ble renseeffekten for Cryptosporidium redusert med 3-4 log relativt til stabil drift. Dette var tilfellet selv om turbiditeten fortsatt var lav (<.1 NTU). I perioder med full svikt i koagulantdosering ble renseffekten for Cryptosporidium redusert med > 4 log relativt til stabil drift både i tomedia og tremedia filtersenger. Ved anlegg som benytter høye koagulantdoser (NOM-fjerning) resulterte en koagulantsvikt på noen timer i en redusert renseffekt på > 3 log. En koagulantsvikt med varighet på flere filtersykluser ga imidlertid null reduksjon av Cryptosporidium. Suboptimal koagulering (som kan oppstå som følge av variasjoner i råvannskvalitet) ga betydelig redusert fjerning av Cryptosporidium, selv med turbiditet lavere enn.3 NTU. Koaguleringsbetingelsene bør derfor justeres så snart som mulig når råvannskvaliteten endrer seg. Brå økninger i filtreringshastighet påvirket renseeffekten i varierende grad. I de fleste tilfeller var effektene små.
14 Viktige mekanismer for fjerning av partikler (inklusive parasitter som Crypto og Giardia) i et filter er følgende: 1. Transport av partikkelen til filterkornoverflaten 2. Fastholding på filterkornet 3. Løsrivning fra filterkornet Det er viktig å være klar over at alle disse mekanismene foregår samtidig i en filterseng avhengig bl.a av hvor i filteret man befinner seg og hvilke partikkelstørrelser man snakker om. Renseeffekten for små partikler vil øke i lang tid etter en tilbakespyling (lang modningstid), mens store og midlere partikkelstørrelser (som Cryptosporidium) har korte modningsperioder. Store og mellomstore partikler kan imidlertid bryte gjennom filtersengen på et tidligere tidspunkt enn mindre partikler. Dette innebærer at modningsvannet sannsynligvis ikke representerer den store risikoen i sammenheng med Cryptosporidium og Giardia, men at man med fordel kan legge inn en viss sikkerhetsmargin for oppstart av spyleprosessen i forhold til et gjennombruddstidspunkt detektert via on-line turbiditet eller partikkelmåling. Logsdon et al. (1981) hevder videre at 5-15 % økning i filtreringshastighet i tilfeller der fnokkene ikke var forsterket med flokkulerings- eller filtreringsmidler (filter aids/polymerforbindelser), resulterte i en økning i passasjen av Giardia som var betydelig høyere enn økningen i turbiditet. Filter aids synes ellers ikke å bedre fjerningen av cyster, selv om turbiditeten ble redusert. Dette forklares ved at polymerforbindelsene primært fjernet turbiditets-skapende partikler i andre størrelseskategorier enn cystene. Videre synes fjerningen av cyster å være lite påvirket av nivået for filtreringshastighet. Amirtharajah et al. (1991) påviste at en collapsed-pulse type tilbakespyling medførte redusert antall partikler av oocyst-størrelse i filtret vann under modningsperioden i forhold til tradisjonell ekspansjonsspyling, noe som indikerer at denne spylemetoden kan være mer effektiv. Det er observert en betydelig økt passasje av cyster gjennom filteret i tidlige gjennombruddsfaser der turbiditeten var like over.2 NTU. Det er også rapportert økt fjerning av partikler med oocyststørrelse gjennom antrasitt når uniformitetskoeffisienten.(d 6 /d 1 ) ble redusert.
