Desinfectie van gezuiverd af valwater met ultraviolet licht

Ministerie van Verkeer en Waterstaat

Rijkswaterstaat Dienst Binnenwaterenf RIZA

Desinfectie van gezuiverd af valwater met ultraviolet licht

Desinfectie van gezuiverd afvalwater met ultraviolet licht

Maerlant 4-6 8224 AC Poslbus 17 82GO A A Lelystad

dr. ir. Th. J. Nieuwstad ir. N.C. Wortel

DEC. 1988

Nu. 88.102X

VOORWOORD In opdracht van de Dienst Binnenwateren/RIZA te Lelystad wordt door de Vakgroep Gezondheidstechniek en Waterbeheersing van de Technische Universiteit Delft in sarnenwerking met het Rijksinstituut voor Volksgezondheid e n Milieuhygiene t e Bilthoven en het Keuringsinstituut voor Waterleidingartikelen te Nieuwegein een onderzoek uitgevoerd naar Be desinfectie van biologisch gezuiverd afvalwater met ultraviolet licht. Eerste onderdeel van dit onderzoek is het verrichten van een literatuurstudie. Daarna zullen door proefnemingen op semi-technische schaal diverse uitvoeringsvonen van de W-techniek worden getest. Het onderzoek wordt begeleid door een commissie waarin de volgende personen zitting hebben: ir. A.H. Dirkzwager (DBW/RIZA), voorzitter ing. J.H.A.M. Verbraaken (DBW/RIZA), secretaris dr. ir. A.H. Havelaar (RIVM) mu. ir. M. van Olphen (KIWA) ing. J. Helmer (Hoogheemraadschap van Delfland) ir. J.F.. de Waal, opgevolgd door ir. K. Krijt (Ministerie VROM) dr. ir. Th.J. Nieuwstad (TU-Delft) ir. N.C. Wortel, opgevolgd door ir. C.H. Hildenberg (TU-Delft) In dit door ir. N. C. Wortel samengestelde resultaten van de literatuurstudie beschreven. Augustus 1988, Th. J..Nieuwstad ( TU-Delf t )

rapport

worden

de

INHOUDSOPGAVE Pagina

1. SAMENVATTING 2. INLEIDING 3. BESTAANDE LAMPEN EN SYSTEMEN 3.1 Systemen 3.1.1 Kelly-Purdy unit 3.1.2 Teflonbuis unit 3.1.3 Ondergedompelde lampen 3.2 Lampen 4. HYDRAULICA 5. ',INTENSITEIT EN DOSIS 5.1 Intensiteit .'5.1.1 Puntbron sommatie model 5.1.2 Radiale model 5.1.3 Vergeli jking tussen beide modellen 5.2 Dosis en desactivering 5.2.1 Benodigde dosis 5.2.2 Berekening van de dosis 5.2.3 Meting van de dosis 5.2.4 Biologische dosimetrie 5.3 Dimensionering met behulp van het EPA ontwerpprotocol 6. ONDERZOEKSRESULTATEN

21 21 21 22 22 23 23 25 26 26 29

6.1 De transmissie van het te behandelen water 6.2 Het gehalte aan zwevende stof 6.3 De troebelheid 6.4 De fotoreactivering 6.5'Het chemisch zuurstofverbruik 6.6 De temperatuur 6.7 De diverse reactorconfiguraties 6.8 Indicator-organismen 6..9 Combinatie met andere technieken

!

7. BEDIENING EN ONDERHOUD 7.1 7.2 7.3 7.4

Afname van de stralingsintensiteit van de lamp Omzetting van zuurstof in ozon . Aanslag op de binnenkant van de omhullende kwartsbuis Vermindering van de transmissie door de omhullende kwartsbuis

35 35 36 36 36

7.5 Aanslag op de buitenkant van de omhullende kwartsbuis 7.5.1 Mechanisch veegsysteem 7.5.2 Ultrasoonsysteem 7.5.3 Chemische reiniging 7.5.4 Hoge druk sproeisysteem 7.5.5 Combinaties van diverse technieken 7.6 Diverse mechanische en elektrische defecten 8 . KOSTEN 9. CONCLUSZES

10. AANBEVELINGEN 11. GERAADPLEEGDE LITERATWR TEKENINGEN EN TABELLEN

LIJST VAN GEBRUIKTE SYnBOLEN EN AFKORTINGEN

C

c, czv d

log red. N

concentratie van een tracer gem. tracerconcentratie in tijdsinterval chemisch zuurstofverbruik dispersiegetal of dikte waterlaag dosis aan W licht (intensiteit*tijd) gemiddelde dosis aan W licht "dose rate efficiency" dispersiecoefficient intensiteit van het W licht ter plaatse gemiddelde intensiteit intensiteit op de lampomhullende buis intensiteit op Be binnenwand van de reactor extinctiecoefficient inactiveringsconstante ( I * p ) 10-voudige reductie van microorganismen momentane concentratie van microorganismen aanvangsconcentratie van microorganismen aantal puntvormige lichtbronnen afdodingsconstante van microorganismen volumestroom door een reactor debiet per lamp straal v.d. buitenkant van de lampomhullende straal v.d. binnenkant v.d. reactor getal van Reynolds hydraulische straal radiale afstand tot de as van een W buis variantie van de verblijftijdsspreiding expositietijd tijdstip eerste waarneming tracer gemiddelde verblijftijd discreet tijdstip in VTS curve theoretische contacttijd tijdstip waarop 10% tracer door reactor is tijdstip waarop 50% tracer door reactor is tijdstip waarop 90% tracer door reactor is tijdstip van piekconcentratie tracer transmissie theoretische verblijftijd (V/Q) watersnelheid door reactor W-belasting kinematische viscositeit reactorvolume reactorvolume per lamp nominale output lamp karakteristieke reactorlengte

-

Voorvoegsels: m milli u = micro Bedenk: 1 J= 1 W*s

(mW, mJ) (uW, uJ, um)

(mg/l) (mg/l) (mg/l) ( - 1 of (cm) ( J/cm2 ) ( J/cm2 ) (mJ/1 W cm2 ) (cm2/s) (W/cm2) ( W/cm2 ) (w/cm2 (W/cm2) (cm-1) (s-l) (-)

(-/loom1 ) (-/100ml) (-) ( cm2 /m J )

(m3/s) (m3/s) (cm) (cm) (-)

(cm) (cm) (s2) ( sec ( sec ( sec ( sec ) ( sec ) ( sec ) ( sec ) ( sec ) ( sec ) (%) ( sec )

(cm/s) ( J/m3 ) (cm2/s) (m3 (m3) (W) (cm)

1. SAMEWATTING Door zeer recent onderzoek is het aannemelijk geworden dat faecale verontreiniging van zwemwater een oorzaak is van gastroenteritis (maag-darmstoornissen) door direct of indirect contact met dit water. Deze faecale verontreiniging kan veroorzaakt worden door lozing van het effluent van biologisch zuiverende rioolwaterzuiveringsinrichtingen. Met name pathogene virussen spelen hierbij een rol. Om het risico van ziekte te verminderen kan het effluent gedesinfecteerd worden. Van de mogelijke alternatieven is de desinfectie met ultraviolet licht een goed uitvoerbaar proces. Het is veilig, tast het milieu niet aan zoals chloring, en de kosten van het proces liggen in dezelfde orde van grootte als die van chloring/ontchloring of het gebruik van chloordioxide. Bovendien is W-desinfectie waarschijnlijk voldoende effectief ten aanzien van de desactivering van virussen, hoewel dit voor de gemiddelde effluentkwaliteit in Nederland nog door onderzoek bewezen moet worden. De vroeger met het W proces geassocieerde technische problemen zijn grotendeels opgelost en ontwerpgrondslagen, gebaseerd op gegevens uit onderzoek en praktijk installaties zijn geformuleerd. We1 moet worden nagegaan of deze ontwerpgrondslagen geldig zijn voor Nederlandse effluenten.

2.

INLEIDING

Ruw.rioolwater bevat zeer grote aantallen pathogene organismen zoals gastroenteritis-, hepatitis A- en enterovirussen, salmonella, damparasleten etc. Zij zijn verantwoordeli jk voor de zogenaamde "water-borne diseases", ziekten voorkomend uit direct of indirect contact met door rioolwater besmet water zoals gastroenteritis, (para)tyfus, cholera, dysenterie, etc. Een groot deel van deze pathogenen wordt gedood of verwijderd tijdens de behandeling van het afvalwater in bijvoorbeeld actiefslib installaties. Waarden van 76%-99% verwijdering worden genoemd (EPA, 1986). In het algemeen zal niet meer dan 90% verwijdering van pathogenen healbeer zijn (EPA, 1976). Vele andere methoden die in de afvalwaterbehandeling in gebruik zijn zoals oxydatiebedden, coagulatie/flocculatie, filtratie, anaerobe behandeling, biorotoren, nabehandelingsvijvers en rietvelden hebben, hoewel niet specifiek daarvoor bedoeld, eveneens een reductie van het aantal pathogene organismen tot gevolg. Uiteindelijk resteert in het effluent van de zuiveringsinstallaties een niet onaanzienlijk aantal pathogenen die met het effluent op het oppervlaktewater geloosd worden. Onder invloed van verdunning en tijdsduur wordt het aantal organismen per volumeeenheid nog verder gereduceerd; echter door het hoge aanvangsaantal resteren er nog een aantal die mogelijk in staat zijn ziekten te veroorzaken. De ziekten cholera en tyfus zijn na het op grote schaal invoeren van centrale drinkwaterzuivering en drinkwatervoorziening spectaculair afgenomen. Ook centrale riolering en afvalwaterbehandeling speelden hierbij een rol. Verwacht mag worden dat door secundaire afvalwaterbehandeling een aanzienlijke verdere afname van het aantal van de betreffende ziektevemekkers bereikt kan worden, wat de kans op besmetting via verontreinigd (opperv1akte)water aanzienlijk verkleint. Voor virussrli is de minimale infectieuse dosis echter veel kleiner dan voor dr. genoemde bacterien. Bovendien is de overlevingstijd van virussen in water en in het bodemsediment zeer lang (Oulette en Farrah, 1978). Uit recent buitenlands onderzoek blijkt dat zwemmers in faecaal verontreinigd zwemwater dat aan de huidige normen voldoet een te lopen significant grotere kans liepen om gastroenteritis op terwijl het optreden van andere klachten onafhankelijk was van de waterkwaliteit (Havelaar, 1987). Het is a a ~ e m e l i j k dat een aanzienlijk deel van deze gastroenteritis gevallen veroorzaakt werd door virussen, met name rota- en Norwalkvirussen. Men kan er van uitgaan, dat de resultaten van het Amerikaanse (Cabelli, 1981; Dufour, 1984) en Engelse (Brown et al., 1987) onderzoek oak gelden voor de Nederlandse situatie, waar op veel oppervlaktewater met de functie zwemwater, a1 dan niet gezuiverd rioolwater wordt geloosd. De afweging van het belang van de volksgezondheid tegen' de kosten heeft er reeds toe geleid dat op vele plaatsen (in Amerika op zeer

grote schaal vanaf het begin van detwintigste eeuw) tot desinfectie van afvalwater werd overgegaan (Coulter, 1983). Hiertoe staan vele technieken ter beschikking. Desinfectie kan geschieden m.b.v: ozon, chloordioxide, broom/chloor, chloring/ontchloring, jodium, broom, adsorptie, omgekeerde osmose, gammastraling, ultraviolet licht. Chloring is d e meest toegepaste techniek en wordt tot op heden in het algemeen als de goedkoopste aangemerkt. Een factor die ook in overweging genomen zou k u ~ e nworden is, dat elk ziektegeval een directe economische schade impliceert. Het Water Pollution Control Federation Disinfection Committee (Anoniem, 1987a) schat de schade door een geval van gastroenteritis op $ 40 (1975 dollars) en een geval van hepatitis op $4550 (1978 dollars). Dit laatste bedrag wordt wegens de ernst van de ziekte als maximum aangehouden.

'

De inactivering van pathogene bacterien door chloor is in het algemeen goed te noemen. Aan het gebruik van chloor als desinfectans kleven echter enige grote bezwaren: -Chloor is een zeer toxische en aggressieve stof die huidverbranding veroorzaakt bij direct contact.Er is dus primair een gevaar bij het vervoer, de opslag en de verwerking (1.5 g/m3 chloor in lucht doodt een mens in ongeveer 10 minuten). Bij een onderzoek in 1983 bleek dat op 11% van de onderzochte installatie een ongeluk met chloor plaatsgevonden had waarbij medische behandeling nodig was (Coulter, 1983 ) -Een chloorrest in de effluentstroom die beneden de detectieqrens ligt, is a1 giftig of acuut dodelijk voor aquatisch leven ( ~ e n o s aet al:. 19781. - ~ h l o o rkin met de organische stoffen in het afvalwater, afhankelijk van de samenstelling hiervan, diverse giftige, mutagene of carcinogene verbindingen vormen. Voorbeelden hiervan zijn chloroform, trichloorethyleen, tetrachloorethyleen, dichloorbenzeen, chloorfenolen, etc. Met ammoniumionen en organische aminen kan chloor reageren tot mono- , di- en trichlooraminen etc (Hunter et el., 1987; Tittlebaum et al., 1980). Zo zijn in de VS bij een onderzoek naar drinkwaterkwi.liteit 57 gehalogeneerde organische verbindingen gedentifice~rd (EPA, 1976). -De werking van chloor t.0.v. entero virussen is aanzienlijk geringer dan de werking t.0.v. bacterien: deze virussen kunnen 1000 maal zo resistent zijn (Berg et al., 1978).

.

De grote resistentie tegen chloor van virussen die aangemerkt kunnen worden als een belangrijke oorzaak van gastroenteritis ten opzichte van de resistentie van de in gebruik zijnde indicatororganismen, betekent dat er een vals gevoel van veiligheid ontstaat, wanneer bij bemonstering van een water waarbij chloring is toegepast indicatororganismen niet worden aangetoond, hoewel het niet uitgesloten is dat de virussen nog infectieus zijn. Een techniek die niet alleen bacterien doodt maar ook de inactivering van virussen bewerkstelligt is een bestraling van het te behandelen water met ultraviolet licht met een golflengte van 240-290 run. met

,

een optimum bij 265 nm., de zogenaamde germicide straling. Deze straling beschadigt door middel van fotochemische reacties het DNA en RNA van de organismen waardoor deze sterven of het vermenigvuldigingsmechanisme niet meer functioneert (Harm, 1980; EPA, 1986). Bij bacterien kan deze schade gedeeltelijk ongedaan gemaakt worden door herstelmechanismen, die vooral bij blootstelling aan zonlicht geactiveerd worden: dit laatste wordt fotoreactivatie genoemd en deze kan aanzienlijk zijn. Diverse onderzoekers rapporteren zeer uiteenlopende waarden voor de fotoreactivering, varierend van totaal geen tot 3,4 log eenheden bij E-coli (Harris, 1987). Knudson (1985) rapporteert maxima bij legionellasoorten van zelfs 4 log eenheden. Hoewel virussen resistenter zijn tegen ultraviolet licht dan bacterien (Chang et al., 1985; Hussain et el., 1980; Havelaar, 1987), ligt de situatie aanzienlijk gunstiger dan bij chloring. Bovendien treedt bij virussen geen fotoreactivering op. Als voordelen van desinfectie van gezuiverd afvalwater met ultraviolet licht kunnen genoemd worden: -De overige hierboven genoemde nadelen van chloor (gevaar, toxiciteit etc.), ontbreken bij bestraling met ultraviolet licht. -Uit vele onderzoeken is gebleken dat W een uitstekende germicide werking heeft en wat de virucide werking betreft aanzienlijk efsectiever is dan chloor. Dit houdt in dat bij een chloor of W dosis met gelijke bacteriedodende werking de W techniek bij virussen een aanzienlijk grotere inactiverende werking heeft dan de chloring. -Het nadeel van W bij drinkwaterbereiding dat bij distributie geen restdesinfectans overblijft wordt met betrekking tot lozing van een met W gedesinfecteerd effluent in een aquatisch ecosysteem juist een voordeel -Er is geen gevaar bij vervoer of opslag, aangezien de straling ter plaatse gegenereerd wordt. -De ruimtebehoefte van een W unit is minimaal aangezien de alternatieven contacttijd zeer kort is t.0.v. die van de andere (Veel, 1982). Legan stelt dat de ruimtebehoefte van een W installatie ongeveer een derde is van die van een chloorcontactruimte. Dit houdt in dat een W installatie zonder a1 te veel moeite in te passen is in een bestaande installatie, bijvoorbeeld in de voormalige chloorcontactruimte. -Bij de drinkwaterbereiding wordt als voordeel genoemd, dat geur of smaakveranderingen niet optreden. De vraag of dit bij afvalwater van belang is blijft open. De bij afvalwaterbehandeling gebruikelijke dosis is zo laag dat chemische veranderingen niet of nauwelijks optreden (Lee, 1982). Dit zou gunstig kunnen zijn i.v.m. corrosie van afvoerleidingen. -0nder Amerikaanse omstandigheden is de kostprijs ongeveer gelijk aan die van chloring. Hierbij moet echter duidelijk voor ogen staan dat de prijs voor een kwh in Amerika, uiteraard afhankelijk van de omstandigheden, ongeveer de helft bedraagt van de prijs in Nederland. De onderhouds en elektriciteitskosten maken ongeveer 50% uit van de totale kosten van een installatie. Van dit gedeelte bedragen de materiaalkosten 50%-70% en de elektriciteitskosten 5%-10% (Scheible en Bassell, 1981).

.

