Van goed naar beter water

T E C H N I S C H E HOGESCHOOL

Afdeling der Weg- en Waterbouwkunde

Van goed naar beter water

Een-en-twintigste vakantiecursus in drinkwatervoorziening 9 en 10 januari 1969 te Delft

Overdruk uit H 2 0

Tljdschrift voor drinkwatervoorziening en afvalwaterbehandeling

Reeds zijn in onderstaande volgorde in boekvorrn verschenen de voordrachten vad de volgende cursussen: 1. Filtratie, 2. Vervaardiging van buizen voor transport- en distributieleidingen, 3. Winning van grondwater, 4. Waterzuivering, 5. Hygienische aspecten van de drinkwatervoorziening, 6. Het transport en de distributie van leidingwater, 7. Keuze, aantasting en bescherming van materialen voor koud- en warmwaterleidingen, 8, 9 en 10. Enige wetenschappelijke grondslagen der waterleidingtechniek I, 11 en ID, 11. Radioactiviteit, 12. Het grondwater, 13. De Rijn, 14. Nieuwe ontwikkeling in de waterleidingtechniek op fysisch, chemisch en biologisch gebied, 15. De watervoorziening en de industrie, 16. Gebruik van moderne statistische methoden, 17. Kunstmatige infiltratie, 18. De biologie van de watervoorziening, 19. Snelfiltratie, 20. Physische technologic van de waterzuivering.

Voorwoord

Steeds belangrijker wordt de plaats welke het post-akaderniale onderwijs aan de Afdeling der Weg- en Waterbouwkunde van de Technische Hogeschool Delft inneemt. Na een aarzelend begin zijn thans verschillende Stichtingen voor dit doe1 werkzaam en groot is het aantal cursussen dat elk jaar op het gebied van gezondheidstechniek, verkeerskunde, bouwtechniek en civiele techniek wordt verzorgd. De oudste vorm van post-akademiaal onderwijs wordt echter gevonden bij de Vakantiecursus in Drinkwatervoorziening, welke thans voor het 21e jaar in successie wordt gegeven. De belangstelling voor deze cursus is groot en nog steeds stijgend, waardoor ditmaal weer een nieuw record van 246 deelnemers kon worden geboekt. Typerend voor onze tijd is ook het onderwerp van deze cursus, van goed naar beter water. In materieel opzicht zal de affluent society van morgen geen betekenende kwantitatieve tekorten meer vertonen, doch ten aanzien van de kwaliteit der voorzieningen liggen de verhoudingen helaas minder gunstig. Het besef over dit tekort groeit en op bijna elk gebied wordt om een verhoging van deze kwaliteit gevraagd. Wij willen betere woningen, betere wegen, betere recreatievoorzieningen, beter onderwijs en ook beter water. De Afdeling der Weg- en Waterbouwkunde is ervan overtuigd dat deze Vakantiecursus in Drinkwatervoorziening hiervoor een belangrijke bijdrage kan geven. Namens de Voorzitter van de Afdeling der Weg- en Waterbouwkunde Prof. ir. L. Huisman

L. HUISMAN: Introduction to the 21. Holiday course in drinking water supply, Delft Technical University In the Netherlands, the price of water from a public supply is nowadays so small as to be almost negligeable, corresponding to only one pack of cigarettes per week for an average family of four. This water is also of good quality, non-corrosive and free from pathogenic or poisonous substances. On the other hand, however, shortconlings may be noted which make the water less pleasant to use. As example may be mentioned a large varation in temperature, the presence of colour, taste and odour, a high or variable salt content, a great hardness, a larger amount of organics, etc. These shortcomings are not new and treatment systems for improvement already exist for a long time. They are not applied because the water industry is afraid that the public at large is not willing to pay for the additional cost. This may have been true in the past, but is certainly not the case for the affluent society of to-morrow. In future a good water qtiality is insufficient and an excellent quality is required, for which purpose additional treatments are necessary, such as storage, artificial recharge, slow sand filtration, softening, demineralization, use of ozone and activated carbon, etc. The polishing systems will be dealt with in detail in the subsequent lectures. C. BIEMOND: Standards for surface waters The water industry has entered into a srage of ,,water management" 1.e. redistribution of resources, corrective measures, safeguarding. This means that a major part of our work is going to be applied outside of our own undertakings. We are forced to change the outer world and not simply accept it. Elements of an insidious nature in surface water resources can be: mineral salts, heavy metals, phosphates, nitrates, organic compounds, pesticides, oils, radionuclides. We shall limit the discussion to a few standards for the quality of a sufficiently healthy surface water and select the following: BODB = 5-6 ppm, COD (dichromate) perhaps 15-20 ppm, oxygen saturation 70 %, ammonium NH4 0,6 ppm. Returning to the insidious elements the heavy load of mineral salts in the water of Rhine river was mentioned; about the increasing phosphate-load it was suggested that the natural solution would be the withholding of phosphates in sewage treatment works; about pesticides some figures were given and it was pointed out that water works policy in regard to this danger should be based on: vigilance, preventive through administrative control over the fabrication and repressive through an alarm system and by disposition in all !he works depending on surface water of a large stock of water and by treatment with active carbon. TJ. HOFKER: Open storage reservoirs Storage reservoirs are indispensable for drinking water supply in case of shortage of riverwater during dry periods or in case of unacceptable quality. Storage reservoirs also contribute to improve the raw water quality. The improvement is caused by equalization and by physical and bacteriological orocesses of selfpurification. In this article formulas are developed of the effect of storage on the chloride- and on the ammoniumconcentration. As an example of what can be achieved the complex of storage reservoirs in the ,,Brabantse Biesbosch" is considered.