15 3 UTSTYR OG MATERIALER 3.1 Pilotanlegg Pilotanleggets oppbygning fremgår av figur 7. Råvannstilførselen justeres via ventil og rotameter, mens NOM - i form av en nøytralisert regeneringsløsning fra ionebytteanlegget ved Meråker vannverk - doseres til råvannstrømmen via en doseringspumpe. Etter NOM innblanding og online måling av råvannskvalitet (ph, turbiditet) pumpes en delstrøm fra en overløpskasse videre til koaguleringsdelen. Her kontrolleres vannstrømmen via ventil og et rotameter før man tilsetter kjemikalier for ph-justering, evt. korrosjonskontroll og koagulering (doseringspumper). Etter koagulering av den relativt store vannstrømmen (15 L/min), splittes denne i to deler: én del går til avløp, og én del (1.3-3.3 L/min) går til filterkolonnen. Dette gjøres for å oppnå god nøyaktighet i kjemikalietilsatsen, og for å gi normale verdier for filtreringshastighet (5-12.5 m/h). Kun den ene av anleggets to parallelle 2M-filtre ble anvendt i dette prosjektet. Filterkolonnen (Ø i = 14.4 cm) er laget av pleksiglass og har en total høyde på ca 3 m. Filtersengen er en tradisjonell to-media (2M) seng med anthrasitt og sand over 3 støttelag. Foruten ph og turbiditet i filtrert vann måles også ph i koagulert vann on-line. Vannstrømmen gjennom filteret måles via en elektromagnetisk mengdemåler, mens trykktap og trykktapsfordeling registreres av 12 trykktransmittere som er plassert langs filterkolonnen. For uttesting av alkalisk etterfiltrering ble anlegget supplert med to stk identiske filterkolonner, én som konsekvent ble anvendt ved koagulering med aluminiumsbaserte koagulanter og én sammen med jernbaserte. Dette for å hindre interferens i den alkaliske filtersengen fra hydroksider av en annen metalltype enn den man anvendte i koaguleringen. Vannet ble pumpet fra en overløpskasse etter 2M-filteret til alkalisk etterfiltrering i overnevnte filterkolonner (Ø i = 7.7 cm; L = 3 m). Disse inneholdt kalsiumkarbonat med dybde 1.8 m og korngradering 1-3 mm. Som alkalisk filtermedium ble anvendt Franzefoss filterkalk. Datablad for denne finnes som vedlegg. Filterkolonnene inneholdt derved følgende filtersenger: Filter 1 (2M filter):.65 m.8-1.6 mm anthrasitt, over.35 m.4-.6 mm sand, med 3 underliggende støttelag á 11 cm: 1-2 mm; 2-5 mm, og 5-1 mm grus) Filter 2 (Alkalisk etterfilter): Franzefoss filterkalk (1-3 mm, 1.8 m dybde) Vannstrømmen gjennom den alkaliske etterfiltreringen kontrolleres via ventil og rotameter, mens trykktapsutviklingen registreres via økningen i vannstand i kolonnen. Her holdes filtreringshastigheten konstant på 6.3-6.4 m/h, noe som gir en oppholdstid (tom seng) på ca. 17 minutter. Turbiditet og ph måles on-line på utløpsvannet fra denne kolonnen. Alle on-line måleparametere logges jevnlig (typisk hvert minutt), lagres elektronisk og fremstilles som trendkurver på en PC-skjerm.
16 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 ph Turb S4 AFW Figur 7. Skisse av pilotanlegg for koagulering kontaktfiltrering og alkalisk etterfiltrering. Prøvepunkter (S1-S4), og on-line ph og turbiditetsmålinger er angitt. 3.2 Råvann Forsøkene har omfattet råvann med tre nivåer for NOM-innhold (RW15, RW3 og RW5), karakterisert ved respektive fargetall på ca. 15, 3 og 5 mg Pt/L (Figur 8). Disse nivåene er valgt med tanke på å dekke den normale spennvidden for NOM i typisk norske overflatevann anvendt til drikkevannsproduksjon. RW15 er kranvann fra Jonsvatnet. Dette vannet er behandlet ved vannverket ved siling, filtrering gjennom marmor (for korrosjonskontroll) og endelig lavklorering (<.5-1 mg Cl 2 /L). Det kan ikke registreres innhold av fritt restklor ved tappestedet. For å øke NOM- og fargenivåene ut over RW15 ble tilsatt nøytralisert humuskonsentrat til kranvannet. Som konsentrat ble det benyttet regenereringsløsning fra ionebytteanlegget ved Meråker vannverk. Siden dette anlegget regenereres med salt og lut, var konsentratet alkalisk med typiske ph-verdier i området 1.5-12. Før bruk ble konsentratet derfor nøytralisert ved tilsetning av en 1:1- løsning av konsentrert saltsyre under omrøring til en ph på 7-8. Om lag 1 liter konsentrat ble preparert hver gang. Konsentrasjonen av NOM i regenereringsløsningen fra Meråker varierer en del fra gang til gang, men fargetallet er typisk ca.15 mgpt/l og høyere. Tabell 1 viser som et eksempel anvendte blandingsforhold og doseringsmengder (fra forsøk i jan. 24). Tabell viser kvalitetsdata for de tre råvannstyper (RW15, RW3 og RW5) i den forsøksperioden som her rapporteres.