Als nadelen van de toepassing van W kunnen genoemd worden: -Het systeem is niet volledig vrij van gevaren hoewel veel minder dan bij de andere methoden. Er blijft een gevaar bestaan voor elektrische schok e n bij d e hoge druklampen gevaar voor huidverbranding en blindheid, indien geen simpele veiligheidsmaatregelen i n acht genomen worden (Anoniem, 1986). -Aangezien de W-buizen door lucht omgeven zijn (voor koeling en afscherming van water) ontstaat door een fotochemische reactie met de zuurstof uit de lucht ozon dat een zeer giftig gas is (Hubly, 1983). Dit gevaar zal door een deugdelijke afgasbehandeling ondervangen moeten worden. -De grootte van de W installatie hangt zeer sterk af van de kwaliteit van het t e behandelen effluent (Veel, 1982). -Een fluctuatie in de effluentkwaliteit heeft zeer grote invloed op de betrouwbare werking van de installatie met betrekking tot de graad van desinfectie. Hiermede dient bij de dimensionering terdege rekening gehouden t e worden. -Tertiaire behandeling zal vaak noodzakelijk blijken te zijn (EPA, 1976:Roeber en Hoot, 1975; White, 1978) om een dusdanige waterkwaliteit te verkrijgen dat de desinfectieapparatuur aan de te stellen normen qua pathogenenverwijdering kan voldoen zonder dat deze extreem groot en kostbaar wordt.

3.

BESTAANDE SYSTEMEN EN LAMPEN

3.1 Systemen Teneinde effluent te kunnen desinfecteren dienen W buizen op de een of andere manier in of bij de vloeistof gebracht t e worden. Een bijna onuitputtelijk aantal configuraties zou mogelijk kunnen zijn. In dit hoofdstuk worden de meest toegepaste fabrikaten die gebruikt zijn teneinde afvalwater te desinfecteren, beschreven. 3.1.1

Kelly-Purdy unit

Dit was een van de eerste systemen waarmee water dat niet van drinkwaterkwaliteit was, werd behandeld. Het werd voor het eerst gebruikt door Kelly (1961) en later door Roeber en Hoot (1975), Bonnevoy et a1. (1978). Havelaar (1987) en vele anderen.In eerste instantie werd hiermee spoelwater voor schelpdieren gedesinfecteerd. Het apparaat (zie fig. 3.1) bestond uit een vlakke plaat waarover in een dunne film water stroomde. Dit werd bestraald door boven dit wateroppervlak bevestigde lage druk W lampen (Roeber en Hoot, 1975; HiI$ et al., 1970,1971) of hoge druk lampen (Trager, 1984;Havelaar, 1987). Het grote nadeel van dit apparaat is dat het uiterst oneconomisch met het gegenereerde W licht omspringt. Ongeveer 50% gaat verloren door reflectie op spiegels en wateroppervlak. Veel (1982) geeft een uitgebreide beschrijving van dit apparaat. Petrasec et al. (1980) vergelijken de Kelly-Purdy unit met een UPS EP 50 buisreactor en vinden dat de buisreactor voor een coliformreductie van.,3 log eenheden slechts een derde deel van de W dosis van een Kelly-Purdy unit nodig heeft. Andere door hen genoemde nadelen waren een bezinking van zwevende stof in de bestralingsruimte en een relatief groot benodigd oppervlak voor het opstellen van de apparatuur. 3.1.2

Teflon buis unit

Het te desinfecteren water stroomt door een W doorlatende teflon buis waaromheen de lage druk W lampen zijn geplaatst (zie fig. 3.2). Diverse configuraties zijn mogelijk (zie fig. 3.3. t/m 3.5. ) De configuratie met een teflon buis in het centrwn van de unit wordt geleverd door 0.a. Wedeco; die met meerdere buizen door 0.a. Enerco (WT). Het benodigde aantal meters W buis per meter teflon buis om een gewenste intensiteit in de teflon buis t e krijgen is uiteraard afhankelijk van het aantal rijen naast en boven elkaar (zie fig. 3.6). Bij een groter aantal rijen wordt het W licht beter benut. Dit pleit niet voor de conclusie van Veel (1982) die de Horstmann fotoreactor met een teflon buis als een van de betere keuzes aanwijst.

.

3.1.3

Ondergedompelde lampen

In pleats van buiten te desinfecteren vloeistof kunnen de lampen oak in de vloeistof geplaatst worden. Ze worden dan omhuld met een kwartsbuis om de lamp af te schermen van het water. Zodoende kan een optimale lampmanteltemperatuur gehandhaafd worden. Deze is bij lage druk lampen zeer belangrijk voor een maximale W output en bedraagt ongeveer 40 C. De lampen kunnen loodrecht op de stroomrichting geplaatst worden. Zie als voorbeeld de figuren 3.7 en 3.8 van respectievelijk de Sufforn unit en de PWS unit. De lampen kunnen ook evenwijdig aan de stroomrichting geplaatst worden. Voorbeelden hiervan zijn de in een gesloten tank ondergebrachte Aquafine unit (fig. 3.9) en de in een open afvoerkanaal hangende Trojan unit (zie fig. 3.10). De vatconstructie van Vinton (zie fig. 3.11) is wat dit aspect betreft niet duidelijk definieerbaar. Bij de bovengenoemde configuraties wordt met meerdere lage druk lampen gewerkt. Deze kunnen dicht opeenstaan ( d u ~ e film concept) of verder uiteen (dikke film concept). Bij het dunne film concept valt te idenken aan een afstand tussen de lampomhullende kwartsbuizen van 0.6 tot 1,5 cm. Een practisch grootste afstand van de kwartsbuizen onderling is ongeveer 7 cm. Bij tests met effluent met hoge transmissie (70%) is gebleken dat het dikke film concept het best (Johnson et voldoet. Bij een vergelijking tussen de twee systemen al., 1979, 1983;'1984) bleek het dunne film concept door ernstige hydraulische kortsluitstroming niet te voldoen, zelfs niet a1 werd een.l.6 tot 2 maal zo grote dosis afgegeven. Bovendien wordt het door eed buis geemitteerde W licht door dichtbij gelegen buizen geabsorbeerd (Veel 1982). De aan te houden afstand tussen de buizen kan afhankelijk zijn van de transmissie van het water. Singer en Nash (1977) stellen dat bij een lagere effluentkwaliteit de buizen dichter opeen geplaatst moeten worden. Een optimale afstand zou in een proefinstallatie bepaald kunnen worden. Van primair belang zal echter altijd zijn dat kortsluitstroming voorkomen wordt. Behalve de afstand tussen de lampen kunnen ook verschillende lampconfiguraties gekozen worden. In het EPA design manual is voor een beperkt aantal configuraties met behulp van de puntbron sommatie methode (Jacob en Dranoff, 1970) berekend welke het meest economisch was. De berekening werd gemaakt voor:

-- de uniforme configuratie de verschoven configuratie -

de concentrische configuratie de teflonbuisunit

(zie (zie (zie (zie

fig. fig. fig. fig.

3.12) 3.13) 3.14) 3.15)

Uit figuur 3.16 valt op te maken dat het uniforme raster het beste voldoet. De stroomrichting van de vloeistof is voor deze berekening niet van belang.

UV' licht kan gegenereerd worden door diverse soorten lampen. Van belang is de hoeveelheid W licht dat in het germicide gebied uitgezonden wordt. Verliezen van elektrisch vermogen zijn tweeerlei: ten eerste een verschil tussen input en output van de lamp; ten tweede een verschil tussen de totale W output en dat gedeelte van W licht dat valt in het germicide gebied (ook we1 W - C genoemd). Maschelein (1986) geeft een opsomming van de ter beschikking staande lampen die germicide straling uitzenden (zie tabel 3.1). In bijna alle afvalwatersystemen werden lagedruk lampen gebruikt waarvan bijna de gehele output ligt rond de 253,7 run. De outputkromme die het percentage W licht bij de verschillende golflengtes aangeeft valt min of meer samen met de gevoeligheid van diverse organismen voor de diverse golflengtes W licht (Harm, 1980). Het rendement is daarom betrekkelijk hoog (ca. 35% van het opgenomen elektrische vermogen) In een systeem zijn echter veel lampen nodig. Deze lampen vormen een van de voornaamste kostenposten bij investering in en onderhoud van een installatie. Berson en Sachoux (1985) berekenen dat het goedkoper is een installatie te voorzien van aanzienlijk minder hoge druk lampen. In aanmerking worden genomen de kortere levensduur en de hogere prijs. In deze berekening werd het aanzienlijk lagere rendement van een dergelijke lamp (5-108 W - C ) niet in voldoende mate meegenomen. Bovendien werd een hogedruklamp vergeleken met een lagedruklamp die een betrekkelijk laag rendement had (13% W - C ) en werd geen rekening gehouden met overige investeringen in apparatuur als transformatoren en overige kosten in de bedrijfsvoering. Uit de tabel van Maschelein kan voor de daar genoemde typen lampen het rendement aan W - C berekend worden:

.

lagedrukkwiklamp met lagedrukkwiklamp met lagedrukkwiklamp met lagedrukkwiklamp met middendrukkwiklamp xenon antimoonjodide

verwarmde kathode koude kathode voorverwarmd koude kathode gloeiontlading hoog rendement hogedruklamp

19.2-40,s 13 -17 1.3 17 0,7- 1,2 6

% % % % % %

Hierbij komt de lagedrukkwiklamp met warme kathode als meest economische te voorschijn. Hier is we1 een starter bij nodig om het ontladingsgas op te warmen en de opstarttijd is 3-5 min. Ook Veel (1982) noemt de lagedrukkwiklamp het meest geschikt. Onder het hoofdstuk kosten is een berekening opgenomen waaruit op te maken valt dat bij een prijs van f 0,25 per kwh de kosten van vervanging van 1.5mpen.en elektriciteit v a n - e e n lagedruklamp met een W - C rendement van 13% en een hogedruklamp met een W - C rendement van 6.6% elkaar niet veel ontlopen.

.

Andere factoren zoals de prijs van elektriciteit ter plaatse, de bedrijfszekerheid (garantie), kwaliteit van het water i.v.m. aankorsting, een eventuele beperkte ruimte, toekomstige ontwikkelingen bi'j de soorten lampen enz. zullen uiteindelijk een keuze bepalen.

De xenon antimoonjodide lamp bijvoorbeeld heeft een laag rendement en is duur, maar heeft een vermogen tot 5 kW (Veel, 1982) en een levensduur van ongeveer 7000 uur (Maschelein, 1986) zodat deze geschikt is daar waar een kleine ruimtebenutting zwaarder weegt dan hogere kosten. Van lagedruklampen 1 s veel bekend omtrent hun gedrag bij afvalwaterdesinfectie. Van hogedruklampen is dit in veel mindere mate het geval, zodat zij, willen zij voor afvalwaterbehandeling in aanmerking komen, aan langeduurtests onderworpen zullen moeten worden. Vooral is informatie nodig over solarisatie en afzettingen op de omhullende kwartsbuis. Tot slot van deze paragraaf wordt er op gewezen dat hogedruklampen door hun hoge oppervlakteintensiteit bij onvoorzichtig handelen zeer gevaarlijk zijn (verbranding, blindheid) (Anoniem, 1986). Bij het bepalen van het aantal in een installatie te plaatsen lampen moet rekening gehouden worden met de maximale volumestroom te behandelen afvalwater en met het feit dat door diverse oorzaken (zie bediening en onderhoud) de intensiteit van de door de lamp geproduceerde straling zeer aanzienlijk kan afnemen. Omdat opstarten van een lagedruklamp de levensduur vermindert met ongeveer een uur en midden- en hogedruklampen van snel achter elkaar opstarten defect raken, dient een start- en stopfunctie niet automatisch aan het momentane debiet gekoppeld te worden. We1 kan de uitgestraalde energie benevens het opgenomen vermogen verminderd worden door d e elektrische spanning t e verlagen aangezien beide parameters practisch lineair van elkaar afhangen (Maschelein, 1986). Deze spanning kan we1 direct aan het debiet gekoppeld zijn, hoewel er altijd een minimale spanning moet resteren om de lampen te laten brqnden. Fabrikanten claimen een mogelijke reductie tot 45% van het maximale vermogen. Echter, bij een praktijkinstallatie bleken de lampen bij een reductie tot 75% van het maximale vermogen a1 uit te gaan. Beter i s het om, afhankelijk van het debiet meer of minder lampen geheel aan of geheel uit te schakelen.

4. HYDRAULICA

De inactivering van bacterien kan benaderd worden door de volgende (Harm, 1980; Harris et al., 1987; Scheible, eerste ~ r d e ~ v e r g e l i j k i n g 1987):

Hierin is: N [organismen/volumeeenheid] No [organismen/volumeeenheid] k [cm2 J" 1 I [W a n - z ] t .IS]

W bestraling aantal bacterien voor bestraling = inactivatie constante = intensiteit W in germicide gebied = expositietijd = aantal bacterien na

=

In deze formule staat de bestralingstijd als een vaste tijd genoemd. Dit houdt in dat de formule uitgaat van een ideale propstroom waarbij elk waterpakketje een even lange verblijftijd heeft, zodat er geen axiale dispersie is. Uiteraard is er onder werkelijke omstandigheden we1 sprake van axiale dispersie resulterend in een spreiding van de verblijftijden van de diverse waterdruppels in de reactor. Het is van belang de reactor zodanig te dimensioneren dat deze spreiding zo gering mogelijk is. Als een gedeelte van het water de reactor te snel doorloopt treedt kortsluitstroming op:een deel van het water is te kort behandeld. Als een deel van het water te lang in de reactor blijft is er sprake van dode hoeken en wordt de reactor niet efficient gebruikt. In beide gevallen loopt het overall rendement van de reactor aanzienlijk terug. Een volgend simpel voorbeeld toont dit aan: st& dat onder bepaalde omstandigheden bij ideale propstroom een bacteriereductie plaats vindt van lo5 bacterien tot 1 bacterie. Volgens vergeli jking ( 1 ) : 1

5

105 e-klt

dus

kIt = 5 Ln 10 = 11-51

Als nu 10% van het water te kort in de reactor verblijft (b.v.. 50% van de theoretische verblijftijd), terwijl de resterende 90% volledig gesteriliseerd wordt, geldt: kIt = 11,51/2 = 5,756 Voor deze 10 % geldt:

-

Gemiddeld komt uit de reactor: 0,9 * 1 + 0.1 * 316 32 bacterien per volumeeenheid, hetgeen een aanzienlijk meer is dan het aantal van 1 onder ideale omstandigheden. Severin (1982) toonde aan dat, naast propstroom zonder axiale dispersie, radiale menging eveneens van groot belang is voor een goed rendement, aangezien zonder radiale menging de waterlaag die het verst van de lampen verwijderd is een te geringe desinfecterende dosis zal ontvangen. Een gevolg van deze radiale menging is echter altijd een introductie van enige axiale dispersie.

Oak in het EPA design manual (EPA, 1986) wordt gesteld dat het van groot belang is dat het effectieve reactorvolume het beschikbare benadert (weinig dode hoeken). Echter, deze eis ligt a1 besloten in de grenzen die gesteld worden aan de waarden die uit de VerblijfTijdsSpreidings curve (VTS) volgen, waarover hieronder meer. De VTS kan gemeten worden met behulp van een niet reactieve tracer (een zout of een kleurstof) die bij de inlaat van de reactor geinjecteerd wordt. Deze injectie kan op de volgende wijzen plaatsvinden:

-

1. Een puls die t.0.v. de gemiddelde verblijftijd In de reactor van 0; korte duur is op het tijdstip t Z..Een constante input die gestart wordt op t = 0; 3.';Een constante input die gestopt w o r d t o p t = 0 (Scheible, 1987).

Bij de uitlaat van de reactor kan de concentratie van de tracer ( C ) gemeten worden en tegen de tijd (t) worden uitgezet in een grafiek. Aangezien de verblijftijd in een W unit zeer kort is, is het moeilijk om met de hand monsters te nemen. Automatische monstername of een snel reagerende sensor met snelle recorder kunnen uitkomst brengen. De bovengenoemde drie methoden resulteren in de in fig. 4.1 weergegeven grafieken. De curven ( b ) en ( c ) kunnen herleid worden tot grafiek (a) door van die krommen de afgeleide waarde dC/dt tegen de tijd uit te zetten. De curve ( a ) kan gekarakteriseerd worden door de volgende waarden: theoretische xerblijftijd (V/Q), s T t, = gemiddelde verblijftijd, s 5

~ e i ~ e m i d d e l dverblijftijd e kan als volgt in goede benadering uit de waarnemingen worden berekend:

De sommen 1 worden berekend uit de waarnemingen op tijdstippen i, waarbij het gebruik van constante tijdsintervallen de berekening aanzienlijk vereenvoudigt. Doorgaans worden ook berekend:

,

t

ti

o

t,, t,, tP

: tijd van eerste verschijnen tracer.

: tijd waarop 10% van de tracer door de reactor is.

: tijd waarop 50% van de tracer door de reactor is. : tijd waarop 90% van de tracer door de reactor is. : tijd waarop de hoogste tracerconcentratie bereikt wordt.

Deze parameters kunnen gecombineerd worden tot getallen die de mate van propstroom in een reactor karakteriseren:

Volgens EPA leidraad t, /T

Maat voor ernstige kortsluiting: bij volledige menging is verhouding 0, bij ideale propstroom 1. > 0,5 0,5 t,/T Maat voor minder erge kortsluiting in een reactor deze geeft belangrijke dode hoeken aan (prop:l: meng:O). > 0,9 t,,/t,, Morrill Dispersion Index. Maat voor spreiding < 2 van de curye (prop: 1; meng: 21,9) Maat voor het volledig gebruik maken van het t, /T beschikbare reactorvolume. Waarde 1 is het maximum, belangrijk lagere waarden dan 1 duiden op niet effectief volumegebruik. Maat voor de gelijkenis van een VTS curve.met een t6 o Itq normale verdeling. Hoe dichter bij 1, hoe beter. 0,9-1,l Indien de VTS curve een normale verdeling benadert kan het dispersiegetal d bepaald worden uit de variantie s2 en de gemiddelde verblijftijd t, van de curve met behulp van de volgende formule: s2 ----

2d

- ---2E

(Scheible, 1987)

UX

...t,'

waarin:

E x

u

(cm2/s) = dispersiecoefficient (cm) = de karakteristieke lengte van de reactor, d.w.z. de gemiddelde afstand die een waterdruppel aflegt door het reactorgedeelte met W. : (cm/s) = de gemiddelde snelheid van het water door de Q/V). reactor ( u = x

.