a better biological equilibrium, to widen the field of applications and to improve the capacity, the efficiency and flexibility of slow sand filtration, a number of measures can be taken: e.g. roofing, adequate pretreatment and conditioning of the raw water, equalising raw water quality, recycling of the effluent, heating of the water. By recycling of ozonised effluent the removal ratio of organic matter can be increased considerably at the same time resulting in a higher production capacity. K. HABERER: Artificial ground-water replenishment as a method for improving water quality Real ground-water is still the best source for a public water supply, but the amounts available are limited and in densely populated and highly industrialized regions unsufficient to satisfy the demand. Here, recourse must be taken to surface waters in rivers. By the application of artificial replenishment this surface water may be converted in an artificial ground-water, facing the surface water to travel through the sub-soil by which an improvement in water quality (bacteriological, chemical and physical) will occur. Real ground-water, however, originates from rainfall and artificial ground-water from often rather polluted surface waters. To obtain a comparable quality, pre-treatment is now necessary to remove the major part of oxydisable material, which otherwise would result in oxygen depletion and the dissolution of iron, manganese, etc. while by the increased carbon dioxyde content the water may become agressive, dissolving calcium and magnesium carbonate when present in the sub-soil. A judicious design of the recharge works, supplying the water high above of the groundwater table or applying intermittent infiltration can also help greatly to prevent anaerobic conditions. These conditions would not only deteriorate the quality of the water recovered, it may also effect the operation of the recharge works, clogging the means for supplying and especially those for abstracting water. The changes in water quality during the underground travel are described in detail as well as the methods for preventing deterioration as much as possible. L. VAN DER BURG: Activated carbon and ozone Ozonization is an old technique, originally intended to disinfect drinking water, but nowadays more and more in use for the amelioration. of taste and odor. Activated carbon is used to remove organic material from water by adsorption. Very little is known of the specific organic substances from water of the river Rhine, although some 200 different species were found. The mechanism of adsorption is briefly discussed, both the equilibrium and the kinetics. Even the smaller molecules of taste and odors are not removed fully, because of the partition of organic material between the carbon and the water. Moreover the contacttime is too short for o ~ t i m a ladsomtion. Carbon bedfilters are theoretically better, but microorganisms are growing lively, what gives way to high numbers of these organisms in the effluent and a burning taste; this prevents application of carbon bedfilters. The treatment of water with ozone is favorable for the microbiological character, viruses, colloidal iron, but especially for taste and odor. Activated carbon and ozone never can furnish a complete purification of surface water, not even in such oligitrophic lakes as the Norwegian and the Scottish ones. Only as a part of a series of purification-steps activated carbon and ozone lead to ,,better water".

TH. G. MARTIJN: Improvement of water quality by means of artificial recharge In the field of drinking water supply, artificial recharge has already been applied for a long time, the main purpose being to transform surface water with varying characteristics into groundwater of a more constant quality, which will be safe for public supply. Shortcircuiting of water currents has to be avoided if the improvement of bacteriologicai and organic quality is aimed at. However, the variations in salt content of surface water can only be smoothed out by promoting a strong variation in detention time and - if necessary - even accepting short-circuiting. In this paper the author tries to outline the problem and gives a few suggestions for possible solutions. As an example the use of water from the river Rhine for public supply in the Netherlands is considered.

C. VAN DER VEEN : Central softening In a large part of the Netherlands water is hard so that watersoftening has to be considered. The author resumes the different methods and compares central softening to incidental conditioning by the users of publicly supplied water. Both economic and hygienic aspects are considered. It appears that central softening is both better and cheaper if watersoftening is applied on a large scale. As incidental softening of water starts to be applied in the Netherlands, be it on a small scale as yet, the advantages of central softening are now considered more in detail by a KIWA studygroup.

C . J. VAILLANT: Secondary filtration Some aspects of dry filtration and slow sand filtration, both being biological processes, are discussed. Rapid dry filtration with surface loads of 3 to 6 ma/h per m2 has proved its high effectiveness in removing high contents of ammonia from groundwater, that needs preliminary treatment by softening with Ilme. Although the conventional slow sand filtration is very attractive for the removal of organic matter and low contents of ammonia, its possibilities of application under certain conditions are rather limited. In order to avoid anaerobic conditions in the filterbed, to maintain

J. R. A. LUDERT: Desalination The stage of development of the main waterdesalination processes and their most striking technical aspects are discussed. A comparison is made of the investment costs and power requirements of flash evaporation, electrodialysis and hyperfiltration (reverse osmosis). An indication is given of possible uses of desalination depending on the natural water supply situation in different areas, especially in the Netherlands. The importance of the con~binationof desalination with other means of water supply is stressed together with the necessity of evaluation of these possibilities by those familair with water supply and water distribution.

PROF. IR.L. HUISMAN

21e Vakantiecursus in Drinkwatervoorziening ,,Van goed naar beter water" Algemene inleiding Aan het drinkwater afgeleverd door een waterleidingbedrijf, moeten vele eisen worden gesteld. Het water moet onschadelijk zijn voor de gezondheid, aangenaam in het gebruik, te allen tijde in voldoende hoeveelheid en onder voldoende druk ter beschikking staan en tegen lage prijs worden geleverd. Aan de eis van onschadelijkheid wordt door de openbare watervoorziening altijd we1 voldaan, aan de eis van voldoende hoeveelheid onder voldoende druk doorgaans, doch bij de eisen van aangenaam zijn in het gebruik en lage prijs doet zich een controverse voor waarbij naar een compromis moet worden gezocht, dat naar tijd en plaats grote verschillen kan vertonen. In Curaqao worden de toiletten met gedestilleerd water gespoeld, terwijl anderzijds op vele plaatsen ter wereld het zout in de soep kan worden gemist daar het water zelf a1 voldoende hartig is.

Ten aanzien van de bovengenoemde tegenstelling tussen kwaliteit en prijs is ook in Nederland van een verschuiving in het optimale evenwicht sprake. I n de crisisjaren v66r de tweede wereldoorlog was de waterprijs ongetwijfeld de belangrijkste factor en

Afb. 1

betrachtte de arbeidende bevolking de uiterste zuinigheid om de waterrekening maar zo laag mogelijk te houden. I n onze ogen onbegrijpelijk lage waterverbruiken waren hiervan het gevolg, bv. niet meer dan 40 liter per hoofd en per dag voor huishoudelijke doeleinden in de provinciale hoofdsteden van de beide Hollanden. Na de tweede wereldoorlog hebben de levensomstandigheden in Nederland zich echter fundamenteel gewijzigd met als gevolg dat ook het waterverbruik voor huishoudeliike doeleinden (inclusief lekverliezen) een sterke stijging vertoonde, in de periode 19521967 voor Nederland als geheel van 81 tot 109 liter per hoofd en per dag of met niet minder dan 2 % per jaar (afb. 1). Van bedrijf tot bedrijf vertoont deze stijging echter nog grote verschillen, in het bijzonder als functie van de tariefvorm. Bij vastrechttarief en een betaling onafhankelijk van het werkelijke verbruik is de stijging gering. Voor dezelfde periode 1952-1967 als bovengenoemd bedroeg de stijging bij voorbeeld in Amsterdam

van 91 tot 111 liter per hoofd en per dag

Rotterdam

van 121 tot 122 liter per hoofd en per dag

- Huishortdeliik waterverbruik (i~tclusieflekverlies) in liter per

hoofd per dug.