17 Tabell 1. Eksempel på blandingsforhold og dosering av humuskonsentrat ved forsøk i januar 24 (Råvannsstrøm: 1,2 m 3 /time). Ønsket råvannsfarge Blandingsforhold Doseringsmengde av NOM-konsentrat (mg Pt/l) Konsentrat : kranvann (L/h) (L/m 3 kranvann) 15 (RW15) Kun kranvann 3 (RW3) 1:116 1.18.98 5 (RW5) 1:43 2.79 2.32 Tabell 2. Data for råvannskvalitet (RW15, RW3 og RW5) RW15 RW3 RW5 Avg±Stdev Min-Max N Avg±Stdev Min-Max N Avg±Stdev Min-Max N ph 8.19±.7 8.-8.3 25 8.13±.6 8.-8.2 48 8.13±.11 7.8-8.3 26 Turbiditet (NTU) Farge (mg Pt/L) TOC (mg/l) Aluminium (µg Al/L) Jern (µg Fe/L) Silikat (µg Si/L) Kalsium (mg Ca/L).9±.1.7-.12 25.12±.3.7-.21 48.15±.4.6-.27 26 13±1 11-15 25 29±2 25-34 48 5±3 45-54 26 2.66±.14 2.44-2.89 25 4.3±.47 3.52-5.12 48 6.21±.49 5.28-7.23 26 24±4 17-32 19 36±9 26-65 42 41±9 32-63 17 18±31 7-149 19 2±8 11-48 42 18±3 15-23 16 688±124 627-1115 13 677±3 629-752 35 691±387 655-921 9 18.5±.6 16.8-19.6 19 18.4±1. 16.6-21.9 42 17.4±.7 16.8-19.2 16 Figur 8. Testede råvann med NOM-innhold karakterisert ved fargetallsnivå på ca. 15 (RW15), 3 (RW3) og 5 mg Pt/L (RW5).