De waarde van het dispersiegetal d kan een maat zijn voor de axiale dispersie in de reactor (Scheible, 1987; EPA, 1986): d d 0,01 < d d

< < >

0 0,01 0.1 0,l

.

geen dispersie lage dispersie matige dispersie hoge disperie

Aangezien, zoals eerder is aangetoond, het rendement van een reactor met betrekking tot de pathogenendodende werking, sterk afhankelijk is van het ontbreken van kortsluitstroming, zal gestreefd moeten worden naar een zo laag mogelijk dispersiegetal, bij voorkeur lager dan 0,Ol. Diverse reactorontwerpen zijn getest op bovengenoemde hydraulische karakteristieken. In onderstaande tabel zijn gegevens verzameld van onderzoeken naar de volgende typen W installaties: -De teflon buis unit (UTI) in Eden (zie fig. 3.3) -De portaalconstructie van Sufforn (zie fig. 3.7) -De vatconstructie in Vinton (zie fig. 3.11) -De kwartsbuizenunit met grote onderlinge afstand (Unit 1 ) te Port Richmond, waarbij de stroomrichting loodrecht op de lampen staat (dikke film concept, zie fig. 4 )

-De kwartsbuizenunit met kleine onderlinge afstand, het z.g. dunne film concept (Unit 2 ) te Port Richmond (zie fig. 4) -De modulaire kwartsbuizenrekken van Trojan, waarbij de stroomrichting evenwijdig is aan de buizen (zie figuur 3.10) Uit tabel 4.1 (zie pag. 19) valt op te maken dat de vatconstructie van Vinton e n de portaalconstructie van Sufforn hydraulisch niet voldoen aan d e EPA leiddraad. Beide units functioneerden qua pathogenenafdoding niet naar behoren. De Port Richmond unit 2 waarvan de buiswanden een onderlinge afstand hebben van 1 - 2 5 cm had een Morrill dispersie index van 2,3. De unit werd door Scheible hydraulisch omschreven als een systeem met propstroom en gematigde tot hoge dispersie. De unit bleek zowel hydraulisch als qua afdoding minder goed te functioneren dan unit 1, waarvan de lampwanden ca 5 cm tussenruimte hadden. Deze unit komt hydraulisch redelijk te voorschijn hoewel de EPA richtlijn niet op alle punten gehaald wordt. Dit is niet onlogisch aangezien de unit kort en breed (gedrongen) is terwijl voor het benaderen van ideale hydraulische omstandigheden een lengte/breedte verhouding >50 gewenst is (Haas, 1979). Dit is we1 het geval met de teflon buis unit en de modulaire unit van resp. UTI en Trojan. Deze voldoen aan de EPA richtlijn. Over de Kelly-Purdy unit zijn geen hydraulische gegevens bekend. Uit praktijkproeven is echter gebleken dat een goede pathogenenverwijdering bereikt kan worden. Dit ging echter altijd ten koste van een hoog energieverbruik. Petrasec et al. (1980) berekenden voor deze unit een aanzienlijk hogere toe te passen dosis voor dezelfde reductie dan bij een buisreactor van UPS. Dit zou samen kunnen hangen met ernstige hydraulische kortsluitstromingen in de Kelly-Purdy unit. Ter vergelijking zijn in de tabel enkele getallen opgenomen van W apparatuur die niet specifiek is ontworpen voor de desinfectie van afvalwater. Geen van de hierbij behorende getallen voldoet aan de EPA richtlijn. Een hydraulisch slechte unit staat garant voor een slechte pathogenenverwijdering en/of extreme energiekosten. Een hydraulisch voor een goede goede unit biedt een basis - en niet meer dan dat desinfectie tegen redelijke kosten. De teflon buisunit, hoewel hydraulisch goed, gebruikt het geemitteerde W licht minder effectief; tevens is de transmissie door de teflon buis in nieuwstaat slechts 70% (Legan, 1980). terwijl deze door vervuiling en solarisatie extreem terug kan lopen (Kreft et al., 1986).

-

Het dunne film concept is hydraulisch de mindere van het dikke film concept en heeft een lagere pathogenendodende werking onder de gemelde testomstandigheden (Haas en Sakellaropoulos, 1979;Scheible. et al., 1983). Johnson et al., (1983) vonden bij een in beide systemen gelijke W dosis een 0.6 tot 2.1 log eenheden lagere vewijdering van faecale colifonnen bij de dunne film reactor dan bij de dikke film reactor. De mogelijkheid is aanwezig maar niet waarschijnlijk ( J o h n s o n et al., 1983), dat bij lage zoals die in Nederland transmissiewaarden van het effluent, veelvuldig voorkomen, een dunne film concept noodzakelijk is als een tertiaire behandeling niet toegepast wordt..

Ten behoeve van een adequate desinfectie is het, naast een propstroom, waarvan de hydraulische parameters hierboven besproken zijn, eveneens van belang dat de vloeistofsnelheid in de reactor dusdanig groot is dat een radiale turbulentie ontstaat. Dat deze tevens een grotere axiale dispersie veroorzaakt is onvermijdelijk. Aangetoond i s (Severin, 1982) dat bij een laminaire stroom de verst van de W buizen afgelegen waterlaagjes onvoldoende bestraald worden waardoor het rendement van de reactor aanzienlijk wordt verlaagd. A1 dan niet radiale turbulentie kan gerelateerd worden aan het getal van Reynolds (Re): Re = 25, U/V waarin: 5, (cm) u v

= hydraulische straal = O.S*hydraulische diameter =

0.5*4*(nat oppervlak van de doorsnede/natte omtrek) (cm/s) = snelheid van de vloeistof (cm2/s) = kinematische viscositeit

Voor buizen wordt een turbulente stroom verwacht als Re groter is dan 4000. Turbulente strominggarandeert echter beslist geen volledige radiale menging, maar zal voor W desinfectie altijd beter zijn dan niet-turbulente stroming D e - W units met in de stroom geplaatste kwartsbuizen zijn hydraulisch gezien niet met een buis vergelijkbaar.. Uit tests is gebleken dat turbulentie bij deze systemen optreedt als Re groter is dan 6000. Hierbij is het natte oppervlak dat van de reactor minus dat van de kwartsbuizen en de natte omtrek die van de reactowand en buiswanden tesamen. Met deze getallen kan bij het ontwerpen van een systeem het minimumdebiet bepaald worden. Het is economisch' om ook bij dit minimumdebiet turbulente stroming te hebben om de mogelijkheid te hebben lampen uit te schakelen. Was de stroming laminair, hetgeen een grote ongunstige invloed heeft op de afdoding, dan zou kunnen blijken dat afschakeling of emissievermindering van buizen teneinde het elektriciteitsverbruik te verminderen near rat0 van de behandelde volumestroos, niet mogelijk is zonder dat de desinfectiegraad daalt. Hoe hoger d e vloeistofsnelheid in een systeem, hoe hoger het getal van Reynolds en de turbulentie. Een practische limiterende factor is het wrijvingsverlies in de reactor hetgeen in sommige gevallen niet t e hoog op mag lopen als de grootte van een eventueel vrij verval een limiterende factor is (EPA, 1986). Aangezien dit wrijvingsverlies een functie is van de stroomsnelheid in het kwadraat zal dit met toenemende vloeistofsnelheid snel oplopen. Indien een unit qua pathogenenverwijdering niet goed voldoet en uit een VTS-test mocht blijken dat de hydraulische aspecten hiervoor verantwoordelijk zouden k u m e n zijn, dan moeten de hydraulische eigenschappen worden verbeterd. Dit kan gebeuren door de in- en uitstromingscondities en het stromingspatroon in de reactor te verbeteren, bijvoorbeeld door het plaatsen van vloeistofsnelheid regulerende geperforeerde platen of het scheppen van wervels ter bevordering van de radiale menging. Hierbij wordt uiteraard een extra drukhoogteverlies geintroduceerd benevens een mogelijkheid tot meer vervuiling door aanhechting aan de diverse oppervlakken.

5. INTENSITEIT EN DOSIS 5.1 Intensiteit Een klein gedeelte van het door de W lampen opgenomen elektrische vermogen komt uiteindelijk als W - C in het te desinfecteren water beschikbaar om pathogenen te doden. In een reactor is een naar pleats variabele W intensiteit I in W/cm2 aanwezig, die afhankelijk is van de intensiteit op het oppervlak van de lampomhullende kwartsbuis. De intensiteit kan theoretisch met behulp van twee rekenmodellen worden berekend en we1 met het puntbron sommatie model of met het radiale model. 5.1.1 Puntbron sommatie model Dit model wordt gebruikt in het nucleaire vakgebied en wordt beschreven door Jacob en Dranoff (1970), Qualls en Johnson (1983) en Suidan en Severin (1986). Het model stelt de lamp voor als een lijnsegment, onderverdeeld in n puntbronnen met sterkte S Watt, zodanig dat n*S de totale output van de lamp is. Elk punt P in de vloeistof ontvangt W licht van alle puntbronnen. Met behulp van de wet van Lambert-Beer, die rekening houdt met de absorptie door de vloeistof, en rekening houdend met de radiale afname van de intensiteit, wordt de intensiteit die door een puntbron ter plaatse P veroorzaakt wordt, berekend. Sommatie van de berekende intensiteiten van alle puntbronnen tesamen geeft de intensiteit ter plaatse P. Jacob en Dranoff (1970) berekenden dat 10 equivalente puntbronnen voldoende waren om de intensiteit in een punt voldoende nauwkeurig (fout 0.1%) te berekenen. 5.1.2 Radiale model Dit model wordt vanaf 1958 gebruikt. Het is ondermeer beschreven door Suiden (1986) en Severin (1982). Het model stelt de lamp voor als een buisvormige lichtbron van oneindige lengte die zijn straling loodrecht op de as van de lamp uitzendt. Het model is mathematisch veel eenvoudiger dan het puntbron sommatie model. De intensiteit van de UV-straling vermindert door absorptie e n door radiale lichtspreiding. Voor de intensiteitsverandering dI over een radiale afstand dr geldt:

waarin: I = intensiteit (W/cm2) k = extinctiecoefficient r = afstand tot lampas (an)

)

.

Geintegreerd met als randvoorwaarden voor r = Ro is I

1,:

Uiteraard zijn de intensiteits profielen berekend met het radiale model op alle plaatsen langs de lengte van de reactor gelijk terwijl het puntbron sommatie model rekening houdt met de plaats in de reactor (midden of eindpunt).

5.1.3

Vergelijking tussen beide modellen

~ i v e r s eauteurs hebben beide modellen met elkaar vergeleken. Jacob en Dranoff (1970) stelden dat het radiale model, dat uitgaat van een oneindig lange lamp, intensiteiten voorspelt die groter zijn dan die, die met een fotocel met een meethoek van 120° gemeten werden. Beide waarden zijn weer groter dan de voorspelling van het puntbron sommatie model. De reactor waarmee de proeven en berekeningen gedaan werden was echter kort waardoor eindeffecten relatief belangrijk zijn. Bovendien zijn driedimensionale intensiteitsmetingen zelfs tot op heden niet goed mogelijk en kunnen dus een verkeerde indruk geven. Severin (1982) stelt in tegenstelling tot Jacob en Dranoff (1970) dat het radiale model een lagere gemiddelde intensiteit geeft voor de meeste reactorontwerpen dan het puntbron sommatie model. In overeenstemming hiermee stelt Suidan (1986) dat in veel gevallen het radiale model een lagere waarde geeft dan het puntbron sommatie model, vooral voor reactoren met grote lengte t.0.v. de lampstraal en grote reactorstraal t.0.v. de lampstraal. Daar de resultaten die door beide modellen voorspeld worden goed binnen de spreiding van de resultaten van bacteriologische tests liggen is e r geen zwaarwegende reden om het wiskundig moeilijker model puntbron sommatie model te verkiezen boven het radiale model. Severin en Suidan (1985) menen ook dat de verschillen verwaarloosbaar zijn. Hij stipt aan dat bij de puntbron sommatie methode de berekeningen afhangen van een goede kennis van de output van de puntbron. Deze wordt berekend uit gegevens van de fabrikant van de lamp of door metingen bepaald. Severin stelt dat in beide gevallen de output wordt onderschat. Geconcludeerd kan worden dat voor berekeningen van de intensiteit uitgegaan kan worden van het radiale (oneindige lamplengte) model.

5.2 Dosis e n desactivering Voor het doden van microorganismen is de gemiddelde intensiteit niet de belangrijkste parameter. Het meest van belang is hoe lang de microorganismen aan een bepaalde intensiteit zijn blootgesteld. Het product van intensiteit en tijd wordt dosis (Ws/cm2 of J/cm2) genoemd. Er is een correlatie tussen de dosis en de inactivering van

microorganismen: hoe groter afsterving van organismen.

deze

dosis,

des

te

groter

is

de

Voor een reactor houdt dit in dat een groot met lage intensiteit te bestralen volume bij een lage gemiddelde stroomsnelheid (dus grote gemiddelde verblijftijd) in principe even effectief is als een klein met hoge intensiteit te bestralen volume met een grote gemiddelde stroomsnelheid (korte verblijftijd).

5.2.1

Benodigde dosis

Voor de hydraulisch gunstige omstandigheden van propstroom met radiale menging kan de afdoding van microorganismen beschreven worden met de volgende formule:

waarin: No = aanvangsconcentratie van de'microorganismen N = momentane concentratie van de microorganismen p = constante van afdoding D, = gemiddelde dosis I, = gemiddelde intensiteit t, i theoretische contacttijd (gemiddelde verblijftijd)

( -/loom1 ) ( -/loom1 ) ( cm2 /mJ ) (mJ/cm2) (mW/cm2)

(s)

Onder statische omstandigheden is de W dosis die nodig is om microorganismen met een bepaald percentage te reduceren goed bekend. Echter, de gegevens door diverse onderzoekers aan proef- en full scale installatfes bepaald, leveren enonne verschillen op. Dit kan te maken hebben met het niet rekening houden met hydraulische omstandigheden en het niet juist berekenen van de toegepaste dosis. Daarom zijn de gegevens over dosis niet vergelijkbaar. Veel (1982) inventariseerde de onderzoeken tot 1981. Variaties van 8 mJ/cm2 (Legan, 1980) tot 75 mJ/cm2 (Petrasec, 1980) voor de inactivering van diverse indicator organismen werden genoemd. De conclusie van Veel is dat er geen duidelijke richtlijn is maar dat 16 mJ/cm2 een aan te houden waarde kan zijn waarbij alle pathogenen gedood worden. Deze conclusie is niet correct. De toe te passen dosis is volledig afhankelijk van de kwaliteit van het effluent wat betreft het zwevende stof gehalte, de aanvangsconcentratie en de gewenste afdoding van de microorganismen. (Opmerking: de transmissie van het water is via de intensiteitsberekening a1 verdisconteerd in de hoogte van de dosis. ) De beste benadering wordt gegeven door Qualls et el. (1985). Bij slechtere effluenten (SS 20 mg/l) en een eis van 100 FC/100 ml is een dosis nodig van ca 42 mJ/cm2 Bij goede effluenten en het niet voorkomen van fotoreactivering (zie later) kan de dosis voor dezelfde eis aan FC 16 mJ/cm2 zijn. Voor een 3.5 log reductie liggen deze waarden tussen 9,6 en 52 mJ/cm2. De aanwezigheid van deeltjes groter dan 70 urn zijn een obstakel om verder dan een 3-4 log reductie van microorganismen te komen.

.

.. .

5.2.2

Berekening van de dosis

Om de gemiddelde dosis te berekenen is het nodig zowel de gemiddelde verblijftijd als de gemiddelde intensiteit t e kennen. In het hwfdstuk hydraulica is reeds. vermeld, dat er e e n m i n of meet grote verblijftijdsspreiding mogelijk is, hetgeen een exacte berekening van de dosis bemoeilijkt. De gemiddelde intensiteit is voor een cilindervormige unit met een centraal geplaatste lamp goed te berekenen door formule (5.1) te integreren tussen de grenzen R, en % (de inwendige straal van de reactor). Het is dan we1 nodig de intensiteit o p het uitwendige oppervlak van de kwartsbuis, dus bij %, te k e m e n . Zowel meting hiervan met e e n ,radiometer als een berekening uit een fabrieksopgave is niet exact (Severin en Suidan, 1985 ) Bovendien kurvlen reflecties aan de reactorwand een rol spelen, hoewel deze in praktijkomstandigheden meestal zijn te verwaarlozen. In reactoren met meerdere lampen wordt de berekening ingewikkelder. Belendende W buizen absorberen het invallend W licht gedeeltelijk. Qualls en Johnson (1985) stellen dat 75% van het op een lamp vallende licht geabsorbeerd wordt en 25% wordt doorgelaten.

.