Bij metertarief en de betaling evenredig aan de werkelijk afgenomen hoeveelheid was de stijging veel groter, bij voorbeeld in Den Haag

van 66 tot 89 liter per hoofd en per dag Haarlem van 48 tot 88 liter per hoofd en per dag of in het laatstgenoemde geval een toeneming in het huishoudelijk verbruik van ruim 4 % per jaar. Uit de bovenbeschreven ontwikkeling van het huishoudelijk verbruik kunnen twee interessante conclusies worden getrokken: a. een levering van 120 liter per hoofd en per dag bevredigt alle huishoudelijke behoeften van de gemiddelde Nederlander van vandaag; b. het geld dat voor het water moet worden betaald is geen reden meer om extra zuinigheid te betrachten. De eerste conclusie is voor dit betoog van weinig belang, hoewel bijzonder interessant voor de raming van het toekomstige waterverbruik. Uit de tweede conclusie volgt dat het watergeld - voor een gemiddeld gezin gelijk aan 66n pakje cigaretten per week - ook door de bevolking zelf als een

Afb. 2 -

'

-

I

geconstateerd, waarvan als belangrijkste mogen worden genoemd: a. een sterke wisseling in temperatuur bij gebruik van oppervlaktewater; b. een hoge kleur bij gebruik van grondwater uit veengebieden; c. het periodiek optreden van reuk en smaak, vooral bij bedrijven die direct of indirect Rijnwater verwerken;

d. een sterke wisseling in zoutgehalte, c.q. een constant hoog zoutgehalte; e. een hoge hardheid met als gevolg kalkafzettingen in textiel, in boilers en geisers bij verwarming; FLOCUUTEUR

DECANTEUR

>E PREIiIAITEMENT OE L'EAU BRUTE

PILIRE

RLGUUTEUR

CUVE D'OZONATlON DE L'EAU FILTREE

RLSERVOIR D'EAU TRAlTlE

I

I

Afb. 3 - Schbn~adu traite~nentd'kpurafion (Techniques et Sciences Municipales no. 4 1967).

verwaarloosbare post op het huishoudbudget wordt gezien. Enerzijds had dit tot gevolg dat de door de watermeter geschapen achterstand in waterverbruik en hygiene grotendeels is verdwenen. Anderzijds lijkt de gevolgtrekking toelaatbaar dat een doorberekening van de kosten verbonden aan een verdere verbetering van de waterkwaliteit op weinig weerstand zal stuiten.

b. het water behoort aangenaam te zijn in het gebruik.

Zonder enige twijfel voldoet het drinkwater in Nederland aan de negatieve eis van onschadelijkheid en komen hierin pathogene organismen noch toxische stoffen in schadelijke concentraties voor. Aan de positieve eis dat het water aangenaam is om te gebruiken, dat het bijdraagt tot het welbevinden en zo indirect tot de gezondDe bovengegeven gevolgtrekking van heid van de mens, wordt echter niet het relatief geringe belang van een overal en te allen tijde voldaan. Inverdere verhoging van de waterprijs derdaad kunnen in dit opzicht ook in ter verbetering van de waterkwaliteit, Nederland tekortkomingen worden kan ook nog op een andere wijze worden geadstrueerd. Daartoe is in afb. 2 de verhouding tussen waterverbruik Afb.4 - Flowdiagram (The Stockholm Waen electriciteitsverbruik aangegeven. terworks 1964). Uitgaande van totale prijzen van 40 cent per m3 water en 10 cent per k w h electriciteit, kost 250 liter water evenveel als CCn kwh electriciteit. In de bovenbeschouwde periode 1952-1967 is de verhouding tussen water- en electriciteitsverbruik echter gedaald van 50 tot 25 liter per kwh, terwijl voor de toekomst op een nog verdere verlaging mag worden gerekend. Dit betekent intussen dat de kosten van het waterverbruik nog slechts 10 % van die van het electriciteitsverbruik uitmaken. Wie zuinig wil zijn en geld wil sparen kan dit 10 maal zo effectie£ bij electriciteit als bij water doen. In het voorgaande is reeds opgemerkt, dat aan het door de waterleidingbedrijven afgeleverde drinkwater 2 kwaliteitseisen moeten worden gesteld: a. het water moet onschadelijk zijn voor de gezondheid;

f. de aanwezigheid van assimileerbare organische stof met als gevolg nagroei in het leidingnet, daling van het zuurstofgehalte en vermindering van de biologische kwaliteit . Deze tekortkomingen zijn niet nieuw en evenrnin behoeven voor het wegnemen van de hieraan verbonden bezwaren nieuwe technieken te worden ontwikkeld. Uiteraard zijn daaraan we1 kosten verbonden en in Nederland wordt nog teveel gevreesd, dat de bereidheid om voor deze extra kwaliteitsverbetering te betalen nog niet algemeen aanwezig is. De Commissie inzake voorbereiding van Vakantiecursussen in Drinkwater is echter van mening, dat deze stelling niet meer geheel juist is en binnenkort geheel onjuist zal zijn. Ook Nederland bevindt zich in de overgangsfase naar een ,,affluent society" waar de vraag naar beter water steeds luider zal klinken. Evenals de gezondheidszorg zich ontwikkeld heeft van het genezen van ziekten tot het bevorderen van de toestand van optimaal welzijn uit lichamelijk, geestelijk en maatschappelijk oogpunt, zal ook de openbare drinkwatervoorziening niet langer kunnen volstaan met de levering van onschadelijk water, doch zich positief op de verstrekking van zo goed mogelijk water moeten instellen. Om daarom voorbereid te zijn is deze Vakantiecursus georganiseerd. De extra kwaliteitsverbetering als bovenbedoeld kan op verschillende manieren worden gerealiseerd, waarbij enerzijds een bepaald proces diverse doeleinden kan dienen en anderzijds eenzelfde resultaat op meerdere wijzen kan worden bereikt. Door het water v66r de zuivering geruime tijd in open bekkens te bewaren, kunnen variaties in zoutgehalte door menging worden afgevlakt en anderzijds assi-

verschil van 5 cent tussen een kop koffie en een kop thee. Wanneer nu door verbetering van de smaak, door verlaging van het zoutgehalte e.d. de bevolking er toe overgaat om twee koppen koffie door evenveel koppen thee te vervangen, dan wordt een besparing van 10 cent per persoon en per dag bereikt. Bij een waterverbruik van 120 liter per hoofd en per dag mag de waterprijs hiervoor met 80 cent per m3 worden verhoogd!