18 3.3 Koagulanter og kjemikalier Det ble anvendt følgende koagulanter (Kemira Chemicals AS): Aluminiumsulfat (ALG). Granulær ALG inneholder i gjennomsnitt 9 % Al (w/w). Doseringsløsningen ble preparert ved å blande ut 1 kg ALG med kranvann til 1 liter løsning (1 g ALG/L; dvs. 9 g Al/L) og la løsningen modnes over natten før bruk. Jernklorid (PIX113) med ca.11.6 vekt-% Fe og densitet 1.55 kg/l. Denne flytende koagulanten ble fortynnet 1:1 før dosering, og tilsatt saltsyre tilsvarende 1 M (86 ml/l 36 % HCl) for å hindre utfelling. Ferdig doseringsløsning inneholder følgelig 17,98 g Fe/L. U-86, en ny, spesiallaget silikatholdig og aluminiumsulfatbasert flytende koagulant. Den inneholder 1. vekt-% Al (titrimetri) og 1. vekt-% Si (ICP), og har en densitet på 1.11 kg/l (L. Gillberg, 23). Al-konsentrasjonen i doseringsløsningen blir derved 11.1 g Al/L. Løsningen ble dosert ufortynnet. U-86 er fremstilt på en ukonvensjonell måte. Polymerisasjonsgraden er vanskelig å anslå, men koagulanten er sur. Viskositeten er nær 1 like etter produksjon, men denne vil øke med tiden. Produktet har en begrenset levetid på anslagsvis 3-4 uker før geldannelse. Den inneholder aluminium, silikat, sulfat og natriumioner. Molforholdet mellom Si og Al er 26.98/28.9, dvs. ca..96. En dosering på 1 mg Al vil derved tilføre 1 mg Si, tilsvarende 2,14 mg SiO 2. Videre ble følgende kjemikalier anvendt: Vannglass - Natriumsilikat. Her ble anvendt Corrosil B fra PQ-Silika/Akzo Nobel. (Denne er nå gått ut av produksjon, men et tilsvarende produkt leveres i Norge av firmaet BIM-krystall). Spesifikasjonene for Corrosil B er som følger: Densitet 1.38 g/cm 3 ; SiO 2 :Na 2 O = 3.22; 27.7 wt % SiO 2 og 8.6 wt % Na 2 O. Basert på disse spesifikasjonene, kan innholdet av Si og NaOH beregnes: Si : ((27.7 * 1.38 /1)*1) g SiO 2 /L = 382.26 g SiO 2 /L = 178.7 g Si/L NaOH : ((8.6 * 1.38 /1)*1) g Na 2 O/L = 118.68 g Na 2 O/L = 153.1 g NaOH/L Den konsentrerte løsningen ble fortynnet med destillert vann til en doseringsløsning på 1 g Si/L (5,6 ml Corrosil B til 1 liter ferdig løsning). En dosering på 1-2 mg/l Si vil ventelig ikke heve ph i koagulert vann med mer enn ca..1 ph-enhet. Aktivert silika. Her ble anvendt CO 2 for aktivering, noe som starter en polymeriseringsprosess som fører til økt viskositet og turbiditet. Aktivering ble utført etter følgende prosedyre: 1. Vannglass av type Corrosil B ble fortynnet med destillert vann til 1,5 % SiO 2 i en kolbe med magnetrører (nærmere bestemt 19,6 ml Corrosil B fortynnet til 5 ml). 2. CO 2 -gass ble boblet inn, hvoretter ph i løsningen begynte å synke. 3. Ved ph 8-8,5 ble røring og CO 2 -tilførsel stanset. 4. Behandlingen initierte en turbiditetsøkning og ved en turbiditet på 12-14 NTU ble løsningen fortynnet 1:3 med destillert vann slik at sluttkonsentrasjonen ble,5 % SiO 2 (2,33 g Si/L). Løsningen var antatt å være stabil i en uke, men i praksis var holdbarheten kortere. Dette resulterte i viskositetsøkning (geling) og blakking. Fosfat. For tilsetning av fosfat ble det blandet ut 1 l fosfatløsning med en fosforkonsentrasjon på 1g P/L som følger:,37 g K 2 HPO 4 (MW 174,18) og 4,766 g NaH 2 PO4 2H 2 O (MW 156,1).