Voor reactoren met meerdere lampen is een eenvoudige wiskundige benadering niet meer mogelijk. Met behulp van een rekenprogramma is het we1 mogelijk voor elk punt in de reactor de intensiteit te berekenen door in dat punt de bijdrage van elke lamp te berekenen en deze bijdragen t e sommeren. Op deze wijze kunnen in een dwarsdoorsnede van de reactor de isointensiteitslijnen worden vastgesteld en kan de gemiddelde intensiteit worden berekend door middeling over het natte oppervlak van de doorsnede. Petrasec et al. (1980) doen dit m.b.v. het radiale model onder aanname van een transmissie van het water van 100% - met latere correctie voor de werkelijke transmissie en een relatieve intensiteit op het oppervlak van de kwartsbuis ter grootte 1.0. De gemiddelde relatieve W intensiteit is nu te berekenen door het oppervlak tussen twee naast elkaar gelegen isointensiteitslijnen te vermenigvuldigen met de daar heersende gemiddelde intensiteit. Dit resulteert in het oppervlakte-intensiteitsproduct. De sommatie over a1 deze producten gedeelt door het totale natte oppervlak van de reactordoorsnede is de gemiddelde intensiteit zonder rekening te houden met absorptie. Bij de reactorconfiguratie van Petrasec (1980) was deze gemiddelde intensiteit 1,l bij een I, van 4.6 mW/cm2. Dit houdt in dat IO zonder absorptie 1,l 4.6 = 5,06 mW/cm2 bedroeg. 'M.b.v. de wet van Lambert-Beer werd de werkelijke, voor de absorptie van het water gecorrigeerde I, bepaald. Voor de formule van Lambert-Beer,

is het nodig de gemiddeld door het water af t e leggen lichtafstand d te kennen. Deze variabele beinvloedt een juiste berekening zeer sterk, aangezien de waarde ervan exponentieel doorwerkt. Deze variabele werd door Petrasec (1980) geschat ( ! ) op 4 cm en met een extinctiecoefficient k van 0.5 cm-I wordt gevonden:

Het reactorvolume V was 53.6 1 en de volumestrooom Q was 2 l/s waaruit een gemiddelde verblijftijd volgde van 26,8 s. De gemiddelde dosis werd zodoende 26,8 * 0,683 = 18,3 mJ/cm2. Met deze berekeningsmethode werd gevonden dat als de transmissie van 100% (k=O,O) tot 62% (k-0.5) daalt, de gemiddelde dosis 10 maal zo klein wordt. Daalt de transmissie verder van 62% naar 37% (k=1,0) wordt de dosis opnieuw een factor 10 kleiner. Scheible (1981) berekent een gemiddelde intensiteit in een configuratie met zeer veel lampen. Voor een vierkant met de centra van vier buizen als hoekpunt worden de isointensiteitslijnen m.b.v. het puntbron sommatie model bepaald. Hier zijn de aannamen dat lampen die buiten dit vierkant gelegen zijn geen invloed hebben en dat de randstoring van de totale configuratie verwaarloosbaar is. Ook hier werd de intensiteit op het oppervlak van de kwartsbuis geschat. Zonder uitzondering zijn de onderzoekers het er over eens dat het direct meten van intensiteiten in een reactor m.b.v. een fotocel slechts een handig hulpmiddel is voor de bewaking van een unit. Een fotocel geeft geen enkele informatie over de absolute intensiteit van de W-straling ter plekke. Het komt er dus op neer dat het berekenen van de gemiddelde dosis onder een groot aantal aannamen tot stand komt. In het verleden zijn hier aperte fouten mee gemaakt, hetgeen intepretaties van onderzoeksresultaten hindert. Bovendien is uit een op een dergelijke wijze bepaalde dosis door hydraulische beinvloeding slechts een indicatie te krijgen over de desinfecterende werking en is W inactivering in werkelijkheid geen echte eerste-orde reactie m.b.t. de'dosis (Johnson en Qualls, 1984).

-

5.2~3 Meting van de dosis Het meten van de W - d o s i s komt neer op het meten van de gemiddelde stralingsintensiteit en de verblijftijd van het water in de reactor: het produkt van beide geeft de dosis. Met behulp van chemische actinometrie, ondermeer beschreven door Yip en Konasewitch (1972), Johnson et a1. (1979), Veel (1982), Severin (1985), kan de dosis gemeten worden. Een oplossing die gevoelig is voor W licht wordt door een reactor geleid en de fotochemische omzetting wordt gemeten m.b.v. een spectrofotometer. Als reagens wordt kaliumferrioxalaat of uraniloxalaat gebruikt. Bij gebruik van een kaliumferrioxalaat oplossing van 0,006 N in 0,l N zwavelzuur worden ferri in ferro-ionen omgezet, hetgeen gemeten wordt. Uit de verandering in de concentratie ferri-ionen wordt de dosis bepaald. Johnson et a1. ( 1979 ) geef t hier de formules v w r . De oplossing absorbeert alle W licht, terwijl ongeveer 35% bij 254 nm uitgezonden wordt, hetgeen een te hoge waarde o ~ l e v e r t (Severin, 1985). Op zeer korte afstand van de lamp is alle W licht geabsorbeerd, zodat geen rekening gehouden wordt met reflectie, kortsluiting, lampconfiguratie en het effect van W absorberende stoffen (Johnson et al, 1979). Het zou volgens Yip en Konasewitsch (1972) essentieel zijn dat de actinometer oplossing dezelfde transmissie heeft bij 253,7 run als een biologische oplossing; bovendien moet het ijzergehalte in het water waarin de oplossing

-

. .-

aangemaakt wordt minimaal zijn. Het is gezien bovenstaande bezwaren niet zinvol om een met behulp van actinometrie berekende dosis te relateren aan een log reductie van micro-organismen. Het is echter we1 een zeer nuttige techniek om desinfectie units te vergelijken en af te regelen (Johnsen et al., 1979). 5.2.4

Biologische dosimetrie (bio-assay, biotest)

Hier wordt in plaats van een oplossing van bepaalde chemicalien een suspensie van microorganismen gebruikt, bijvoorbeeld van baccillus subtilus sporen (Anoniem, 1987). Deze test heeft niet de nadelen van de chemische actinometrie, maar is aanzienlijk bewerkelijker. Qualls en Johnson (1983) gebruikten deze methode met succes. Zij constateerden dat de overlevende sporen allemaal sneller dan de gemiddelde verblijftijd door de reactor gegaan waren en zodoende een te lage dosis hadden ontvangen. Severin (1985) stelt echter dat deze testreactor met een centrale lamp een straal had die slechts weinig groter was dan de lampstraal en dat de gebruikte vloeistof een hoge transmissie had, zodat het intensiteitsveld min of meer uniform was. Zodoende is het de vraag of de methode voorspellend kan zijn bij een sterk variabel intensiteitsveld en stromingsbeeld. 5.3 Dimensionering met behulp van het EPA ontwerpprotocol Scheible (1987) ontwikkelde een ontwerpprotocol voor systemen met veel lampen. Dit protocol is gebaseerd op een desinfectie model dat beschreven wordt door de volgende formule: ..

N = No

*

exp {(ux/2E)(1

-

[l + ~ K E / u ~ ] ~ .+~ c ) )SSm

(5.4)

met .'

K = a Igb

waarin: N o = aantal organismen voor bestraling N = aantal organismen na bestraling SS= zwevende stof I,= gemiddelde intensiteit K = inactiveringsconstante E = dispersiecoefficient u = stroomsnelheid van het water x = karakteristieke reactorlengte a = constante, hier 0,0000145 b = constante, hier 1.3 c constante, hier 0,26 rn = constante, hier 1 - 9 6

-

De constanten a, b, c en m zijn specifiek voor een bepaald afvalwater en gebaseerd op de verwijdering van faecale coliformen. 2E/ux is de factor waarin d e hydraulische omstandigheden verdisconteerd zitten en heeft de grootte van de dimensieloze variantie, t e bepalen uit een VTS curve (zie hoofdstuk 4).

Scheible definieerd nu een W-belasting W L als:

met 0, als het per lamp te behandelen debiet en W, als de nominale W-output van de lamp. Onder verwaarlozing van het effect van de zwevende stof, de rechter term in vergelijking ( 5 . 4 ) , is vervolgens met behulp van het puntbron sommatie model figuur 5.1 ontwikkeld waarin de gemiddelde intensiteit I, van de W-straling in een reactorelement (het geometrisch bij een lamp behorende volume V,) kan worden afgelezen als functie van de lampafstanden, de extinctiecoefficient en de W-belasting. Deze gemiddelde intensiteit wordt gecorrigeerd met een factor Fp die de werkelijke output van de lamp t.0.v. die van de lamp in nieuwstaat verdisconteert en met een factor Ft die de werkelijke (lagere) transmissie door de lampomhullende kwartsbuis aangeeft. Voor Fp wordt 0,8 als redelijk aangenomen. Ft is afhankelijk van de mate waarin een installatie schoon gehouden wordt. Gebeurt dit regelmatig en goed dan kan voor Ft 0,7 aangehouden worden; wordt minimale aandacht van de klaarmeester verwacht, dan is een waarde van 0,5 tot 0,6 aan te bevelen. Dit leidt tot: Ig

=

I

(nominaal)

*

Fp

*

Ft

Met de voor het water geldende constanten kan nu de inactiveringsconstante K uit (5.5) worden berekend. De bij het debiet per lamp (Q, ) behorende verbli j ftijd in een reactorelement met volume V, (bij een lamp behorend) is: t, = V, /Q1 Voqr tk geldt tevens:

Voor de reactor wordt een dispersiegetal 0.01 hoofdstuk 4 (Hydraulics) geldt:

aangenomen: Volgens

Voor de door Scheible in zijn protocol behandelde reactoren geldt voor de dispersiecoefficient E = 15 cm2/s, dus:

en met (5.8): X=

(1500 tk ) O .

Nu construeert Scheible een grafiek waarin hij de uit (5.4) berekende afdoding van vrije microorganismen als log (N/N, ) uitzet tegen de W-belasting W L . De afdodingscurve in deze grafiek is .sterk afhankelijk van de waterkwaliteit (de eerder genoemde constanten a, b, c en m), en daarom is de figuur hier niet weergegeven.

-

Het aantal vrij gesuspendeerde organismen dat mag overblijven volgt uit het aantal dat gesteld is als gewenste eindconcentratie min het aantal aan zwevende stof geassocieerde organismen (rechter term (5.4)). Voor de z o berekende waarde van log (N/N,) wordt uit de figuur de waarde van W L afgelezen. Met de bekende nominale output W, volgt dan uit 5.6 het debiet Q, per lamp, en met het door de geometrie van de installatie opgelegde volume per lamp V, wordt de noodzakelijke theoretische verbli jftijd t, uit 5.7 berekend. Het voor een totaaldebiet reactorvolume volgen uit: Aantal lampen = Q/Q,

Q

benodigde

aantal

lampen

Reactor volume = aantal lampen

en

*

het

V,

De lengte van de reactor wordt gevonden door de reeds berekende verblijftijd t, in 5.10 te substitueren. Uit het aantal lampen, het volume van de reactor en het te behandelen debiet kan nu het oppervlak van de dwarsdoorsnede van de reactor worden berekend. Bovenstaande procedure is tamelijk ingewikkeld, wat voornamelijk wordt veroorzaakt doordat via formule 5.4 de invloed van de dispersie in de berekening wordt meegenomen. Voor een voldoende hoge effectiviteit moet de reactor aan bepaalde lengte/doorsnede verhoudingen voldoen. ~ c h e i b l e ( 1987) vermeldt uitdrukkelijk dat voor elk specifiek water de.diverse coefficienten vastgesteld dienen te worden. Dit impliceert altijd een proefinstallatie op betrekkelijk grote schaal. Met de resultaten van een dergelijke proefinstallatie kunnen dan betrekkelijk gemakkelijk installaties ontworpen en geoptimaliseerd worden die met een min of meer soortgelijk effluent werken. Een berekening van een installatie voor Nederlandse condities m.b.v. het ontwerpprotocol waarbij voor de diverse coefficienten de uit Amerikaans onderzoek gegenereerde waarden worden gebruikt, kan voorlopig uitsluitend als indicatief beschouwd worden. Nader onderzoek onder Nederlandse condities met de aan een bepaald indicatororganisme te stellen eis m.b.t. de restconcentratie, is een voorwaarde voor het ontwerp van een installatie en de daarmee samenhangende kosten.

6. ONDERZOEKSRESULTATEN In de loop der jaren is er naar diverse variabelen die een ,rol spelen bij het W proces onderzoek gedaan. De meeste aandacht is daarbij besteed aan de invloed van: de transmissie van het te behandelen water het gehalte aan zwevende stof de troebelheid de fotoreactivering van microorganismen het chemisch zuurstofverbruik de temperatuur de diverse reactorconfiguraties indicatororganismen combinatie met andere technieken Aan de hydraulische aspecten van de W-reactoren is in het algemeen weinig aandacht besteed.

---

-

6.1 De transmissie van het te behandelen water

De transmissie voor W-straling is een van de belangrijkste variabelen die bij een gegeven lampconfiguratie en een gegeven opp'ervlakteintensiteit op het uitwendige van de kwartsbuizen de gemiddelde W intensiteit in het water bepaalt. Hiermede staat ook een gemiddelde dosis vast onder hydraulisch optimale omstandigheden. Aangezien de absorptiecoefficient groter wordt als de transmissie daalt ( k = -In T r ) en deze als negatieve exponent van een e-macht in de formule voor de gemiddelde intensiteit voorkomt (Severin, 1982), zorgt een lagere transmissie voor een veel lagere gemiddelde dosis. Een transmissie vermindering van 70% naar 35%, een halvering, levert een vier maal zo lage gemiddelde dosis op in dezelfde lampconfiguratie en daarmede een aanzienlijk hoger aantal te installeren lampen. Aangezien de lampen een grote kostenpost vormen in de investering en het upscalingseffect voor de lampen geen (positieve, noch negatieve) invloed heeft, moge het duidelijk zijn dat de transmissie van doorslaggevende betekenis is voor de kostprijs per cubieke meter te behandelen effluent.

6.2 Het gehalte aan zwevende stof ~ e t belang van een laag zwevende stof gehalte is gelegen in het felt dat de zwevende stof bij de meeste microorganismen een vergaande vewijdering belemmert, zelfs a1 wordt de toegepaste W dosis (1983) stellen dat de aanzienlijk verhoogd. Qualls et el. aanwezigheid van deeltjes met een diameter >70 um een limietwaarde van pathogenen veroorzaken, ongeacht de hoogte van de dosis. Deze limietwaarde bedroeg 2 tot 3 log eenheden vewijdering. Pas wanneer alle deeltjes >8 um uitgefiltreerd waren, kon een vewijdering van coliformen bereikt worden die groter was den 4,5 log eenheden. (Coliformrn met een afmeting van 1-2 urn passeren het filter.) Als oorzaaak hiervan wordt genoemd de bescherming van microorganismen in de deeltjes en een bescherming door de schaduwwerking van de deeltjes. Deze laatste factor kan door een sterke radiale turbulentie verminderd worden.

Een interessant gegeven uit dit onderzoek, dat ook uit andere onderzoeken naar voren kwam,is dat door de verstrooiing van W licht door de zwevende stof in een spectrofotometer weliswaar een lage transmissie bij 253,7 nm gevonden wordt, maar dat dit bij niet a1 te hoge gehalten aan zwevende stof niet tot uiting komt in het Hoewel het verstrooide licht niet wordt desinfectieresultaat. gedetecteerd is het nog we1 degelijk aanwezig voor desinfectie. Petrasec et al. (1980) stellen dat een zwevende stof gehalte van 5 tot 50 mg/l nauwelijks effect heeft op de transmissie. Qualls et al. (1985) geven aan dat de toe te passen dosis om tot eenzelfde afdoding van een indicatororganisme te komen bij een effluent met een zwevende stofgehalte dat groter is dan 20 mg/l ongeveer het viervoudige bedraagt van dat bij een lager (niet gespecificeerd) zwevende stofgehalte. De eerder genoemde lichtverstrooiing zorgt voor een 10,3% (Severin, 1985: 12%) t e hoge meting van de absorptie ( = te lage meting van de transmissie). De werkelijke absorptie bij 253.7 nm kan bepaald worden door de absorptie bij 420 nm te meten en de volgende formule toe te passen: Ads. (253.7nm)

-

-

Ads. (420 nm)

*

0,618 + 0,103

(correlatie: r2 = 0,85)

Eveneens wordt een mogelijkheid genoemd de werkelijke absorptie te bepalen ,uit een CZV en troebelheidsmeting. Aangezien de troebelheid in.vele onderzoeken statistisch irrelevant was met betrekking tot de absorptie e n de .CZV bepaling tijd kost, lijkt deze mogelijkheid nauweli jks interessant. 1n' het in hoofdstuk 5 besproken model van Scheible (1987) wordt de verwijdering van faecale coliformen gerelateerd aan de zwevende stof. Berekend kan worden dat bij een initieel faecaal coliformengehalte van 200.000/100ml bij een zwevende stofgehalte van 20mg/l altijd een rest gehalte van 92/100ml overblijft. Is het zwevende stofgehalte 30 mg/l dan is een t e stellen eis van 200/100ml niet meer haalbaar. Singer en Nash (1977) rapporteren een minimum restniveau aan ' coliformen door zwevende stof en stellen dat dit gehalte onder de 22 mg/l moet blijven. Olliver en Cosgrove (1975) kwamen bij een extreem hoog zwevende stofgehalte van 150 mg/l niet verder dan een bacteriele reductie van slechts 1 log eenheid. H o en Bohm (1981) constateerden dat bij een secundair effluent waarbij slib gemengd werd teneinde kleine procesfouten te simuleren, een mindere afdoding van de totale coliformen bereikt werd van 1 log eenheid. In het licht van het voorafgaande kan er een vraagteken gezet worden bij de bewering van Venosa et al. (1978) en Wolff et al. (1979) dat zwevende stof geen grote invloed op de verwijdering van pathogenen had. Oliver en Carey (1976) ontdekten el, dat een ultrasone voorbehandeling van het water met het doe1 de zwevende deeltjes te verkleinen, een grotere afdoding van organismen ten gevolge had.