Afb. 5

- Drinkwaterbereidirrg Antwerpen.

mileerbare organische stof alsmede reuk- en smaakverwekkende stoffen door zelfreiniging worden weggenomen. Is bij spaarbekkens peilvariatie, dit wil zeggen een wisseling in de watervoorraad mogelijk, dan kan met selectieve inname zelfs een verbetering van de gemiddeld ingenomen waterkwaliteit worden bereikt, zoals door ir. Hofker nader zal worden uiteengezet. Ir. Martijn behandelt dezelfde voorraadvorming in de porien van doorlatende zand- of grindformaties, waarbij echter tevens door menging een temperatuurafvlakking kan worden verkregen, terwijl de verwijdering van organische stof nu door absorptie wordt versterkt. Tijdens de zuivering kan de kleur van het water en het gehalte aan organische stof en reuk- en smaakstoffen met ozon en actieve kool worden gereduceerd, zoals ir. Van der Burg zal aangeven, terwijl het gehalte aan minerale bestanddelen door ontharding en ontzouting kan worden gewijzigd en ver-

minderd, waarop ir. Van der Veen en ir. Ludert nader zullen ingaan. Aansluitend op het normale zuiveringsproces kan een verdere kwaliteitsverbetering door nafiltratie worden verkregen, hetzij langs kunstmatige weg waarover ir. Vaillant zal spreken, hetzij langs natuurlijke weg hetgeen tot het terrein van dr. Haberer behoort. In het voorgaande is reeds gewezen op de extra kosten aan deze bijlcomende zuiveringsprocessen verbonden. Hoe groot deze kosten zijn, zal door de verschillende sprekers zo goed mogelijk worden benaderd. Tegenover deze kosten staat intussen niet allCBn een onweegbare verbetering van de waterkwaliteit, dit wil zeggen een niet in geld uit te drukken verhoging van het menselijk geluk en welbevinden. Dat bij ontharding door betere warmteoverdracht en minder onderhoud en bij ontzouting door geringere corrosie reele besparingen kunnen worden verkregen is we1 duidelijk. Ir. Vaillant maakte mij echter attent op het prijs-

Afb. 6 - Drinkwaterbereiding Frartkfurt am Main (Wassenoerk Frankfurt a. Main).

Ook met de bovenvermelde technieken is het intussen nog niet mogelijk om uit elk ruw water de gezochte betere kwaliteit drinkwater te bereiden, terwijl het gewenste resultaat uiteraard gemakkelijker en goedkoper kan worden bereikt wanneer het uitgangsprodukt van betere hoedanigheid is. Welke minimum eisen in dit verband aan de kwaliteit van het oppervlaktewater behoren te worden gesteld, zal door ir. Biemond vooraf worden aangegeven. Hoewel in Nederland nog niet of nauwelijks toegepast, vindt het polijsten van de waterkwaliteit in de ons omringende landen van West-Europa reeds op ruime schaal plaats. Dat daarbij lcosten noch moeite worden gespaard moge uit de in afb. 3 tot en met afb. 6 weergegeven voorbeelden blijken, waarbij het klassieke proces van coagulatie, bezinking en snelfiltratie wordt aangevuld door: ozon en actieve kool in Parijs; langzame zandfiltratie in Stockholm; storage en langzame zandfiltratie in Antwerpen; filtratie over actieve kool en bodeminfiltratie in Frankfurt, zelfs in die gevallen waar de kwaliteit van de grondstof aanzienlijk beter is dan van het Rijnwater, dat voor de toekomstige drinkwatervoorziening van ons land op grote schaal zal moeten worden gebruikt.

IR. C . BIEMOND

Normen aan oppervlaktewater te stellen Ons vak is watervoorziening en dat heeft een weinig gecompliceerde jeugd gehad: in die - nu zo onbesmet lijkende - 19e eeuw zocht men zich een goede winplaats uit, waar de waterkwaliteit nauwelijks zorgen opleverde, hetzij een schone rivier, hetzij een uitstekend grondwater. De distributie leverde een aantal gewichtige problemen op: materiaalkeuze voor het leidingnet, normalisatie van ingebouwde armaturen, ontwerp van pompmachines, zinkers, brandkranen en - nadat beseft werd dat de binnenleidingen met hun toestellen een verlenging van de verantwoordelijkheid opleverden - ook de normalisatie en de controle van deze apparatuur. Met dat werk, plus de aan levering verbonden beheersbehandelingen, heeft een generatie van onze voorgangers zich beziggehouden. Het moet gezegd worden dat er meestal we1 enkele facetten van waterbereiding voorkwamen: oppervlaktewater voerde slib mee en grondwater vaak ijzer, substanties die men door een filtering door zand achterhield. Het langzame zandfilter, waarvan de biologische werking nog onbekend was, werd ook bedoeld als een mechanische bewerking. De waterbereiding kreeg een nieuw gezichtsveld door de ontwikkeling van de bacteriologie. Er waren altijd bacillaire ziekten voorgekomen, maar het bleek nu dat een centrale watervoorziening, eenrnaal onwetend besmet, een bijzonder werkzaam verbreidingsmiddel opleverde voor bacillaire besmettingen, vooral van darmziekten, die een hoge mortaliteit opleveren. Het klassieke voorbeeld werd Hamburg (1892). Hiermee deden de bacteriologen en de bacteriologische normen hun intrede. Natuurlijk werden ook chemici bij de waterbemiding betrokken, want in de watersamenstelling vie1 heel wat te bestuderen. Men ging werken aan de hardheid, de kleur, de zuurgraad, de organische stof en begon de bereiding aan te vullen met vaak ingenieuze additionele processen. Met alle waardering voor deze opleidingsschool voor wCCr een volgende generatie, kan men intussen constateren dat er intrinsiek aan de kostprijs nagenoeg niets veranderde, want deze werd verreweg voor het grootste deel bepaald door de distributie en overigens bij de bereiding door de aanleg van de grote filters waar de gehele oncomprimeerbare afzet doorheen moest worden gevoerd. De additionele chemische processen werkten met hulpstoffen die goedkoop waren en met toestellen van geringe omvang. Eigenlijk was er nog weinig veranderd. Ik kom nu aan de generatie, die het begrip waterhuishouding zag verschijnen. Het was wegens toenemende verontreiniging geleidelijk moeilijker geworden om goed oppervlaktewater te vinden en de grondwaterwinning werd geattaqueerd vanwege landbouwbelangen. De watervoorzieners moesten buiten de muren van hun bedrijf gaan kijken en zich verdiepen in andere sferen van menselijke activiteit: scheepvaart, landbouw, visserij, recreatie, industrie; er drongen in hun wereld vraagstukken door van afvalwaterlozing, afvalprodukten van industrieen en mijnen, koelwaterlozingen, anorganische en organische gifstoffen, radioactieve splijtprodukten, enz.