19 4 FORSØKSOPPLEGG OG ANALYSER 4.1 Formål Hovedformålet med forsøkene kan illustreres via følgende spørsmål: 1. Hva er de optimale driftsbetingelser for koagulerings- og filtreringsanlegg, og hvordan påvirkes resultater og optimale driftsbetingelser av koagulanttype, endringer i råvannskvalitet (økende NOM-innhold), m.v.? 2. Kan en alkalisk etterfiltrering reparere en ikke-optimal koagulering og/eller gi rom for redusert kjemikaliebruk? Kan dette i så fall kvantifiseres? 3. Vil bruk av en skreddersydd silikatholdig koagulant gi positive koagulerings- og korrosjonsmessige synergieffekter, og hvordan vil dette påvirke vannkvalitet, restkoagulantinnhold, slamproduksjon, filtersykluslengde og trykktapsforløp? 4. Vil en dosering av vannglass til koagulerings- eller filtertrinnet gi positive koaguleringsog korrosjonsmessige synergieffekter, og hvordan vil dette påvirke vannkvalitet, restkoagulantinnhold, slamproduksjon, filtersykluslengde og trykktapsforløp? 5. Vil en dosering av CO 2 -aktivert silika til koagulerings- eller filtertrinnet gi positive koagulerings- og korrosjonsmessige synergieffekter, og hvordan vil dette påvirke vannkvalitet, restkoagulantinnhold, slamproduksjon, filtersykluslengde og trykktapsforløp? 6. Vil en dosering av fosfat til koaguleringstrinnet gi positive koagulerings- og korrosjonsmessige synergieffekter, og hvordan vil dette påvirke vannkvalitet, restkoagulantinnhold, slamproduksjon, filtersykluslengde og trykktapsforløp? 7. Vil en enkel karakterisering av NOM kunne gi verdifull informasjon hva gjelder behandlbarhet, forventede resultater og optimal drift av koagulerings- og filtreringsanlegg? 4.2 Optimalisering av kontaktfiltrering ulike koagulanter Pilotforsøkene i tomedia (2M) anthrasitt-sandfilteret ble utført med vannføringer i området 1.3-3.3 L/min, noe som gir filtreringshastigheter i området på 5 12.5 m/h. Langt de fleste forsøk som her skal rapporteres er utført ved 7.5 m/h. For å oppnå god nøyaktighet i doseringen, ble en større vannstrøm preparert med evt. NOM tilsats og koagulert (15 L/min). I forkant av filterkolonnen ble vannstrømmen splittet slik at en mindre delstrøm ble filtrert som nevnt over, mens resten ble sendt til avløp. Innledningsvis ble det kjørt en serie forsøk med PIX i en seng som hadde vært i bruk i lengre tid med Al-baserte koagulanter. Etter denne innledende forsøkssekvensen, ble filtersengen konsekvent syrevasket før overgang til en ny type koagulant. Dette ble gjort for å hindre interferens fra/adsorpsjon til tidligere avsatt metallhydroksid av annen type. 4.3 Alkalisk etterfiltrering Pilotforsøkene med alkalisk etterfiltrering ble utført med en vannføring (delstrøm) som ga en filtreringshastigheter på 6.35 m/h i det alkaliske filteret (1.8 m dyp seng). Dette tilsvarer en oppholdstid på 17 minutter, noe som er en ganske normal verdi for alkaliske filtre. Denne del-
2 strømmen ble pumpet fra en overløpstank på utløpet fra 2M-filterert, men overskytende vann ble sendt til avløp. Anlegget hadde to parallelle og identiske alkaliske filterkolonner, fylt med Franzefoss filterkalk. Et av filtrene var allokert til ALG, mens den andre konsekvent ble anvendt når man koagulerte med Fe. Dette for å skape forhold som er representative for anlegg som normalt anvender kun én type koagulant, og derved hindre eventuell påvirkning fra avsatt jernhydroksid i filtersengen når ALG ble anvendt, og tilsvarende for aluminiumhydroksid når PIX ble anvendt for koagulering. 4.4 Silikatholdig koagulant (U-86) Disse forsøkene ble kjørt med ALG som referanse for direkte sammenligning med U-86. 4.5 Vannglass og fosfat Disse forsøkene omfattet forsøk med: 1) ikke-aktivert vannglass, 2) CO 2 -aktivert vannglass og 3) fosfat, som angitt i kapittel 3. Forsøkene ble kjørt med råvannsfarge ca. 3 (RW3), en ALG-dose på 1.6 mg Al/L, ph 6. og filtreringshastighet 7.5 m/h. Forsøkene ble kjørt til gjennombrudd, dvs. til turbiditeten oversteg ca..3 NTU. Vannglass (Corrosil B) eller fosfat ble dosert etter koagulanten, på innløpet til filterkolonnen via en doseringsnippel. Doseringspumpen ble stilt på en konstant frekvens på ett slag pr sekund og varierende slaglengde, avhengig av doseringsbehov. 