6.3 De troebelheid Diverse onderzoekers, waaronder Roeber en Hoot (1975), rapporteerden geen significante samenhang tussen de afdoding van diverse organismen en de gemeten troebelheid van het water te hebben gevonden.

6.4 De fotoreactivering Onder invloed van de in zonlicht voorkomende W-straling met een golflengte van 340-380 run kunnen bacterien zich herstellen van de door W - C toegebrachte schade aan de cel, mits deze schade niet onherroepelijk was. Dit proces wordt fotoreactivering genoemd. Hoewel diverse auteurs stellen dat dit proces niet noodzakelijk hoeft op te tiesen maar dat, als het gebeurt, het effect omgekeerd evenredig is met de toegepaste dosis ("lip en Konasewitch, 1972). moet er veiligheidshalve rekening mee gehouden worden. Scheible en Bassell (1981) en Venosa et. a1. (1978) stellen dat fotoreactivering zeer belangri jk is en bovendien afhankeli jk is van de temperatuur. Bij 20DC is deze twee maal zo groot als bij 10°C. Dit houdt in dat in de zomer een 3 tot 4.6 maal hogere dosis nodig is dan in de winter om tot eenzelfde reductie van bacterien te komen. Hierdoor is een ruim drie maal zo grote investering nodig en worden de onderhouds en bedieningskosten verdubbeld. Roeber en Hoot (1975) vonden bij een verblijftijd van het gedesinfecteerde effluent van 20 minuten in het donker 5 maal minder bacterien dan wanneer het water direkt aan zonlicht werd blootgesteld. Ook onder deze omstandigheden kan enige reactivering optreden, de zogenaamde dark repair. Deze is onbelangrijk (Scheible, 1979 )

.

Severin (1985) stelt de fotoreactivering op ongeveer 1 log eenheid en Zukovs et al. (1986) vinden bij een behandeling van rioolwater overstorten een niet significant verschil evenals Whitby et al. ,(1984) bij faecale streptococcen. Quall's et a1. (1985) vinden een waarde tussr:~1 en 1,8 log eenheden. Harris et al. (1987a) melden een fotoreactivering van 3.4 log eenheden bij E-coli en 2,4 log eenheden bij faecale streptococcen en delen mede, dat indien reactivering optreedt, een dubbele dosis toegepast dient t e worden. Harris et el. (1987) melden een verschil in fotoreactivering tussen kwarts en teflon systemen. Bij het kwarts systeem was deze groter dan bij het teflon systeem (1-2 log tegen 0,5 log eenheden). Virussen vertonen geen fotoreactivering omdat zij het daarvoor benodigde instrumentarium missen (Budowski et al., 1981:Harm, 1980; Hussain et el, 1980). Wegens hun hoge resistentie is voor virusreductie doorgaans zo'n hoge W dosis nodig dat bacterien voor een groter deel zullen worden gedood dan nwdzakelijk is om aan een eis voor desinfectie te voldoen. Deze "overkill" is een buffer tegen de mogelijke fotoreactivering van bacterien. Desondanks is het probleem van de fotoreaktivering niet opgelost. Als de twee uitersten naast elkaar gezet worden, namelijk een 4 log

eenheden reactivering bij salmonellasoorten (Knudsen, 1985) en de mededeling van Legan (1982) dat geen reactivering optrad maar zelfs een extra afdoding van 1-2 log eenheden waargenomen werd, kan maar een conclusie getrokken worden: elk water zal met een proefinstallatie onderzocht moeten worden. Bovendien kan aanbevolen worden fotoreactivering te voorkomen door het behandelde water gedurende 0.5 tot 1 uur niet aan zonlicht bloot te stellen. In veel gevallen wordt hieraan door het verblijf in de effluentleiding voldaan.

6.5 Het chemisch zuurstofverbruik Alle onderzoekers die dit chemisch zuurstofverbruik onderzochten, ondermeer Wolff et al. (1979), rapporteren een correlatie tussen het chemisch zuurstofverbruik ( CZV j en de afdoding van organismen. Hoe beter het voorafgaande biologische proces zuivert, hoe beter de werking van de W desinfectie is. Deze bewering word onderschreven door Ho en Bohm (1981), Severin (1980) en Sherzer (1986). Myhrstad (1979) vindt een verwijdering van coliformen en faecale streptococcen van resp. > 5 en 2-3 log eenheden na uitsluitend een actief slibbehandeling. Wordt dit effluent ook aan een coagulatieproces onderworpen, dan stijgt de verwijdering van faecale streptococcen tot 3-5 log eenheden. Het effect van het CZV schuilt waarschijnlijk voornamelijk in de afhankelijkheid van de transmissie van het water van deze parameter: een lage CZV duidt op water met een laag gehalte aan organische stoffen en dus op een lage W absorptie en hoge transmissie. Bij hoge t&nsmissie zal een installatie doorgaans beter werken omdat de gemiddelde W dosis hoger zal zijn dan bij lage transmissie. 6.6 De temperatuur Severin (1983) onderzocht de invloed van de temperatuur op het W proces en concludeert dat deze gering is (N.B. niet bij fotoreacti~aring)ten opzichte van de andere factoren die betrekking hebben 'op het W proces. Hoe hoger de temperatuur is, hoe lager de toe te passen dosis voor 99% inactivering. Het f2 virus heeft voor 99% inactivering bij S°C en 35°C een dosis nodig van resp. 72.5 en 60.7 mJ/cm2. Deze dosis was voor E- coli resp. 11.8 en 10,7 mJ/cm2.

6.7 De diverse reactorconfiguraties ~ e vergelijken t van diverse reactoren qua efficiency is een moeilijke zaak. Johnson et al. (1984) stellen voor voor vergelijking van twee reactoren, die verschillende afmetingen hebben en verschillende debieten verwerken van water met eenzelfde transmissie, te gebruiken de 'dose rate efficiency" (DRE), gedefinieerd door: DRE

=

(intensiteit*contacttijd)/(volume reactor*input in Watt)= Is*t, /(V*W, )

Met t,

=

V/Q wordt dit:

De waarde van de DRE is proportioneel met de effectiviteit van een reactor onder ideale stromingscondities. ~iteraardmoet een VTS curve altijd gerapporteerd worden. Vergelijking kan eveneens geschieden met behulp van een standaard dosis overlevingscurve van een indicatororganisme, b.v. coliformen. Reactoren van verschillende afmetingen kunnen vergeleken worden door het vergelijken van de volumestroom per reactor bij een bepaalde, b.v. drie log eenheden, reductie van een indicatororganisme.

-

Tot op heden worden voor de vaststelling van de mate van faecale verontreiniging als indicatorlorganismen de totale hoeveelheid E-coli en faecale coliformen gehanteerd. Er is echter geen correlatie met de aanwezigheid van virussen, waarvan met name de gastroenteritisvirussen een verhoogd risico opleveren voor het optreden van maag-darmstoornissen bij zwemmers in faecaal verontreinigd water, dat aan de huidige bacteriologische normen voldoet (Cabelli, 1981; Dufour, 1984; Brown et a1.,1987). Sherzer (1986) vat diverse studies over dit onderwerp samen. Geconcludeerd kan worden dat E-coli en enterococcen betrouwbaarder indicatoren zijn dan faecale coliformen m.b.t. het aantal gevallen van gastroenteritis. Indien gesteld wordt dat 1 ziektegeval per 1000 zwemmers acceptabel is -dit wordt door Sherzer redelijk geacht- mogen niet meer dan 23 "colony forming units" (cfu) per 100 ml gemeten worden. Er valt echter wat voor te zeggen om voor recreatiewater waar slechts incidenteel het hoofd ondergedompeld wordt een hoger risico van 5 gevallen per 1000 zwemmers te accepteren. (De risicocurve is geijkt op water waar dit we1 gebeurt.) Dit komt overeen met een aantal van 60 cfu/100 ml. Een maximaal risico van 10 gevallen per 1000 zwemmers komt overeen met een aantal van 210 cfu/lOOml. In een ontwerp-voorstel van het RIVM (Havelaar.1987) worden als toelaatbare aantallen microorganismen in zwemwater voorgesteld 1000 E-coli/l, 100 enterococcen/l en 0,l enteric virussen/l. Deze waarden sluiten aan bij de normen van de Europese Gemeenschap en weerspiegelen de verhouding waarin de drie soorten organismen voorkomen in gezuiverd afvalwater. Havelaar (1987). stelt voor om de F specifieke bacteriofagen als indicator voor de aanwezigheid van humane enterovirussen te gebruiken aangezien deze fagen een grotere resistentie tegen W licht hebben dan de meeste virussen. Bovendien is dit organisme in water veel eenvoudiger te bepalen dan virussen, waarmee een virologische controle van oppervlaktewater snel en relatief goedkoop zou kunnen plaatsvinden. Chang et al. (1985) rapporteren dat enterovirussen een 3-4 maal hogere weerstand tegen W hebben dan E-coli. Een inventarisatie van de relatieve weerstand van diverse bacterien e n bacteriofagen is

gemaakt door Havelaar (1987). Deze komt op ongeveer dezelfde orde van grootte onder laboratoriumomstandigheden. Deze verschillen echter totaal met de omstandigheden in effluent. ~ader'onderzoekhiernaar is in voorbereiding. Hill et a1.(1971) constateerden dat in praktijkomstandigheden bij een Kelly-Purdy unit de afdoding van poliovirus type 1 beter was dan niet meer onder laboratorium omstandigheden. Het virus was n.1. detecteerbaar bij een toegepaste dosis van slechts 17 mJ/cm2. Dit houdt een veiligheid bij opschaling in. Alle 8 onderzochte enterovirussen hadden een afdoding onder laboratoriumomstandigheden van meer dan 99% bij een dosis van 35 mJ/cm2 en scheelden qua resistentie niet veel. el. (1987) onderzochten de W inactivering van Butler et Deze twee Campylobacter jejuni en Yersinia enterocolitica. belangrijke veroorzakers van gastroenteritis via voedsel en soms via drinkwater blijken gevoeliger voor W dan E-coli.

6.9 Combinatie met andere technieken Legan (1980) rapporteert het extra toevoegen van waterstofperoxyde. De gevormde hydroxylradicalen, die een zeer hoge oxidatiepotentiaal hebben, zorgen tegen geringe meerkosten voor bijna volledige sterelisatie. Ook Gemne et al. (1981) melden de succesvolle toepassing van waterstofperoxyde en W bij een medisch therapiebad. Venosa et el. (1984) beschrijven een proces waarbij ozon en W achtereenvolgens toegepast worden. Teneinde eenzelfde rendement m.b.t. de afdoding van de indicator-organismen te behalen, was dit gecombineerde proces goedkoper bij grote debieten (>38.000 m3/dag). Bij lagere debieten was de desinfectie met alleen W goedkoper.

Nadat een W - u n i t in gebruik is genomen, zal door verschillende oorzaken de aan het water afgegeven W energie verminderen. Deze is uiteraard optimaal bi j een nieuwe unit, waarbij aangetekend moet worden dat voor lagedruklampen rekening gehouden moet worden met een optimale lampwandtemperatuur die een maximum W output heeft bij ongeveer 40°C. Een hogedruk lamp is relatief ongevoelig voor temperatuurvariaties.

De grootte van de W output is eveneens afhankelijk van het materiaal waarvan de lampwand gemaakt is. Gewoon vensterglas i s W ondoorlatend terwijl zeer zuiver kwartsglas 98% van d e straling doorlaat (Maschelein, 1986). Dit is echter we1 vijf maal zo duur. Diverse glassoorten zoals Pyrex 9741 (40%-70%) en Vycor 791 (85%) hebben bij de gebruikelijke wanddikten een redelijk hoge transmissie bij 254 nm tegen redelijke materiaalkosten. Bij in het water ondergedompelde kwartsbuisunits kunnen de volgende oorzaken van een afname van de aan het water afgegeven W - d o s i s aangegeven worden: afname van de stralingsintensiteit van de lamp energieopname door omzetting van de zuurstof in ozon in de omhullende (koelende) luchtlaag aanslag op de binnenkant van de lampomhullende (kwarts)buis vermindering van de transmissie door de omhullende kwartsbuis aanslag op de buitenkant van de omhullende kwartsbuis diverse mechanische en elektrische defecten.

-

Bij:.de teflonbuis units of Kelly Purdy units gelden vergelijkbare vo-aarden. Diverse soorten vervuiling komen echter op andere soorten oppervlak op de binnen c.q. buitenzijde van een buis terecht. Deze oorzaken van stralingsvermindering maken het noodzakelijk de units regelmatig op diverse plaatsen te reinigen en diverse onderdelen te vervangen teneinde te voorzien in een minimaal benodigde W dosis. 7.1 Afname van de stralingsintensiteit van de lamp Door het langere tijd in gebruik zijn van de lampen zet zich geoxideerd kwik af op de lampwand als een zwart laagje. (EPA, 1986; Legan, 1980). Dit veroorzaakt een afname van de transmissie met 13% na 2000 uur. Tevens wordt onder invloed van de W straling het materiaal van de lampwand ondoorlatender voor W. Dit proces wordt solarisatie genoemd. Bij Pyrex 9741 is dit 32.5% na 230 uur, bij Vycor 791 2,5% en bij zuiver kwarts 1.1% na 230 uur (Legan, 1980). Door de warmteontwikkeling bij de elektroden zullen deze het uiteindelijk begeven. De twee eerstgenoemde oorzaken zorgen voor een teruglopen van de W output van de lampen tot ca. 50% van de initiele waarde aan het einde van de levensduur van de lamp, die bereikt is als een elektrode defect raakt. De levensduur wordt: hierdoor beperkt tot gemiddeld 7500. uur voor lagedruklampen indien als ontwerpnorm gesteld wordt dat de W Output

niet lager mag worden dan ca. 70% van de initiele output die op 100% gesteld wordt na een inloopperiode van 100 branduren. Voor hogedruklampen wordt in het algemeen een levensduur van 3000 uren aangehouden (Conacher en Waller, 1983). Maschelein (1986) stelt dat kwiklampen met hoge specifieke intensiteit een half tot een kwart en hogedruk lampen ongeveer de helft van deze periode meegaan. Bij diverse onderzoeken worden levensduren genoemd van 6000 tot 13000 branduren. Deze tijden zijn ook afhankelijk van het aantal malen dat een lamp wordt in- en uitgeschakeld. Een keer inschakelen komt grofweg overeen met een branduur (Maschelein, 1986). Het zal dus zaak zijn met d e lampen een langeduurtest te houden onder een verwacht in- en uitschakelregiem of een duidelijk aan dit regiem aangepaste garantie bij een leverancier te bedingen. 7.2 Omzetting van zuurstof in ozon Vrije zuurstof kan door W met een golflengte van 185 nm omgezet worden in ozon. Deze ozon absorbeert W met een golflengte van 253,7 nm hetgeen een verlies aan kiemdodende straling impliceert. Dat er daadwerkelijk verlies optrad werd bij een test aangetoond (Scheible, 1985). Over de grootte van dit overigens kleine - energieverlies zijn geen getallen bekend. Voorgesteld werd de buizen te koelen door zuivere stikstof in plaats van door lucht (EPA, 1986). Of de meerkosten van een dergelijke ingreep opwegen tegen de energiewinst is onbekend.

-

Maschelein (1986) stelt dat absorptie door ozon in de luchtmantel te ve-rwaarlozen is. Uiteraard is de ozonvorming mede afhankelijk van de doorlatendheid van de kwartsbuis voor W straling met een golflengte van 185 nm. Daarom wordt aanbevolen (EPA, 1986) Vycor in plaats van kwarts voor de lampbuis te gebruiken. Dit materiaal is veel minder doorlatend voor straling van 185 m. 7.3 Aanslag op de binnenkant van de lampomhullende (kwarts)buis Omdat de lampen warmte produceren en het van belang is een optimale lamptemperatuur te handhaven dienen de lampen in het algemeen gekoeld t e worden. Dit gebeurt indien nodig altijd met lucht, waardoor er een stofaanslag op de buitenkant van de lamp en de binnenkant van de omhullende buizen kan ontstaan, waardoor transmissieverlies op zal treden. Als oplossing voor dit probleem is voorgesteld de lampen met gefilterde lucht te koelen (Venosa et al., 1984; White et al., 1986). Bij een onderzoek naar vervuiling (Scheible, 1985) bleek deze aanslag verantwoordelijk voor een transmissieverlies van 7%. Kreft et el. (1986) noemt een afname van de transmissie met zelfs 14%-25%.

7.4 Vermindering van de transmissie door de omhullende kwartsbuis voor de omhullende buis geldt hetzelfde als v o o r de lampmantel. In het geval van een teflonbuis moet opgemerkt worden dat deze in nieuwstaat aanzienlijk minder W doorlaat dan een kwartsbuis. Maschelein (1986) noemt transmissies door teflonbuis van 45%- 65%.

Moderne ontwerpen met een wanddikte van 0.9 mm hebben een transmissie van 80%-90%. Scheible e n Bassell (1981) noemen het door solarisatie. ontstane verlies van transmissie een reden om de lampomhullende kwartsbuizen elke vier jaar te vervangen.