Geleidelijk gingen deze problemen een zo grote plaats innemen bij de produktie van kleurloos, reukeloos en smakeloos water, geleidelijk ook drongen zulke dringende aspecten van de veiligheid der levering naar de voorgrond, dat de vroeger overheersende aspecten, bijvoorbeeld van bacteriologische aard, naar de achtergrond werden verdreven, omdat deze - in vergelijking met de nieuwe - we1 gewichtig bleven, maar geen grote zorgen meer opleverden. Na het tijdperk van het onderzoeken en begrijpen der onderlinge verbanden in de waterhuishouding, waaraan een generatie bezig was, is nu ingeluid de periode van ,,watern~anager?~ent", de algemene mobilisatie voor de herverdeling, de correctie, de sanering, de veiligstelling - zo goed mogelijk - van de grondstof der watervoorziening. Daarachter dient zich reeds aan de probleemstelling van de watervernieziwing, waarbij het zal gaan om de zodanige bewerking dat een eenmaal gebruikt en verontreinigd water tot de volledige status van natuur-rein water kan worden teruggebracht. De in deze cursus te behandelen onderwerpen kunnen voor een goed deel tot de ,,watermanagement", de bedrijfsleiding van de waterbeweging, worden gerekend. Deze bedrijfsleiding zal zich nu in toenemende mate buiten de poorten van het bedrijf gaan afspelen. D e aanleiding voor die onderzoekingen buiten eigen terrein - zodadelijk voor daadwerkelijk optreden buiten ons eigen bedrijf - wordt te ener zijde gevormd door een complex van weerspannige bestanddelen, waarmee wij in de eigen waterbehandelingen niet voldoende overweg kunnen. Wij moeten onszelf een zekere lijdzaamheid verwijten, dat wij ons a1 zolang zoveel moeite geven om CCn tienduizenste deel, ook we1 CCn miljoenste deel, soms CCn miljardste deel van het ruwe water daaraan met veel kosten te onttrekken, zonder dat wij ons actiever bezighouden met de lozers die deze bijmengselen toevoegen. Op de lozingspunten kunnen die bijmengselen waarschijnlijk veel beter en goedkoper worden tegengehouden. Wij merken, dat wij ons onbewust gedragen hebben als een kleine ondernemer, die de ,,Urnwelt" als een onveranderbaar gegeven aanziet. Zulke weerspannige bestanddelen kunnen zijn: minerale zouten, zware metalen, fosfaten en nitraten, complexe organische stoffen, detergenten, bestrijdingsmiddelen, olien en vetten, splijtingsprodukten. A1 deze stoffen zijn een afzonderlijke behandeling waard, maar wij moeten ons beperken met het oog op de afgemeten tijd. Wij zullen zodadelijk enkele wat meer gaan belichten. Anderzijds zijn er verontreinigingen, vooral in het oppemlaktewater, afkomstig van de lozing van meer normaal afvalwater, dus de assimileerbare organische stoffen, die - a1 naar hun gevarieerde samenstelling - in het mineralisatieproces verschilknde tussen- en eindpro-

dukten kunnen opleveren, die van gans andere aard zijn dan zou volgen uit: Het assimilatievermogen van de natuur is onbegrijpelijk groot; daardoor is de aarde zo lang schoon en bewoonbaar gebleven. Wat nu - en sterker nog in de toekomst - op rivieren aan afvalstoffen wordt geloosd is zoveel, dat de natuurlijke afweerkrachten ontoereikend zijn of gaan worden. In 1965 werden in het Duitse stroomgebied van de Rijn 40 B 50 rniljoen inwonerequivalenten afvalwater in zuiveringsinrichtingen behandeld, voor het grootste deel alleen mechanisch, dus geheel onvoldoende. Daarnaast zijn ongetwijfeld grote hoeveelheden geloosd zonder enige zuiveringsinrichting te passeren. Het totale aantal inwonerequivalenten, dat de Rijn te verwerken krijgt, laat zich slechts globaal gissen. Hiertegen is de rivier niet bestand en dat uit zich in een aantal factoren van de watersamenstelling, waarvan ik nu opnoem: biochemisch zuurstofverbruik; chemisch zuurstofverbruik; zuurstof-verzadiging; ammoniak-gehalte; aantal colibacterien. Het is niet moeilijk om voor deze factoren ontstellende cijfers te geven, zoals die nu worden waargenomen. Onze vraag moet echter zijn - en dat is het eigenlijke onderwerp van deze les - hoe zouden ze moeten zijn om van een gezonde toestand te kunnen spreken en is dat te bereiken? Daarbij moeten wij bedenken dat de grondslagen voor zulke streefwaarden niet alleen aan de openbare watervoorziening worden ontleend, maar even goed aan industriele belangen, aan die van de landbouw, de recreatie, de visserij. Mijn betoog houdt in hoofdzaak rekening met de belangen van onze bedrijfstak. a. BOD5 is een maat voor het gehalte aan biologisch assimileerbare organische stof; de proef bootst de de zelfreiniging van vervuild water na. Zij stamt uit het onderzoek van afvalwater, zij heeft echter beperkingen en deze worden sterker voelbaar bij oppervlaktewater, dat toch - gelukkig - vele malen schoner is dan afvalwater: ruw huishoudelijk afvalwater bezonken afvalwater gezuiverd afvalwater Emscher (oct. 1965) Rijn bij Duisburg (oct. 1965) Rijn bij Vreeswijk (1964) Rijn bij Vreeswijk (1967) Voor een schone rivier zou men 2 mg/l kunnen stellen. Bij lage afvoer is 15 OJo van de afvoer van de Rijn water dat ergens als afvalwater werd geloosd. De Rijn blijft in de toekomst waarschijnlijk zichzelf gelijk in hydrografisch opzicht, maar het aandeel afvalwater zal vermeerderen; laten wij eens stellen tot 40 %. Stel nu verder dat de helft hiervan zover sh-oomopwaarts van Lobith is geloosd dat dit deel daar biologisch verwerkt is en dat de verwerking van de andere helft nog moet beginnen. Verder nemen wij aan - en ik geloof dat wij dat voor de