4.6 On-line målinger og registreringer Følgende registreringer og on-line målinger blir foretatt i pilotanlegget: ph i råvann, koagulert vann, 2M-filtrert vann og alkalisk etterfiltrert vann Turbiditet i råvann, 2M-filtrert vann og alkalisk etterfiltrert vann Vannføring råvann (flowmeter), koagulert vann (flowmeter), 2M-filtrert vann (elektronisk), og alkalisk etterfiltrert vann (flowmeter) Doseringsmengder av NOM, koagulant, syre/base for ph-kontroll, silikat og fosfat Trykktap (totalt) og trykktapsfordeling (12 trykktransmittere) i 2M filtersengen Trykktap (totalt) i alkalisk etterfilter 4.6.1 Behandling av trykkdata Data fra trykktransmitterne ble behandlet med tanke på grafisk fremstilling som trykktapsfordeling mot filterdybde (Michau-kurver, kfr. kap. 2.1). Dette forteller hvor avsetningene skjer, og er således et nyttig hjelpemiddel for å vurdere design og drift av filteranlegg. Følgende ligninger er lagt til grunn for beregning av trykktap og trykktapsfordeling i filtersengen: H i,t = H s,i,t H i,t (1) der H i,t = Trykktap ved transmitter nr. i og tid t H s,i,t = Statisk trykk (vanndybde) i transmitter nr. i og tid t = Avlest trykk i transmitter nr. i ved tid t H t,i
21 Endringer i vannstand (vanndybde) i filterbeholderen forekommer jevnlig, for eksempel som følge av spyling av parallelle filtre, endringer i vannføring, manøvrering av reguleringsventiler, etc. Det er selvsagt viktig at slike endringer i vannstand blir korrigert for, og ikke blir tolket som endringer i trykktap i filtersengen. Transmitter nr. 1 er derfor plassert over topp filterseng. Dette for at denne giveren kan brukes for å korrigere signalet fra de andre trykktransmitterne for endringer i vannstand: H s,i,t = H s,1,t + L 1-i (2) der H s,i,t = Statisk trykk (vanndybde) i transmitter nr. i og tid t H s,1,t = Statisk trykk (vanndybde) i transmitter nr.1 og tid t = Avstand mellom transmitter nr. 1 og nr. i L 1-i Innsetting av ligning (2) i (1) gir følgende: H i,t = H s,1,t + L 1-i - H i,t (3) Denne ligningen kan anvendes for å finne trykktapsfordelingen over filtersengen til enhver tid ved å sette inn de registrerte trykktallene fra de 12 transmitterne ved det aktuelle tidspunkt. Det totale trykktapet over hele filtersengens dybde fåes fra transmitterne som er plassert over og under sengen, dvs. nr. 1 og nr. 12. Ved å anvende trykktall for disse to transmitterne ved en filtreringstid t nær, for eksempel 5 min etter at filteret er satt i drift etter tilbakespyling når vannføringene har blitt stabil, får man tall for det initielle trykktapet (H ), dvs. en situasjon som gjelder for de rådende driftsbetingelser og en tilnærmet ren filterseng. Ved å sette inn verdier for sluttidspunktet, dvs. trykktallene som registreres umiddelbart før filteret tas ut for spyling, får man tall for det totale trykktapet. Dette vil normalt være en situasjon der filteret er nær tidspunktet for gjennombrudd eller trykkbegrensning (dvs. der trykktapet nærmer seg den tilgjengelige trykkhøyden i anlegget). 4.7 Prøvetaking og analyser Følgende rutinemessige prøvepunkter og analyseparametere ble anvendt: Råvann (uttak etter NOM-dosering): Turbiditet, farge, ph, TOC, Al/Fe Koagulert vann (uttak etter koagulantdosering): Suspendert stoff (SS) Tomedia (2M) filtrert vann (uttak etter 2M filter): Turbiditet, farge, ph, TOC, Al/Fe Alkalisk etterfiltrert vann (uttak etter alkalisk filter): Turbiditet, farge, ph, TOC, Al/Fe Følgende analyser ble utført mer sporadisk (alle vannprøvepunkter): UV-abs., Ca, alkalitet, Si. Alle metallanalyser ble utført ved NINA (Finnigan MAT High Resolution ICP-MS). Øvrige analyser ble utført i henhold til Norsk Standard. Følgende instrumenter og standarder ble anvendt: TOC: Forbrenning ved høy temperatur (68 C), og infrarød deteksjon (Tekmar Dohrman Apollo 9 HS Organic Carbon Analyser). Prøvene ble filtrert (.45µm) før analyse, uten ph-justering. NS-ISO 8245.