7.5 Aanslag op de buitenkant van de omhullende kwartsbuis Hieronder wordt ook begrepen aanslag op de binnenzijde, de natte kant, van teflonbuizen indien het water hierdoor stroomt. De soort aanslag (organisch en/of anorganisch) e n de snelheid waarmee deze' optreedt, is totaaz afhankelijk van de momentane kwaliteit van het t e behandelen water. Harris et al. (1987) rapporteren een anorganische aanslag van 'Ca, Mg en Fe op kwartsbuizen, terwijl bij hetzelfde water teflonbuizen hier geen last van hadden. Andere studies wezen daarentegen op een extra gevoeligheid van teflon voor vervuiling (Port Richmond). Transmissiewaarden van slechts 5% tot 30% werden genoemd voor vuile teflonbuizen (Kreft et el., 1986). Deze buizen waren 5 maanden in gebruik geweest. Na grondig reinigen liep de transrnissie op tot ongeveer 70%. Bij een teflonbuis uit een andere installatie was de transmissie na twee maanden gedaald tot 33%-47%. Nehm (1983) rapporteert een gelijke gevoeligheid en noemde een schoonmaaktermijn vanmaximaal twee maanden. Bij dit onderzoek bleek soms een grote vervuiling op t e treden die een te lage pathogenenverwijdering veroorzaakte na een tijd van minder dan drie weken tot twee maanden. Cardenas et al. (1986) noemen een termijn van een tot twee maanden. Als .organische verontreinigingen werden genoemd: schuimvorming (Ju.nkins, 1983, 1984). algen (Harris, 1987; Ho en Bohm, 1981.; Scheible en Bassell, 1981 ) en opdri jvend slib (Kirkwold, 1984 1.. Eventueel gevormd schuim moest zeer snel verwijderd worden omdat het anders uithardde en het gebruikte veegmechanisme liet vastlopen. De gevoeligheid voor vervuiling is eveneens afhankelijk van de tijd d a t d e lampen per dag aan of uit zijn. Bij langere brandtijden treedt sterkere vervuiling op.

De door het t e behandelen afvalwater afgezette aanslag is een factor van doorslaggevend belang voor de goede werking van de installatie en is vaak de vwrnaamste reden van het niet voldoen van een systeem. De aanslag moet dan ook regelmatig verwijderd en zoveel mogelijk zoals gebeurt door het aanbrengen van een voorkomen worden, polymeercoating op de kwartsbuizen van Trojan. Er bestaan diverse 'methoden om de vervuiling verwijderen: 1. mechanisch veegsysteem 2. ultrasoon 3. chemisch spoelen 4. hogedruksproeiers 5. combinaties van 1-4

van

de

buizen

te

7.5.1

Mechanisch veegsysteem

Een plaat met gaten erin waarin teflon- of ethyleen-propyleenringen aangebracht zijn die de buizen nauw omsluiten wordt door een pneumatisch systeem langs de buizen bewogen. Hierdoor worden deze regelmatig schoongeveegd. Diverse gebreken bij dit systeem werden geconstateerd. Kirkwold (1984) rapporteerde het slechte resultaat van teflonringen die vervangen werden door simmeringen. Bij een door Junkins (1983, 1984) omschreven installatie was een accumulatie van algen op de buizen er de oorzaak van dat het veegmechanisme niet goed werkte; het mechanisme zelf was ook frequent defect. Als onderhoudswerkzaamheden werd aanbevolen de ethyleen-propyleen veegringen elk jaar t e vervangen en de ketting van het veegmechanisme regelmatig te smeren. Ook Nehm (1983) noemde een defect veegsysteem terwijl Scheible en Bassell (1981) en Bear (1979) berichtten van een goede werking van zo een mechanisme, met uitzondering van slijtage aan een aandrijfkabel. Het mechanisme moet, teneinde de goede werking te k u m e n controleren, voorzien zijn van een tellermechanisme dat dagelijks gecontroleerd moet worden om vast te stellen of er inderdaad geveegd is. Zeer belangrijk is een juiste uitlijning van de buizen, omdat anders het wisresultaat slecht kan zijn en er zelfs breuk van de buizen kan optreden. 7.5.2

Ultrasoon systeem

Dif systeem was onder andere geinstalleerd in Vinton en Sufforn. De bedoeling i s dat door de ultrasone golven aanslag op de buizen wordt voorkomen of wordt losgemaakt. Het systeem voldeed alleen goed als de lampen niet brandden. Bovendien moest additionele chemische reiniging worden toegepast (Kreft et al., 1986). In het onderzochte geval bleek het ultrasone systeem een zinloze investering zeker in hard water en/of water met een hoog ijzer- en mangaangehalte. Of het goed zou kunnen werken moet met een specifiek effluent uitgetest worden. 7.5.3

Chemische reiniging

Ongeacht o f andere reinigingsmethoden toegepast worden, is het noodzakelijk gebleken periodiek chemisch te reinigen (Kreft et al., 1986). Hiervoor zijn de volgende punten van belang: - E r moet een mogelijkheid zijn een unit gemakkelijk off-line te. nemen. Het is dus noodzakelijk, behalve in het geval van de batch-installatie in Poolesville MD (Halmos, 1986), meerdere units t e hebben om de continuiteit in de bedrijfsvoering te waarborgen. Er moet een buffervat zijn om de reinigingsvloeistof in op te slaan en/of aan te maken.Dit vat moet verwarmd kunnen worden. Recirculatiepompen en de nodige appendages als kleppen en leidingen moeten aanwezig zijn.

-

-

Als reinigingsvloeistof voldoet meestal citroenzuur (0,158 in water). Hierbij is dan meestal de hulp nodig van a1 dan niet mechanisch vegen. Bij zwaardere aankorsting of als de aanslagverwijdering slechts afhangt van het contact van het zuur (zonder vegen) voldoet natriumwaterstofsulfiet goed. De transmissie van kwartsmantels werd door de behandeling weer geheel hersteld. Zwavelzuur en zoutzuur behoren ook tot de mogelijkheden. Teneinde de kosten te minimaliseren

kan een afvalzuur gebruikt worden. Een chlooroplossing die in een bepaald geval gebruikt werd, was slechts in staat een organische verontreiniging van de kwartsoppervlakken te vewijderen. Aanbevolen wordt dit schoonmaken een meal per week te doen. De geschatte tijd voor de werkzaamheden bedraagt twee uur voor het reinigen van een unit. 7.5.4

Hoge druk sproeisysteem

Hiermee kan water, een detergent of zuur gesproeid worden op vervuilde oppervlakken. Tests met teflonbuizen waren niet bevredigend. De ene buis werd we1 goed schoon, de andere niet. Door slechts enkele vuile buizen kan het rendement van een installatie sterk verminderderen.

7.5.5 Combinaties van diverse technieken De meest genoemde combinatie van technieken is een combinatie van een veegsysteem met chemisch spoelen. Dit is geen bewuste keuze geweest, maar een uitvloeisel van het feit dat vegen alleen niet voldoet. sa&nvattend kan worden gesteld dat ultrasone reinigingsmethoden en sprpeisystemen bij de gebruikte effluentkwaliteiten niet voldoen. Regelmatig met zuur spoelen voldoet goed. De spoelfrequentie zal bij de gegeven effluentkwaliteit proefondervindelijk vastgesteld moeten worden. Een W 'intensiteitsbewaking met behulp van sensoren kan hierbij een hulpmiddel zijn. Teneinde continuiteit van de desinfectie te waarborgen, bijvoorbeeld in; het geval van een incidentele verontreiniging tussen de spoelbeurten (ontsnappend slib of vet), zal tevens een continue reinigingsmethode gebruikt moeten worden. Een continu werkend veegsysteem lijkt goed inzetbaar, hoewel mechanische problemen hiermee niet zijn uit te sluiten. Een goede mechanische reiniging vergemakkelijkt ook de chemische ,reiniging, die dan bovendien met minder aggressive stoffen kan plaatsvinden. Het pogen om aanslag op de buizen te voorkomen is ook een goede zaak. Trojangebruikt hiertoe een polymeercoating op de kwartsbuizen. Om de aanslagveroorzakende stoffen uit het water t e verwijderen zou een derde zuiveringstrap in overweging genomen kunnen worden. Deze derde trap moet dan, in verband met de extra kosten, we1 een flinke additionele kwaliteitsverbetering geven. Gedacht kan worden aan een coagulatie/flocculatie voor fosfaatverwijdering of aan filtratie. Als zo'n derde trap bovendien de transmissie van het water aanzienlijk zou verhogen, kan aan kosten van W-desinfectie weer heel wat worden bespaard.

7.6 Diverse mechanische en elektrische defecten Bij diverse installaties werden de meest uiteenlopende defecten geconstateerd. Het overgrote aantal hiervan had betrekking op oververhitting van elektrische componenten als weerstanden en

transformatoren. Junkins (1983, 1984) bericht van oververhitte weerstanden waardoor het gehele systeem uitviel, oververhitte lampen bij t e lage stroomsnelheden en problemen met de voltageregeling die zorg draagt voor een verminderd energieverbruik bij geringe toevoer. Hoewel deze adequaat behoort te werken tot ongeveer een halvering van het energiegebruik, vielen de lampen a1 uit bij een vermindering tot 75% van het vermogen. Dit resulteerde in een hoog stroomverbruik. Kapotte controle lichtjes die aan moeten geven of een lamp a1 dan niet brandt, uitgebrande printplaten e n verbrande contactpunten van de waterhoogteregeling werden gesignaleerd. Enkele vloeistofstroommeters moesten t e vaak gecalibreerd worden. Bear (1979) constateerde kortsluiting in de energievoorziening door regenwater en Legan (1980) t e snel doorgebrande kathodes. Kirkwold (1984) meldt lekkageproblemen bij pakkingen. Mechanische defecten aan wissystemen kwamen regelmatig voor en er braken buizen bij het opstarten van een installatie door te hoge stroomsnelheden die ontstonden door het t e snel openen van een toevoerklep. Teneinde alle vervuiling en defecten te voorkomen en, indien toch ontstaan, snel te verhelpen, is het noodzakelijk een adequaat inspectie e n onderhoudssysteem in te voeren. Visuele inspectie van een installatie zou dagelijks moeten gebeuren. W sensors kunnen hierbij behulpzaam zijn. Hoewel ze niets zeggen over de werkelijke W intensiteit in een reactor kan een intensiteitsafname we1 geconstateerd worden (de sensor vervuilt echter ook). Lichtjes die aangeven of een buis a1 dan niet brand en een tellermechanisme bij een veegsysteem zijn eveneens nuttige hulpmiddelen. Gebleken is dat diverse componenten van installaties onbetrouwbaar kunnen zijn. Duidelijke garantieafspraken dienen daarom over de wegking van de apparatuur te worden gemaakt. Van doorslaggevende betekenis voor de goede werking van een installatie is het goed schoonhouden van alle W doorlatende oppervlakken.

41 8 KOSTEN

Daar in buitenlands onderzoek genoemde getallen met betrekking tot de kosten van een W-desinfectieinstallatie evenals de kosten van andere alternatieve desinfectiemethoden niet naar de Nederlandse situatie vertaald kunnen worden, is in opdracht van DBW/RIZA door DHV te Amersfoort een kostenevaluatie van desinfectietechnieken uitgevoerd (DHV, 1988). Daaruit is gebleken dat'naar verwachting het gebruik van W met f 5.10 per i.e. per jaar voor installaties >100.000 i.e. (f 0.09/m3 ), duurder is dan desinfectie met chloor of chloordioxide, maar goedkoper dan het gebruik van ozon of het toepassen van precipitatie/filtratie technieken. Deze kostenvolgorde geldt ook voor kleinere installaties.

-

-

Ondanks de moeilijke overdraagbaarheid van kosten volgt hieronder een opsomming van de in de literatuur te vinden financiele gegevens. Er is geen poging gedaan de bedragen om te rekenen naar guldens. Wanneer anderen dat we1 hebben gedaan, wordt het vermeld. De totale kosten van een W systeem zijn bij een gegeven debiet sterk afhankelijk van de benodigde W dosis die op zijn beurt weer afhankelijk is van de kwaliteit van het effluent ten aanzien van zwevende stof, transmissie en pathogenengehalte. Eveneens van belang is uiteraard de eis die gesteld wordt aan de resterende hoeveelheid pathogenen en aan de soort pathogenen waar deze eis betrekking op heeft. In de VS wordt bijvoorbeeld als richtlijn aangenomen een totaal gehalte aan E-coli van 2000 per liter en faecale coliformen De door het RIVM (Havelaar, 1987) voorgestelde van 200/1. normkwaliteit gaat uit van 1000 E-coli per liter, 100 enterococcen per liter en 0,l enteric virussen per liter. Aannemende dat enterococcen een ongeveer twee maal zo hoge dosis (1,s-2,s) nodig hebben als coliformen voor eenzelfde reductie en gezien het feit dat er een eis gesteld wordt aan het aantal enteric virussen, is het RIVM voorstel wat strenger dan de Amerikaanse norm. Het RIVM voorstel weerspiegelt de verhouding tussen de diverse typen organismen zoals die in gezuiverd afvalwater voorkomen. Van elk te behandelen water zal uit een bekende kwaliteit voor behandeling en een gewenste kwaliteit na behandeling een toe te dienen W dosis bepaald moeten worden. Deze dosis, tesamen met het ontwerpdebiet, bepaalt de grootte van de installatie en daarmede de kosten van de behandeling. De literatuur van voor 1981 is geinventariseerd door Veel (1982). De door hem geciteerde onderzoekers hanteerden (hoge) transmissiewaarden van 70% tot 80% en een eis aan het resterende gehalte aan faecale coliformen van 200 MPN/ml (MPN = most probable number). De levensduur van lagedrukkwiklampen wordt zo goed als altijd op 7500 uur gesteld. Afhankelijk van de grootte van de installatie lagen de omgerekende kosten tussen de 0,64 ct/m3 all-in (in jaar 1976 bij 18000 m3 dag) en 3.7 ct/m3 voor uitsluitend de bedrijfskosten (in jaar 1977 bij 75.8 m3/dag). Hierbij kwam dan nog een investering van $ 1995.

Meer recente publicaties komen met getallen die voor de Nederlandse situatie ook alleen maar indicatief kunnen zijn. Meestal wordt gerekend met nieuw te bouwen installaties, een hoge transmissie, minder strenge aan het effluent gestelde eisen, dan de hierboven genofmde en een elektriciteitsprijs van S 0.05 tot $ O,11 per kwh. De electriciteitsprijs is echter een factor van niet zulk een grote betekenis als het lijkt omdat de stroomkosten slechts 5-10 % van de totale kosten bedragen (Scheible en Bassell, 1981). Gezien de grote fluctuatie in de dollarkoers van de laatste jaren en omdat het jaartal van een publicatie geen maat is voor het tijdstip waarop de gegevens in een publicatie verzameld zijn, is het tamelijk zinloos cijfers m.b.t. kosten van dollars naar guldens terug te rekenen. Dit is daarom ook niet gedaan. We1 zijn alle gegevens omgerekend naar een gemiddeld dagdebiet in m3/dag en kosten in $/m3. In de onderstaande opsohing zijn de voornaamste financiele gegevens van diverse auteurs opgenomen. Borup en Adams (1985) komen bij een debiet van 147 m3/dag op $ 0,008/m3 all-in. Kosten voor elektriciteit, verwisselen van lampen en kapitaalslasten waren elk ca. een derde gedeelte. Kirkwold (1984) beschrijft een installatie van 20.300 m3/d. De energiekosten zijn ( $ O,05/kWh. ) $ 0,0011/m3 Het vervangen van lampen kost $ 0,0037/m3. Het hierbij behorende arbeidsloon bedraagt $ 0,0004 als aangenomen wordt dat het vervangen van een lamp een half uur kost. Het totale bedrag aan onderhoudskosten is dan $ 0,005/m3. Niet meegerekerid zijn investeringskosten en kosten van groot onderhoud zoals het vervangen van kwartsmantels.

.

Door diverse auteurs (Junkins, 1983; EPA, 1986; Venosa;. 1983) is gerefereerd aan een kostenberekening van Scheible (1981). Bij een transmissie van 60%, een eis aan faecale coliformen van 200 MPN/100 m l J e n een dosis van 60 mJ/cm2 werden bij verschillende debieten de kosten bepaald (tabel 8.1). Tabel 8.1. Kosten van W behandeling van afvalwater. Bron: Scheible, 1981. Debiet Totaal Im3/dagl CS/m31

Elektric. Onderhoud Kapitaalsk.1nvestering [S/jaarl CS/jaarl [S/jaarl [$I

Legan (1982) geeft als kosten van de behandeling van een secundair effluent, afhankelijk van de kwantiteit en kwaliteit een bedrag op tussen $ 0,004 en $ 0,008 all-in per m3. De hier toegepaste dosis was 35 mJ/cmZ. Als door toepassing van een extra injectie met waterstofperoxide bijna volledig gesteriliseerd wordt, vallen de kosten ongeveer $ 0,0026/m3 hoger uit.

Cardenas et el. (1986) noemen de huidige all-in kosten van een bestaande installatie die 6048 m 3 / d schoon effluent verwerkt bij een dosis van 15 mJ/cm2: 8 0,0238/m3. Dit bedrag bestaat voor 44% uit kapitaalskosten.

.