toekomst mogen veronderstellen - dat alle afvalwater biologisch gereinigd wordt geloosd. Het water van de rivier bij Lobith zou dan behelzen CCn deel met BOD5 van 20 en vier delen met BOD5 van 2, of gemiddeld 5,6. Een toepasselijke norm voor de maximum-waarde van 5 h 6 mg/I zou realistisch zijn. Voor de huidige verhoudingen zou de Rijn een maximumwaarde van BOD5 = 4,7 mg/l moeten aanwijzen. Wij wezen echter op de beperkingen van de proef: het water kan toxische stoffen bevatten die de biologie van de proef in de war sturen; de aanwezige organische stoffen kunnen slecht assimileerbaar zijn. Wij mogen niet op deze Bne norm varen; zij heeft een te grote foutenmarge. b. chemisch zuurstofverbruik is in onze branche van oudsher bepaald door kortstondig koken van het watermonster met een standaardoplossing van K M n 0 4 . Het permanganaat wordt dan aangenomen te zijn gereduceerd tot MnO, hetgeen betekent dat een KMn04verbruik van 4 mg/l overeenkomt met een consumptie van 1 mg/l zuurstof. Een waarde voor drinkwater kan men stellen op 4 B 10 mg/l, hetgeen dus wil betekenen 1 B 2,s chemisch zuurstof-verbruik. Maar deze waarden mogen wij volstrekt niet op BBn lijn stellen met BODcijfers, want het chemische oxydatie proces is krachtiger en geeft uitkomsten die, in zuurstof uitgedrukt, altijd belangrijk hoger liggen dan de BODE-cijfers. Maar eigenlijk is dat permanganaat als oxydatief niet krachtig genoeg. Er is nu in de USA een analyse uitgewerkt met kaliumdichromaat, K2Cr207, en deze kan uitkomsten geven die, in zuurstof uitgedrukt, 2 B 3 maal zo hoog liggen als de uitkomsten van de KMn04-bepaling. Dit wordt nu in de huidige literatuur COD genoemd en de waarden daarvan kunnen bijvoorbeeld 4 x zo hoog liggen als de BOD5cijfers. De normstelling voor de kwaliteit van een gezond oppewlaktewater ligt voor KMnOe-verbruik op 25 & 30, dus op een zuurstofverbruik van ongeveer 7 mgll. Wegens de onvergelijkbaarheid van dergelijke uitkomsten verdient de norm geen aanbeveling. Voor de moderne COD-waarde zou misschien een norm van I5 h 20 mg/l uit de bus kunnen komen. Opnieuw is daarbij verondersteld dat alle geloosde afvalwater volledig biologisch gereinigd wordt. Water uit veengebieden kan door hoog humuszuurgehalte een aanmerkelijk hogere waarde vertonen. c. Wij komen nu aan de zuurstof-verzadiging, naar mijn gevoel, het duidelijkste en eenvoudigste symbool voor een gezond oppewlaktewater. Men is het we1 algemeen eens over een norm van tenminste 70 % voor een gezonde rivier. d. De ergste bedreiging voor een goed zuurstofgehalte, vormt het hardnekkige en veeleisende ammonium, N&+. De hoge arnmoniumgehalten moeten voor een goed deel worden toegeschreven aan het huishoudelijk af valwater. In het dieet moet voor de natuurlijke stofwisseling proteine zijn opgenomen; dat wil zeggen dat er grosso mod0 ook evenveel verwerkte proteine wordt afgescheiden. In die afscheidingen wordt stikstof teruggevonden in de vorm van ureurn NH2.C0.NH2. Bacterien splijten die stof, waardoor er C02 en NH3 overblijven. Het laatste is de bron van ons N&+. Een gemiddeld mens scheidt per dag ongeveer 10 gram

stikstof af; een klein deel blijft achter in het bezinkende slib, verdwijnt ook wellicht als vrije stikstof, maar in het biologisch volledig gezuiverde afvalwater is daarvan nog ongeveer tweederde over in de NHc-vorm en ongeveer eenderde in de geoxydeerde vorm: NO2 of NOS. Minstens zestig procent van de ureum-stikstof komt in het geloosde effluent voor als ammonium-stikstof. De oxydatie van ammoniak verloopt zeer traag; dat blijkt a1 dadelijk uit het feit dat het aerobe actief-slib proces van de afvalwaterzuivering slechts een klein derde deel oxydeert; het blijkt ook uit vergelijking van de gemiddelde gehalten in het rivierwater tussen Lobith en Gorinchem, een afstand van 88 km, een stroomtijd van 2 dagen: Lobith

Gorinchem mgP NH4+

Over deze afstand dalen duidelijk de waarden voor BOD5 en permanganaatverbruik, het eerste met 37 %, het tweede met 19 %; de zelfreiniging is dus we1 aan de gang, maar ammoniak is het hardnekkigste element in het geloosde afvalwater. Laat ons eens analyseren, wat er op de Rijn gebeurt. Het stroomgebied boven Lobith wordt bewoond door 40 miljoen mensen; aannemende dat het afvalwater van 85 % direct of indirect op de rivier terechtkomt, zou er per dag bij volledige biologische zuivering als N H 4 geloosd worden: 0,85 x 40.000.000 x 10 g.N x 0,6 = 204.000.000 g.N of per seconde 2350 g.N. Bij een gemiddelde afvoer van 2000 m3/s, dus 1,2 g.N/m3 of 1,5 mg/l bij lage afvoer natuurlijk meer en door de huidige onvoldoende zuivering eveneens meer. Het is duidelijk, dat de gevonden waarde niet het gehalte in Lobith kan voorstellen, want een deel wordt onderweg zeker gernineraliseerd; anderzijds is er ook aanvoer van ammoniak van industriele herkomst. Maar het is toch geoorloofd om aan te nemen, dat huishoudelijk afvalwater een belangrijk aandeel heeft in de ammoniak te Lobith. Vier k vijf maal het gehalte aan N+4 moet als zuurstof aan het water worden onttrokken om volledige oxydatie te bewerken.

m;

Onze reinigingsprocessen, natuurlijke en chemische, worden ongunstig be~nvloeddoor de ammoniak in het ruwe water; physische processen als coagulatie gaan daaraan voorbij. Kunnen wij een norm stellen voor het gehalte, dat nog aanvaardbaar is in een gesaneerde rivier? De WHO stelt 0,5 mgll, de IWSA (1961) stelde 0,6 mgfl, een van Duitse zijde voorgestelde norm stelt 0,2 k 1,O mg/l. Mij dunkt dat wij ons aan kunnen sluiten bij 0,6 nzgll. Dat zou betekenen, dat onderzocht moet worden of een verder gaande oxydatie in de afvalwaterzuivering kan worden verkregen. e. Het aantal aanwezige co1ibacterii;n in een volumen water levert een indirecte norm van hygienische betekenis.