22 Farge: Spektroskopisk måling (Hitachi U-3) ved 41 nm og kalium kloroplatinat som standard. Prøvene ble filtrert (.45µm) før analyse, uten ph-justering. NS 4787. UV-abs. (Hitachi U-3) ved 254 nm. Prøvene ble filtrert (.45µm) før analyse, uten phjustering. (Ingen NS for denne analysen. Utført i henhold til Standard Methods) Turbiditet: HACH Turbidimeter Modell 21N. NS-ISO 727. ph: Radiometer ION83 (med elektrode PHC271-7). NS-ISO 472. Alkalitet: Methrom 726 Titroprocessor (ph 4.5 som sluttpunkt). NS-ISO 4754. Suspendert stoff (SS):.45µm cellulosenitrat. Tørking ved 15 C i minst 1 time. (Ingen gyldig NS for dette). Videre ble det tatt ut egne prøver for oversendelse og analyse (NOM karakterisering) som del av et samarbeid med AWQC i Australia: Fraksjonering Molekylvektfordeling Klorbehov Dannelsespotensial for desinfeksjonsbiprodukter (trihalometaner, THMFP) Det henvises til kapittel 4.8 for en nærmere beskrivelse av opplegget og metodene som ble anvendt for karakterisering av NOM. Det skal bemerkes at undersøkelsene av klorbehov og THMFP utføres med temperaturnivåer og klordoser som avviker betydelig fra det som anvendes i praksis. 4.8 Karakterisering av NOM Foruten de vanntyper som ble anvendt i SINTEFs pilotanlegg og som er beskrevet tidligere (RW15, RW3, RW5), ble det samlet inn og analysert prøver av inn- og utløpsvann fra flere norske vannverk: 1. Skullerud vannverk - Direktefiltrering med ALG og 3M filter. Vannkilde: Elvåga N59º 52 E1º 54, 196 m.o.h. 2. Nord-Odal vannverk Direktefiltrering med PAX og oppstrøms filter Vannkilde: Skiren N6º 3 E11º 34, 329 m.o.h. 3. Stjørdal vannverk Flotasjonsfiltrering med PAX og floofilter Vannkilde: Lauvvatnet N63º 22 E11º 1, 29 m.o.h. 4. Sør-Odal vannverk Membranfiltrering (nanofiltrering) Vannkilde: Gjøralsjøen N6º 16 E11º 51, 233 m.o.h. 5. Meråker vannverk Anionebytte Vannkilde: Litlatjønnan N63º 28 E11º 5, 572 m.o.h. 6. Trondheim vannverk Alkalisk filtrert og distribuert vann (kranvann) representert ved RW15 som beskrevet i denne rapporten Vannkilde: Jonsvatnet N63º 22 E1º 35, 15 m.o.h.