Venosa et a1 ( 1984 ) beschri jven een gecombineerde W - o z o n installatie. De daarbij gedane kostenberekeningen zijn in grafiek gebracht (zie figuren 8.1.t/m 8.3). Het zeer goed desinfecterende proces was bij grotere debieten dan ca. 38.000 m3 /d goedkoper. Bij debieten van resp. 3800, 38.000 en 380.000 m3/d zijn de all-in kosten voor uitsluitend het W proces bij een reductie van 4 log eenheden van faecale coliformen resp. $ 0,032, 8 0,029 en $ 0,029. Gerekend werd met een elektriciteitsprijs van 8 0,042/kWh. Het aantal aan onderhoud te besteden manuren varieerde bij het kleinst genoemde debiet en een gewenste 3-109 reductie van faecale coliformen tot het grootst genoemde debiet en een gewenste 4 log eenheden reductie van 2 uur tot 20 uur per week. Voor een 4 log reductie zou een 2.5 maal zo grote dosis noodzakelijk zijn als voor een 3 log reductie. Bij deze studie werd uitgegaan van een restgehalte aan faecale coliformen van 14/100 ml. Dit is meet dan een grootte-orde lager dan het gebruikelijke criterium. Als uitgegaan wordt van ongeveer 1,4.105 faecale coliformen per 100 ml voor een gemiddeld secundair effluent is de eerder genoemde 4 log reductie voor de kostprijsberekening reeel. Met betrekking tot het aantal aan onderhoud en noodzakelijke analyses te besteden manuren noemen White et al. (1986) 8 manuur per week voor kleine installaties met minder dan 100 lampen en 12 manuur per week voor grotere installaties met meer dan 200 lampen. In deze studie installaties w o r d e n d e werkelijke naar o p e r a t i o n e l e UV investeringskosten met betrekking tot uitsluitend d e W apparatuur genoemd. Geen rekening werd gehouden met de constructies om deze apparatuur eventueel in onder t e brengen..De kosten werden geplot in een twee jaar eerder opgestelde kostencurve (zie figuur 8.4). Deze curve was opgesteld in 1984 aan de hand van offertes van diverse leveranciers De kosten omvatten de W ruimte, de panelen voor de energievoo..ziening, controleinstrumenten, schoonmaakapparatuur, reserveonderdelen en de installatie van het geheel. Rekening. gehouden moet worden met het feit dat de meeste apparatuurspecificaties sen minimale transmissie van 50% en een .maximaal zwevende stof gehalte van 20 mg/l voorstellen. Alle installaties waren voorzien van lagedruklampen. De gegevens over de behuizing van de a p p a r a t u u r , o n d e r h o u d , vervanging en elektriciteitsverbruik waren bij deze bezochte installaties om diverse redenen niet aanwezig. Bijvoorbeeld omdat vervanging van onderdelen nog onder garantie vie1 of omdat geen aparte kwh meters voor de W apparatuur waren aangesloten. De onderzochte installaties waren in gebruik genomen tussen november 1981 en juli 1984. Uit figuur 8.4 blijkt dat de kosten van deze installaties (soms aanzienlijk) hoger lagen dan de later opgestelde kostencurve. Deze dalende tendens van de kosten k a x t resultaat zijn van concurrentie en/of verbeteringen aan ontwerp en fabricage van de apparatuur.

Over de kosten van hogedruklampen bij afvalwaterbehandeling is zo goed als niets bekend. Berson en Sachoux (1985) vergelijken de kosten van een hogedruklamp en een lagedruklamp en concluderen dat er een aanzienli j k f inancieel voordeel is bi j het toepassen van hogedruklampen. Deze berekening is niet correct omdat met vele zaken geen rekening gehouden is. Bovendien is er niets bekend van praktijkomstandigheden van ondergedompelde hogedruk W lampen m,b.t. afvalwater. Met behulp van de we1 relevante gegevens uit dit artikel is een vergelijking gemaakt tussen een lagedruklamp met een W - C rendement van 13% (41% is momenteel haalbaar, EPA, 1986) en een hogedruklamp met een W - C rendement van 6,6%. 1 Berson 2000 hogedruklamp consumeert per jaar ca. 1,97 kwh * 8760 uur 17.257 kwh. Het W - C rendement is ca. 6,6%, ergo 1 lamp produceert per uur 1.97 * 6,6% = 0.13 kwh W - C . 1 Lagedruklamp 36s (93 W, 13%) produceert per uur 0,093 * 13% = 0,012 kwh W - C . 1 hogedruklamp is dus gelijkwaardig aan 0,13 / 0,012 = 10,8 lagedruklampen, die per jaar 10.8 * 0,093 * 8760 = 8825 kwh verbruiken. Een hogedruklamp functioneert 3500 uur en een lagedruklamp 7500 uur. 10,8 Per jaar zijn dus 8760/3500 = 2,5 hogedruklampen en 8760/7500 = 12,6 lagedruklampen nodig. Dit kost resp. 2,5 * f 404 = f 1010.- en 12,6 * f 291 = f 3670. De totale kosten per jaar zijn in guldens bij een stroomprijs per kwh van 0,25 0.20 5324, 4461,

-

-

Was het rendement van de la'gedruklampen 33% dan zijn de totale kosten per jaar in guldens bij een stroomprijs per kwh van: 0,25 0.20 HD 5324, , 4461, LD 1445 + 3476 kwh 2314, 2140, -

-

-

Deze getallen behelsen uitsluitend de kostprijs van vervangende lampen en stroomkosten. Het is zeer dubieus of in dit geval de overige kosten voor investering en onderhoud van de hogedruklampen zo laag zullen zijn dat ze de hierboven genoemde hogere kosten kunnen compenseren.

9. CONCLUSIES

Uit de bestudeerde literatuur is gebleken dat hetnoodzakelijk geacht kan worden om de effluenten van rioolwater zuiverings- installaties die op oppervlaktewater met de functie zwemwater of schelpdierkweekwater lozen, te desinfecteren. De tot op heden in Nederland als goedkoopst aangemerkte e n enige toegepaste vorm van desinfectie is chloring van het effluent. D e bijverschijnselen hiervan zijn van dien aard dat chloring ten sterkste efgeraden moet worden. Een uitvoerbaar alternatief is de desinfectie met ultraviolet licht. De met dit proces geassocieerde problemen zijn inmiddels onderkend en opgelost. Een wetenschappelijke basis voor het ontwerp en de dimensionering van het proces is aanwezig en de importantie van de diverse parameters met een invloed op het proces is goed in te schatten. De belangrijkste voordelen van het proces zijn de uitstekende desinfecterende werking, het ontzien van het aquatisch ecosysteem, de kleine ruimtebehoefte die de inpassing in een bestaande installatie vergemakkelijkt, het geringe gevaar voor mensen en d e betrekkelijk geringe kosten. Een belangrijk nadeel is dat de grootte van de installatie sterk afhankelijk is van de kwaliteit van het te behandelen water, zodat tertiaire behandeling noodzakelijk zal kunnen blijken te zijn om tot een e5onomische bedrijfsvoering te komen.

In Amerika zijn inmiddels ruim 120 W installaties operationeel en functioneren merendeels tot tevredenheid. Hier is de transmissie van de effluente en in de regel zeer hoog (ca. 70%) en is de eis aan het restgehalte van pathogenen volgens de huidige inzichten niet streng genoeg. Bovendien is het zwevende stofgehalte bij de daar gedane onderzoeken meestal geringer dan in Nederland gebruikelijk is. De mogelijke invloed van de belangrijkste parameters op het W proces is bekend. Deze parameters zijn: hydraulica, transmissie, zwevende stof gehalte, fotoreactivering, onderhoud en bij lagedruklampen de buistemperatuur.

en

s l e c h t hydraulisch ontwerp staat g a r a n t voor een slechte 'pathogenenverwijdering en door slecht schoonhouden kan de aan het water afgegeven dosis met een factor 10 teruglopen. Een variatie in buistemperatuur heeft een grote invloed. Deze parameters zijn echter te beheersen onder meer door een goede bedrijfsvoering op de totale installatie. Fotoreactivering kan zeer belangrijk zijn en is totaal afhankelijk van de soort effluent, de temperatuur en het type installatie en kan uitsluitend proefondervindelijk bepaald worden. Het lijkt echter verstandig in het ontwerp hiermede rekening te houden. Het voorkomen ervan Vergt een niet blootstellen aan zonlicht van ca. een half uur. Een in Nederland gebruikelijke transmissie van 35-40% vergt een ca. 4 maal zo grote installatie als onder Amerikaanse omstandigheden gebouwd werden en waarvan gegevens bekend zijn. Dit lijkt gezien de

kosten onaanvaardbaar. Gegevens over kosten onder Nederlandse omstandigheden gebaseerd op een minimale transmissie van 50% liggen a1 aanzienlijk hoger dan Amerikaanse gegevens over deze kosten. Een gehalte aan zwevende stof introduceert altijd een niet te verwijderen restgehalte aan pathogenen. In redelijkheid kan aangenomen worden dat een gehalte van 30 mg/l te hoog is en dat 20 mg/l bij een hoge transmissie een grens is waar beneden het proces nog economisch aanvaardbaar en goed werkt. Een combinatie van een lage transmissie en een hoog zwevende stofgehalte zal het toepassen van het W proces zo goed als zeker onmogelijk maken. Het meest geschikt voor W behandeling lijken effluenten van goede kwaliteit, bijvoorbeeld daar waar een tertiaire behandeling als fosfaatverwijdering of filtratie reeds plaatsvindt of bij zeer laag belaste installaties zonder nabezinkproblemen. Vooropgesteld moet worden dat bij elk effluent de werking van het W proces met behulp van een proefinstallatie bestudeerd moet worden, hetgeen zowel bij drinkwater- als afvalwaterbehandeling een gebruikelijke zaak is. Het zal dan noodzakelijk zijn dat de soort en toegestane aantal indicatororganismen genormeerd worden om een duidelijk inzicht te kunnen krijgen in de grootte van de te ontwerpen installatie.

10. AANBEVELINGEN

Het is aan te bevelen onderzoek te verrichten naar d e haalbaarheid van W-desinfectie van effluenten van rioolwaterzuiveringsinrichtingen. Immers, de in Nederland gebruikelijke transmissie van gezuiverd afvalwater van ongeveer 40% heeft tot gevolg dat, vergeleken met de VS, waar deze doorgaans 70% bedraagt, een zeer groot deel van de ultraviolette straling door absorptie verloren gaat. Dit leidt tot een groot verschil tussen gemiddelde effectieve en nominale stralingsdosis. In Nederland zullen altijd meer lampen moeten worden ingezet dan in de VS, wat leidt tot relatief hogere kosten. Mogelijke toekomstige verscherping van de microbiologische kwaliteitseisen voor effluenten zal de kosten verder doen toenemen. Uit een dergelijk onderzoek moeten voorts gegevens beschikbaar komen over de relatieve resistentie van diverse groepen en typen microorganismen, met name virussen, om te komen tot een verantwoorde keuze van modelorganismen voor procesbewaking en procesbeoordeling. Mocht blijken dat W-desinfectie van effluenten niet zonder meer haalbaar is, dan kan aan een tweetal vervolgonderzoeken worden gedacht

.

Ten eerste kan d e waterstofperoxide worden echter dat een stof aan toepassing van alleen W

combinatie van UV met dosering van onderzocht. Nadeel van zo'n combinatie is het water wordt toegevoegd, wat juist door wordt voorkomen.

Ten tweede kan W-desinfectie na tertiaire behandeling van afvalwater worden bestudeerd. Indien in de toekomst defosfatering en/of filtratie algemeen zouden worden toegepast, dan mag verwacht worden dat de effluentkwaliteit aanzienlijk zal verbeteren ten aanzien van transmissie en aantallen microorganismen. Gevolg hiervan is dat W desinfectie dan eerder haalbaar is omdat in verdergaand gezuiverd water minder organismen gedesactiveerd behoeven te worden.

11. GERAADPLEEGDE LITERATWR Blootstelling van de mens Anoniem (1986) W straling: ultraviolette straling. Den Haag, Min. v. WVC, Rapport 09.

aan

Anoniem (1987) Ultraviolet dose bioassay of Bacillus subtilis spores. HydroQual Inc., Mahwah, New Yersey, Report Nr. TRJN0010. Anoniem (1987a) Water Pollution Control Federation Disinfection Committee Assessing the need for wastewater disinfection. J. Wat. Pollut. Control Fed. 59, 856-864. Bear, G. (1979) W Treatment of secundary wastewater effluents interim report. Public Works, Feb., 59-61.

-

an

Berg, G., Dahling, D.R., Brown, G.A. en Berman, D. (1978) Validity of fecal coliforms. total coliforms and fecal stre~tococcias indicators of viruses in chlorinated primary sewage ef ffuents Appl Environ. Microbiol. 36, 880-884.

.

.

Berson, J.J. en Sachoux, P. (1985) Sterilization of water by ultraviolet irradiation: high pressure or low pressure lamps? Eau, industrie et nuisances, 94, 55-58. Bonnevoy, X., Schutzenberger, H., Boutin, P. en Maurin, J. (1978). Possibilite d'utilisation du rayonnement W pour la decontamination des eaux de mer en thallassotherapie et des eaux residuaires urbaines epurees. T. S. M. de 1' eau, 78, 337-342. Bqrup, M.B. en Adams, V.D. (1985) Upgrading wastewater lagoon effluents with the W / sedimentation process. J. Wat. Poll. Control Fgi. 57, 196-200. Brown, J.M., Campbell, E.A., Rickards, A.D. en Wheeler, D. (1987) Sewage pollution of bathing water. The Lancet Nov. 21, 1208-1209. Budowski, E.I., Bresler, S.E., Friedman, E.A. en Zheleznova, N.V. (1981) Principles of selective inactivation of viral genome. 1. W induced inactivation of influenza virus. Arch. Virol. 68, 239-248. Butler, R.C., Lund, V. en Carlson, D.A. (1987) Susceptibility of Campylobacter jejuni and Yersinia enterocolitica to W irradition. Appl. Environ. Microbiol. 53, 375-378. Cabelli, V.J. (1981) Epidemiology of enteric viral infections In: Viruses and waste water treatment. (Edited by Goddard, M. and Butler, M.) Oxford, Peraamon Press, p 291-304. Cardenas, R.R., Ravina, L.A. en Lindsey, D. (1986) Pilot to full scale ultraviolet disinfection at the Suffern Wastewater Treatment Plant. J. Environ. Systems 16, 25-56.

Chang, J.C.H., Ossoff, S.F., Lobe, D.C., Dorfman, M.H., Dumais, C.M., Qualls, R.G. an Johnson, J.D. (1985) Ultraviolet inactivation of pathogenic and indicator microorganisms. Appl. Environ. Microbial 49,

1361.

-.

Conacher, 3. en Waller, D. (1983) The new challange t o chlorination comes from ultraviolet. Afr. Water Sewage 2, 9, 10, 14. Coulter, J.B. (1983) Don't chlorinate sewage. In: Municipal Waste Water Disinfection, Proc. 2nd National Symposium 26-28 tan. 1982 (Edited by Venosa, A.D. et 1 , EPA 600/9-83-009, p 1-23, PB 83-263848. DHV ( 1 9 8 8 ) Kostenevaluatie van desinfectietechnieken. Riikswaterstaat, Dienst Binnenwateren/RIZA Dufour, A.P. (1984) Bacterial indicators quality. Can. J. Publ. Hlth. 75, 49-56.

of

recreational

EPA (1976) Disinfection of wastewater. Task Force Environmental Protection Aqency, Washinqton DC, EPA-430/9-75-013, NTIS 76046733.

water

Report. &U Rapport Nr.

EPA (1986) U.S. EPA Desiqn Manual Municipal Wastewater Disinfection. U.S. ~nvironmental ~rotevtion Agency, - Cincinnatti, OH, U. S.A., Rapport Nr. US EPA/625/1-86-021.

.. .

'

...

Gemne, G., Hoffner, S. en Stenstrom, T.A. (1981) Disinfection of water in a medical. therapy pool with W irradiation. Vatten 3, 265-274. Haas, C.N. en Sakellaropoulos, G.P. (1979) Rational analysis of W disinfection reactors. Presented at ASCE national conference of environmental engineers, San Fransisco, CA. Halmos, E.E., Jr. (1986) Treating sewage in one tank. Civil Eng. (ASCE) 56 (4), 64-65. Harm, W. (1980) Biological effects of ultraviolet irradiation. Cambridge University Press 1980. Harris, G.D., Adams, V.D., Sorensen, D.L. en Dupont, R.R. (1987) The influence of photoreactivation and water quality on W disinfection of secondary municipal wastewater. J. Wat. Pollut. Control Fed. 59, 781-787. Harris, G.D., Adams, V.D., Sorensen, D.L. en Curtis, M.S. (1987a) Ultraviolet inactivation of selected bacteria and viruses with photoreactivation of the bacteria. Water Res. 21, 687-692. Havelaar, A.H. (1987) Zwemmen, lozingen. HZ0 20, 543-547.

gezondheid

en

desinfectie

van

-

Havelaar, A.H., Pot-Hogeboom, W.M., Koot, W. en Pot, R. (1987) Fspecific bacteriophages as indicators of the disinfection efficiency of secondary effluents with W radiation. Ozone Sci. Technol. 9,353367. Hill, W.F., Akin, E.W., Benton, W.H. en Hamblet, . F.E. (1971) Viral disinfection of estuarine water by W. J:Sanitary Eng. Div. 97(SA5), 601-615. Benton, W.H. an Akin, E.W. (1970) Hill, W.F., Hamblet, F.E., Ultraviolet devitalization of eight selected enteric viruses in estuarine water. Appl. Microbiol. 19, 805-812. Ho, L.W.A. en Bohm, P. (1981) W disinfection of tertiary and secundary effluents. Wat. Pollut. Res. J. Canada 16, 33-44. Hubly, D.W. (1983) Risk assesment of wastewater disinfection. In: Municipal Waste Water Disinfection, Proc. 2nd National Symposium 26-28 Jan. 1982 (Edited by Venosa, A.D. et al.), EPA 600/9-83-009, p 1-23, PB 83-263848. Hunter, J.V., Toffoli, G. en Mueller, R. (1987) Origins of volatile halogenated compounds. Proc. 41st. Industrial Waste Conf. May 13-15, 1986, Purdue University, p 401-407. Hussain, S.F. et al. (1980) Studies on viral interference induced by rinderpestvirus. Zbl. Vet. Med. B, 27, 233-244. Jacob, S.M. en Dranoff, J.S. (1970) Light intensity profiles in a perfectly mixed photoreactor. AIChE Journal 16, 359-363. Johnson, J.D., Aldrich, K., Fransisco, D.E., Wolff, T. en Elliot, M. (1979) W disinfection of secondary effluent. In: Progress in wastewater disinfection technology (Edited by Venosa, A.D.), p 108-116, Proc. Nat. Symp. EPA 600/7-79-018. Johnson, J.D., Qualls, R.G., Aldrich, K.H. en Flynn, M.P. (1983) Ultraviolet. disinfection of a secondary effluent: Dose measurement and filtration effects. U. S. ~nvironmental Protection Agency, Cincinnatti, OH, Report Nr. EPA 600/9-83-009. Johnson, J.D., Qualls, R.G. en Venosa, A.D. (1984) Ultraviolet Disinfection of a secondary effluent: Measurement of dose and effects of filtration. U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnatti, OH, Rapport Nr. EPA 600/2-84-160, NTIS PB 85-114023. Junkins, R. (1983) Operation and maintenance of selected ozone and ultraviolet disinfection systems.In: Municipal, Waste Water Disinfection, Proc. 2nd National Symposium 26-28 Jan. 1982 (Edited by Venosa, A.D. et al.), EPA 600/9-83-009, p 1-23, PB 83-263848. Kelly, C.B. (1961) Disinfection of seawater by W radiation. Am. J. Public Health 51 Kirkwold, D. (1984) Disinfecting with ultraviolet radiation. Civil Eng. Magazine, ASCE Dec., 62-64.