Zij kan een kans voorstellen op het voorkomen van de rechtstreeks gevaarlijke pathogene bacterien en virussen. Die kans hangt af van de mate waarin de ziekten, die zij veroorzaken, in het stroomgebied endemisch zijn. In ons klimaat wil dat zeggen: weinig, maar niet nul. Naar orde van grootte kan men de volgende opstelling bezigen voor de waarschijnlijke aantallen bacterium coli per liter: huishoudelijk afvalwater biologisch gezuiverd afvalwater water van de Rijn in Nederland drinkwater Uit deze opstelling moet ons opvallen dat de afvalwaterzuivering relatief zo weinig doet aan de hygienische kwaliteit. Gezuiverd afvalwater bevat pathogene kiemen. Verspreiding in een stromende rivier leidt in de zelfreinigingsprocessen a1 spoedig tot een sterke vermindering. Uit een oogpunt van watervoorziening wordt geen norm gesteld. Bijzonder gewichtig is dit aspect echter voor de recreatie. In de gestelde normen is echter verschil: 1000 of ook we1 10.000 per liter. Het is duidelijk dat er een extra behandeling van het effluent van zuiveringsinrichtingen nodig is om aan zulke veikgheidsnormen te voldoen. Een sterilisering met chloorgas ligt voor de hand en wordt in de USA aanbevolen. Onderzocht zou moeten worden of de verwijdering van het hardnekkige ammonium misschien met hetzelfde proces kan worden verkregen. Wij komen nu terug op de weerspannige bestanddelen, waartegen onze bereidingsprocessen vaak moeten falen; wij moeten zien wat er buiten onze bedrijven tegen gedaan kan worden. 1. minerale zouten kunnen worden uitgedrukt als verdampingsrest of in het kenmerkende chloridegehalte. Hier gaat het vooral om de bereikbaarheid van een bepaalde norm. Als grenswaarde voor de verdampingsrest wordt vrij algemeen 500 mg/l aangehouden; AWWA beveelt aan te streven naar 200 mg/l, maar dat is een waarde, die in ons land net zo min als in de aan verzilting blootstaande delen van de USA, ooit gehaald zal kunnen worden.Tegenwoordig is een normale waarde voor het water van de Rijn 600 mg/l, bij kleine afvoer oplopend tot 1000 mgjl. Voor de Maas is 350 mg/l een normale waarde. Chloride neemt bij de Rijn een aandeel van 25 k 30 OJo in de verdampingsrest; bij de Maas ongeveer 10 %. Men ziet hieruit de grote invloed van de kunstmatige zoutlozingen die het Rijnwater denatureren. Bij normale afvoer bestaat de verdampingsrest voor meer dan de helft uit onnatuurlijk geloosd chloride, sulfaat, natrium, calcium en magnesium, tezamen ongeveer 600 kg/s. Van a1 deze lozingen maakt het door de Franse kalimijnen geloosde Na Cl 36 % uit; van de geloosde chloriden 47 %. Onderhandeld wordt over de vermijding van deze zoutlozing, omdat vaststaat dat hiermee grote financide schade in Nederland wordt aangericht, aan landbouw en industrie. Gesteld nu eens dat Nederland in de hoge kosten van achterhouding van het Franse zout een financiele bijdrage zou geven van f 5 i f 10 miljoen per jaar; dit alleen ter illustratie en niet meer aangevende dan een vrijblijvende veronderstelling. Aannemende dat landbouw en watervoorziening in dezelfde mate zouden profiteren kan een jaarlijkse uitgave van f 3,7 miljoen voor het water gesteld worden naast een verwerking van 300.000.000 m3,

later bijvoorbeeld 1.000.000.000 ms rivierwater per jaar. Dit komt neer op 1,2 later 0,4 cent per m3. Het staat vast dat de schade van de huidige zoutbelasting vele malen groter is. 2. Fosfaten worden aan oppervlaktewater toegevoerd met stedelijk afvalwater 0.a. van detergenten, bij ontbinding van bladeren en wellicht ook door uitloging van kunstmest. Het gehalte van het Rijnwater aan fosfaat (PO4) neemt voortdurend toe; terwijl vroeger een waarde van 0,100 mg/l normaal was, golden voor Lobith de volgende waarden voor de gemiddelde gehalten:

Dat geeft een zeer sterke toeneming aan; de moeilijkheden te verwachten in open spaarbekkens zijn hiermee evenredig. Uit onderzoek van Nederlands afvalwater zou kunnen worden afgeleid dat minstens 0,250 mg/l van stedelijk afvalwater afkomstig is. De waterleidingbedrijven kunnen theoretisch het fosfaat uit het ruwe water halen, bijvoorbeeld door coagulatie. Dat zou een Itostbare behandeling meebrengen, vooral omdat de capaciteit der installaties zou moeten worden aangepast aan de onregelmatige inname. E r is aanleiding om opnieuw de vraag te stellen: Kan deze hinderlijke stof niet voor een groot deel uit de uitgang van zuiveringsinrichtingen worden onttrokken door een extra zuiveringsfase toe te voegen? E r is geen norm aan te geven voor het toelaatbare fosfaatgehalte: 0,010 mg/l is een laagste grens waarbij het gebrek de algengroei belet; het water van de Loosdrechtse plassen bevat 0,030-0,050 mg/l en vertoont reeds een tamelijk rijke verscheidenheid in het phyto-plankton. Bij hogere gehalten is er toenemende opbloei, vaak CCnzijdig ontwikkeld en zeer gevoelig voor wijziging van uitwendige factoren; hierdoor komen dan ook de massale afstervingen voor. Als vaste regel voor het behoud van natuurlijke meren en goede grondstof voor de watervoorziening kan gelden: hoe minder fosfaat, hoe beter. 3. Pesticiden is voor bestrijdingsmiddelen een verzamelnaam van Engelse afkomst, op ongeschikte wijze in het Nederlands overgenomen. ,,Pest" betekent in het Engels ,,plaagWen die wordt in dat woord in het oog gevat met betrekking tot onkruid en insekten. De toegepaste onderverdeling der bestrijdingsmiddelen in herbiciden en insecticiden is in onze taal we1 overdraagbaar. Het gebruik van dergelijke stoffen om ongewenste groei te beperken dateert a1 van lang geleden; toen in de vorm van koper- of arsenicum-verbindingen, ook als pyretrum en nicotine. De chemische industrie zorgt nu echter voor een uitgebreide collectie van ,,middelen tegen alle kwalen"; de Nederlandse Staatscourant van 28 augustus 1964, die het gebruik in ons land regelt, bevat een lijst van meer dan honderd hoofdgroepen. In het algemeen zijn herbiciden minder gevaarlijk dan insecticiden; chernisch zijn de moderne middelen gewoonlijk gechloreerde koolwaterstoffen zoals DDT, en-

drine, aldrine of organische fosfaten zoals parathion, guthion, enz. Sommige van deze stoffen zijn bijzonder stabiel, vooral gechloreerde koolwaterstoffen. De concentraties die voor bepaalde vissoorten dodelijk zijn kunnen in de orde van 0,01 mg/l liggen. Het zeer stabiele D D T heeft nu we1 de gehele aarde veroverd; het is aangetoond in de lichaamssubstantie van vis die midden in de oceanen wordt gevangen. Er zijn zeker risico's verbonden aan het gebruik van deze stoffen; aan de andere kant is er de overtuiging dat de huidige massale voedselproduktie onmogelijk is zonder toepassing van bestrijdingsmiddelen. In de USA worden per jaar naar schatting 400.000 ton ,,pesticidesmgeproduceerd. De bestrijding van onkruid door de man met de schoffel of de terugkeer tot de wormstekige appel zijn beide onmogelijk geworden. Wij moeten leren te leven met de insecticiden. Daarvoor is verdere research nodig naar de invloed van die stoffen, op de lange duur, op de ontwikkeling van dier en mens. Bovenal dient daarnaast het onderzoek te zijn gericht op het vinden van minder stabiele varieteiten, die het werk ook kunnen doen. Is er een norm aan te geven t.0.v. deze stoffen? Er worden er we1 voorgesteld: 0,l mg/l voor organische phosphor-verbindingen, 0,2 mgjl voor DDT en 0,01 mg/l voor de gechloreerde koolwaterstof endrine. Men spreekt voor de zeer stabiele soorten ook over de halveringstijden - juist als bij de splijtingsprodukten - en telt deze voor parathion in honderden dagen. Voorlopig moet de hanteerbare norm zijn: waakzaamheid, preventief door de controle van de overheid op de soorten die mogen worden toegepast, repressief door tijdige alarmering en voor de waterleidingbedrijven door introductie van lange verblijftijden en behandeling met actieve kool in de bereiding.