51 Klitzing, W.D., Mecke, P. en Pasch, J. (1979) Desinfection von Abwasser durch energiereiche W Strahlung. Forum Stadte-Hygiene 30, Mai ..+

.

~e~ionelia "

Knudson, G.B. (1985) Photoreactivation of W-irradiated pneumophila and other Legionella species. Appl. Environ. Microbiol. 49, 975-980.

Kreft, O.P., Scheible, O.K. en Venosa, A.D. (1986) Hydraulic studies and cleaning evaluations of ultraviolet disinfection units. J. Wat. Pollut. Control Fed. 58, 1129-1137. Lee, N.E. (1982) Ultraviolet irradiation of municipal wastewater; evaluation on effects on organic constituents. Environ. Int. 7, 403-408. Legan, R.W. (1980) W disinfection chambers require custom designing. Water and Sewage Works Reference Edition, June 30, R 56-R 61. Legan, R.W. (1982) Alternative disinfection methods W and ozone. Indust. Water Eng. 19, 12-25. Maschelein, W.J. (1986) Behandeling licht. H20 19, 350-359. Myhrstad, J.A. (1979) Disinfection irradiation. NIPH Ann. 2, 11-16.

van of

water

-

a comparison of

d.m.v.

sewage

by

ultraviolet ultraviolet

Nehm, P.H. (1983) Operating experience disinfection secondary effluent with pilot scale ultraviolet units. In: Municipal Waste Water Disinfection, Proc. 2nd National Symposium 26-28 Jan. 1982 (Edited by Venosa, A.D. et a . EPA 600/9-83-009, p 167-183, PB 83-263848. Oliver, B.G. en Cosgrove, E.G. (1975) The Disinfection of Sewage Treatment Plant Effluents Using Ultraviolet Light. Can. J. Chem. Eng. 53, 170-174. Oliver. B.G. en Carev. J.H. alternative to chlorination. 2619-2624.

..

(1976) Ultraviolet disinfection: an J. w&. Pollut. Control Fed. 48,

Ouelette, R.P. en Farrah, O.G. (1978) New technologies for water disinfection. Electrotechnologie Vol. 1: Wastewater treatment and separation methods, p 113-137. Petrasec, A.C., Wolf, H.W., Esmond, S.E. en Andrews, D.C. (1980) Ultraviolet Disinfection of municipal wastewater Efluents. U.S. Environmental Protection Aqency, Cincinnatti, OH, Raport Nr. EPA 600/2-80-102, NTIS No PB81-111049. Qualls, R.G., Flynn, M.P. en Johnson, J.D. (1983) The role of suspended solids in ultraviolet disinfection. J. Wat. Pollut. Control Fed. 55, 1280-1285.

-

.-

Qualls, R.G., Ossoff, S., Chang, J.C.H., Dorfman, M.H., Dumais, C.M., Lobe, D.C. en Johnson, J.D. (1985) Factor controlling sensitivity in ultraviolet light disinfection of secondary effluents. J. Wat. Pollut. Control Fed. 57, 1006-1011. Qualls, R.G. en Johnson, J.D. (1985) Modeling and efficiency of ultraviolet disinfection systems. Water Res. 19, 1039-1046. Qualls, R.G.

en Johnsen, J.D.

(1983) Bioassay and dose measurement in

W disinfection. Appl. Environ. Microbiol. 45, 872-877. Roeber, J.A. en Hoot, F.M. (1975) Ultraviolet disinfection of . S activated sludge effluent discharging to shellfish waters. U Environmental Protection Agency, Cincinnatti, OH, Rapport Nr. =A-600/2:75-060, NTIS NO PB-249460. Scheible. O.K., Binkowski, G. en Mulliaan. 11979) Full scale - . T.J. evaluation of .a secundary effluent. Proc. Nat. .on Prog. in Wastewater Disinfection Technology (Edited by Venosa, A.D.), U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnatti, OH, EPA 600/7-79-018.

shp.

Scheible, O.K., Fondran, A. en Leo, W.M. (1983) Pilot invesfigation o f , ultraviolet wastewater disinfection at the New York City Port 2nd Richmond Plant. In: Municipal Waste Water Disinfection, pro;. National Symposium 26-28 Jan. 1982 (Edited by Venosa, A.D. et al. ) , EPA 600/9-83-009, p 202-225, PB 83-263848. Scheible, O.K. (1987) Development of a rationally based disign protocol for the ultraviolet light disinfection process. J. Wat. Pollut. Control Fed. 59, 25-31. Scheible, O.K. en Bassell, C.D. (1981) Ultraviolet disinfection of a secondary wastewater treatment plant effluent. Proc.' of Wastewater Disinfection Alternatives-State of the Art Workshop, 52nd Annual WCPCF Conference, Houston ,TX, 1979. U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnatti, OH, Rapport Nr. EPA 600/S2-81-152, NTIS No. PB81 242125. Severin, B.F. (1980) Disinfection of municipal wastewater effluents with ultraviolet light. J. Wat. Pollut. Control Fed. 52, 2007-2018. Severin, B.F. (1983) Disinfection of municipal wastewater effluents. 51st Ann. Wat. Pollut. Control. Fed. Meeting, session 41, Anaheim, California. Severin, B.F. en Suidan, M.T. (1985) Ultraviolet disinfection for municipal wastewater. Chem. Enq. Proq. 81, 37-44. Severin, B.F. (1982) Kinetic Modeling of microbial inactivation by ultraviolet light. PhD Thesis, University of Illinois at Urbana Champain, Urbana, Illinois. (Diss. Abst. Int. PT. B Sci & Eng, 43, N0.9.)

-

Severin, B.F., 'Suidan, M.T. en Engelbrecht, R.S: (1984) Mixing effects in W disinfection. J. Wat. Pollut. Control Fed. 56, 881-888.

Severin, B.F., Suidan, M.T. en Engelbrecht, R.S. (1983) Effects of temperature on ultraviolet light disinfection. Environ. Sci. Technol. 17, 717-721. Severin, B.F., Suidan, M.T. en Engelbrecht, R.S. (1983) Kinetic modeling of W disinfection of water. Water Res. 17, 1669-1678. Severin, B.F., Suidan, M.T., Ritman, B.E. en Engelbrecht, R.S. (1984) Inactivation kinetics in a flow-through W reactor. J. Wat. Pollut. Control Fed. 56, 164-169. Shertzer, R.H. (1986) Wastewater disinfection Wat. Pollut. Control Fed. 58, 174-180.

-

time for a change? J,

Singer, M. en Nash, M. (1986) Light intensity models for annular Ultraviolet disinfection reactors. AIChE 32, 1902-1907. Suidan, M.T. en Severin, B.F. (1986) Light intensity models annular W disinfection reactors. AIChE Journal 32, 1902-1907.

for

Tittlebaum, M.L., Pavoni, J.L., Maloy, B.F. en Kochert, T.L. (1980) The consultants viewpoint on alternative disinfectants. Public Works Jan., 40-41. Trager, H. (1984) Entkeimung von Abwasser durch W-Bestralung. Munch. Beitr. zur Abwasser 38, 415-432. Veel, P.W. (1982) Ultraviolet licht en de waterzuivering. TH Delft, Vakgroep Gezondheidstechniek, Rapport Nr. 82-13. Venosa, A.D., Petrasec, A.C., Brown, D., Sparks, H.L. en Allen, D.M. (1984) Disinfection of secondary effluent with ozone / W. J. Wat. Pollut. Control Fed. 56, 137-142. Venosa, A.D., Wolf, H.W. en Petrasek, A.C. (1978) Ultraviolet disinfection of municipal effluents. Water Chlorination: Environ. Impact Health Eff., Proc. Conf., 1977, Vol. 2, 675-684. Venosa. A.D. (1983) Current state of the art of disinfection. J. Wat. Pollut. Control Fed. 55, 457-466.

wastewater

Whitby, G.E., Palmateer, G., Cook, W.G., Maarschalkerweerd, W., Huber, D. en Flood, K. (1984) Ultraviolet disinfection of secondary effluent. J. Wat. Pollut. Control Fed. 56, 844-850. White, G.C. (1978) Disinfection of wastewater and water for reuse. Van Nostrand Reinhold Co., New York, NY, 10020 U.S.A. White, S.C., Jernigan, E.B. en Venosa, A.D. (1986) A study of operational ultraviolet disinfection equipment at secondary treatment plants. J. Wat. Pollut. Control Fed. 58, 181-192. Wolf, H.W., Petrasec, A.C. en Esmond, S.E. (1979) W disinfection of secondary effluent. Tex. Eng. Exp. Stn. Tech. Bull. 19 (2), 4-14.

-

Wolf, H.W.,

Petrasec. A.C.

en Esmond.

S.E.

(1979) Utilitv of W

Yip, R.W. en Konasewitch, D.E. (1972) Ultraviolet sterilization of its potential and.limitations.. water Pollut Control (Canada) water 110 ( 6 ) , 14-18.

-

.

Zukovs, G., Kollar, J, Monteith, H.D., Ho, K.W.A. en Ross, S.A. (1986) Disinfection of low quality wastewaters by ultraviolet light irridiation. J. Wat. Pollut. Control Fed. 58, 199-206.

TEKENINGEN EN TABELLEN

UIT

a.

Longsdoorsnede

fig. 3.1 Kelly-Purdy unit. (Bron: Havelaar 1986)

fig. 3.2

Teflon buis omringd met UVlampen. (Bron: EPA design manual 1906)

Dwarsdoorsnede

.....

l. .I

fig. 3.3

Polyrneer buis unit met rneerdt rijen (Eden, Wis) (Bron: Kreft, 1986)

......

Durchf lu13 : rnox 10 rn3/h Bestrahlungszeit: ca 1 s UV-Strohler: 6 Stck je 30W Entlodungsstrecke: 80 cm 11 Watt UV254nm fig. 3.4 Polymefr buisunit met CPn tcflon buis. (Bron: Klitzing et dl. 1979)

UV-Entkeimungsanlage Sonderbauweise

fig. 3.5

Polymeer buisunit met twee concentrische teflonbuizen. (Bron: Klitzing et dl. 1979)

nl. Number of Rows ol Teflon Tuber

fig. 3.6

Efficiency van het teflonbuissysteem afhankelijk van het aantal buissijen. (Bron: EPA design manual, 1986)

fig. 3.7 W desinfectic unit te Suffcrn, NY. [Bron: Kreft, 1386)

adopter for UV detector

--* \

baffle distribution tube with holes i n bottom /

=Effective

volume = 5.82 liters

F u l l volume

fig. 3.8 PWS d e s i n f e c t i e u n i t . (Bron: Johnson & Q u a l l s , 1979)

F u l l volume = 11.0 l i t e r s

fig. 3.9 Aquafine d e s i n f e c t i e u n i t . (Bron: J o h n s o n & Q u a l l s , 197'3)

fig. 3.10 T r o j a n d e s i n f e c t i e u n i t . (Bron: Whitby e t dl. 1984)

.

9.77 lifers

m~+f$j? 7E W PAML

-OUTLEI

INTERNAL BAFFLC WALL

FLOW PATTERN

E m PAIYL TO.

VIEW

S CONCENTRIC CIRCLES O F

fig. 3. 1 1 W desinfection unit te Vinton, Iowa (Bron: EPA design manual, 1986)

Centarl!na Spacing (Horixonlal)

d.=

Ouartz D i a m e t e r

,

Z

./" fig. 3.12 De uniforme configuratie. (Bron: EPA design manual, 1986)

Sleeve L a m p ITypicall (a) Uniform Array

fig. 3.13 De verschoven configuratie (BrOn: EPA design manual, 1386) ( b l Staggered U n i f o r m Array

= Arc L e n g t h

fig. 3.14 De concentrische configuratie. (Bron: EPA design manual, 1986)

fig. 3.15 De teflon buis unit. (Bron: EPA design manual, 1986)

0

Berekende intensiteit als functie van _u s3, 1000 d e W - d i c h t h e i d bij verschillende 0.1 lampconfiguraties. (Bron: EPA design manual, 1986)

fig. 3.1G

0.2 0.40.6 1.0. 2

4 6

10

20

40

tabel 3 . 1 A l g e m e n e k a r a k t e r i s t i e k e n v a n W - H ~ - e m i s s i e , b r o n n e nx ( B r o n : M a s c h e l e i n , 1986) I[$!A

I I g I A l ; ~ . ~ p l ~ ~ L . Lrtlatrlc.. L~,~d~

Ilronl!.],r

I;l.byJruL, v s m r L;dhl*le

vtw?rvrrr.;#rand I!F

G;b\druk

l l l J l l mh

l l l l l ' m

StdrlJuur

3.5

mill.

I I

1 - I ' m b

I I d r u l hnlp rwdcmcnl a

s

dircrl

dircci

S min,

411

40

40

l l ~ l A

middcnJruk

.

"

411

1 har

1.3 har

5-X " > i n

d~rccl

nicl hrrstl,lh.,~r

mnJjcn I<SIl.CI

--

0plim:olc ~cn~pcrsluur.C

SbiXc h~~rgll~L

411

-

~-

.?(I> t711

'M..i\ima:~l.Jrul' Ily-\c~nll.~mpco 1311~11111 harl mcl 1, = 1 1 ~ 21 unrdcn mirrJcrgubruiLl v m r doinlcctie t a r > r,,aur. II c I L c ~ a J r - L ~ l h n d c . t ~ ~ z m d ~wrui,nl n ~ r c r LlY-lirh! ~ ~ n y o l l l m18J.YmmuitJan ~lr hrt r y ~ m c ~ ~ ~ p ~ r u a m d ~ L i c ~ l ~ ~ J ~ . . '

O p ~ ? r ~ ~ r l i l !1;lrnFn .c: :r.h;8wrrJ np Jc I r c h n ~ r L \*n c~#lllinur. ~tummlaJin&uurdrn rn* nix$t . r p p B h 8 in Jr. lhlr! Ir.li.sc~ch.hl~~ .l:llll~clllllllll

t

Pulse Input

101

I

1;

Time Tracer Step inpul

Islovela concentration)

/

lbl

Time (El

IF-curve)

Curves a, b e n c als resultaat van drie alternatieve methoden van tracerinjectie (Bron: EPA design manual, 1986)

fig. 4.1

(shut.olf tracer)

Timo

fig. (Bron: EPA design manual, 1906)

1 I Y I AFrEn ,"I",

0.0.0..

mlll.C

-TWEORElICAI D E T E N I I O I I T l Y E . I 8 SEC.

o

10 a0 .YO T Y E AFTEII W R N H O OFF I A L l I 8 E C J

b

.,

io 30 Y AFTER TURUHO OFF 8ALTCBLCI

,b T

fig. 4.3. \rTA curves voor kwartssysteem te Vinton (Bron: Kreft, 1986)

40

fig. 4.4 VTA curves voor kwarts te Suffer: (Bron: Kreft, 198G)

0

'O

1 . T Y E AFTER l U I W N 0 OFF SALT WEC.1

.

T

fig. 4.5

VTA curves voor teflon buis unit te Eden (Bron: Kreft, 1986)

0

a

4 I 8 ID 12 T W E AFTER I M Y I M O OFF SALT 1SEC.J

14

10

260 ppn

fig. 4.6

VTA curves voor Trojan 2000 systeem te Wappinger Falls (Bron: anonymous, Hydroquall, 1987)

Run

A

fig. 5.1 gerniddelde intensiteit als functie van d e UV dichtheid e n absorptiecoefficient in de uniforme lamp configuratie. (Bron: Scheible, 1987)

COLIFORH STANDARD = 1 4 F c / i C ~i,,,

a l l - i n k o s t e n v o o r e e n 3800 m 3 /d installatie. (Bron: Venosa, 1984)

f i g . 8.1

fig. 8.2

A l l - i n k o s t e n v o o r e c n 38.000 n 3 / d installatie. (Bron: Venosa, 1984)

A l l - i n k o s t e n voor e e n 95.000 n3/d installatie. (Bron: Venosa, 1984)

f i g . 8.3

fig. 8.4

Kapitaalkosten voor W-apparatuur bij zes installaties en eerdere EPA schattingscurve.

fig. 8.5

Schatting van aantal manuren per jaar voor bediening en onderhoud. (Bron: EPA design manual, 1306)

fig. 8.6. Schatting van correlatie tussen zwevende stof en faecale coliformen verwijdering (Bron: EPA design manual, 1986)

-9

.................. ..............