Literatuur

1. McGauhey, P. H. Engineering Management o f Water Quality, New York 1968. 2. Arbeitsgeineinschaft der Lander zur Reinhaltung des Rheins - Die Verunreinigung des Rheins und seiner wichtigsten Nebenfliisse in der Bundesrepublik Deutschland, Denkschrift, Stand Ende 1965. 3. Rapport sur les analyses physico-chmiques de l'eau du Rhin, I, 11, 111, IV, V, Basel, Luxemburg, Koblentz, 1956-1967. 4. Zahlentafeln der physikalisch-chemischen Unfersuclno~gendes Rheins, 1963, 1964, 1965, 1966, 1967. 5. %emend, C. Water, Amsterdam 1968.

6. Biemond, C. River Pollution, Selected Topics in Sanitary Engineering, Delft 1964. 7. Biemond, C. Les probl2mes post% en Hollande par la pollrciion du Rhin et les inestwes consid&r6es pour leur solution. Mensuel Cebedeau No. 2751 1966. 8. Federal Water Pollution Control Administration - Water Quality Criteria, Washington D.C., 1968. 9. Klein, Louis. River Pollrrtion 11, London 1962.

10. World Health Organization - Control of Water Pollution, Geneva 1967. 11. Althaus, H. Drohen dem Trinkwasser Gefahren durclz Pflanzensckzrtzrrnd Schadlit~gsbekiimpfungsmittel? DVGW, Wasserfachliche Aussprachetagung, Berlin 1968. 12. Nederlandse Staatscourant 28-8-64 - Uitvoering van de Bestrijdingsmiddelenwet 1962.

*) Voor het Maaswater bij Keizersveer 0,39 mg/l.

13. Willing water Vol. 12 Nr. 19, Oct. 15, 1968.

IR. TJ. HOFKER

Open buffering Met uitzondering van Rotterdam kon tot de tweede wereldoorlog door alle drinkwaterbedrijven worden geput uit de grondwatervoorraad. De gezamenlijke produktie van de bedrijven bedroeg kort na de wereldoorlog circa 300 miljoen m3/jaar. In de achter ons liggende periode van circa 30 jaar is deze hoeveelheid meer dan verdubbeld en bedroeg in 1965 circa 650 miljoen m3/jaar. Samen met het door de industrie opgepompte water werd de totale hoeveelheid opgepompt water geschat op circa 1500 miljoen m3/jaar. Deze hoeveelheid komt overeen met de in Nederland winbare hoeveelheid grondwater. Door de Centrale Cornmissie voor Drinkwatervoorziening [I*] is een raming gemaakt van het toekomstige waterverbruik in Nederland. De raming sluit op een hoeveelheid van circa 4 miljard m3/jaar in het jaar 2000. Dit houdt in, dat in dat jaar een hoeveelheid van circa 2,5 miljard m3 moet worden onttrokken aan het oppervlaktewater. Deze hoeveelheid is in Nederland ruimschoots voorhanden. Rijn en Maas voeren jaarlijks gemiddeld circa 80 miljard m3 door ons land. Een direkte verwerking van dit rivierwater is echter, met name in droge perioden, niet altijd mogelijk. Rijnwater niet, omdat de kwaliteit bij lage debieten van dien aard is, dat geen aanvaardbaar eindprodukt kan worden verkregen, terwijl de Maas kwantitatief ontoereikend is. Overbrugging van droge perioden, bv. met behulp van te voren aangelegde voorraden, is derhalve noodzakelijk. Deze voorraadvorming kan zowel in de bodem als bovengronds plaats vinden. Opslag in de bodem kan in Nederland slechts in beperkte mate worden toegepast, omdat geschikte terreinen - voornamelijk hoge zandgronden en duingebieden - schaars zijn. De praktische vergroting van het jaarlijks leveringsvermogen met behulp van ondergronds aangelegde voorraden wordt geschat op 500 miljoen m3. Dit betekent, dat in 2000 voor de levering van globaal 2 miljard m3, open buffering onontbeerlijk zal zijn. Indien men ervan uitgaat, dat in een droog jaar een periode moet worden overbrugd van circa 4 maanden, dan volgt hieruit een benodigde spaarbekkeninhoud van 660 miljoen m3. Indien men bedenkt, dat de totale spaarbekkeninhoud in Nederland ruim 22 miljoen m3 bedraagt, d.w.z. 1/30 deel van de in het jaar 2000 benodigde inhoud, dan volgt hieruit, dat vanaf 1970 ieder jaar een bergingsvolume moet worden gecreeerd gelijk aan de gezamenlijke inhoud van: - -

Loenderveense Plas; spaarbekkens Zeeuwsch Vlaanderen; spaarbekkens Dordrecht; spaarbekken Berenplaat ; spaarbekken Andijk.

Het doe1 van bovengrondse opslag van ruwwater in [I*]t/m 1211 verwijzen naar de nurnmers van de literatuurlijst.

spaarbekkens voor de drinkwatervoorziening is het verzekeren van een permanente aanvoer naar de drinkwaterproduktiebedrijven van een voldoende hoeveelheid water van een voor de drinkwatervoorziening aanvaardbare kwaliteit. Een spaarbekken vindt toepassing indien de voedingsbron hetzij om kwalitatieve, hetzij om kwantitatieve redenen deze permanente aanvoer niet kan waarborgen. Het verdient thans aanbeveling de redenen welke leiden tot de aanleg van spaarbekkens nader te preciseren. In de eerste plaats ontstaat de behoefte aan een spaarbekken, indien de voedingsbron kwantitatief ontoereikend is, d.w.z. indien de rivier of beek periodiek geen of te weinig water levert. Deze periode kan worden overbrugd met een opgeslagen voorraad die gelijk is aan het tekort over deze periode. Dezelfde situatie doet zich voor indien de voedingsbron tijdelijk ongeschikt is voor wateronttrekking. Men denke aan bovenstroomse kalamiteiten zoals ontoelaatbare lozingen van radioaktieve stoffen, insektenbestrijdingsmiddelen en andere gifstoffen en voorts aan aanvaringen waarbij schepen zijn betrokken geladen met stoffen die een onaanvaardbare ruwwaterkwaliteit teweeg brengen. Het behoeft geen betoog dat Nederlandse bedrijven, die zijn aangewezen op de rechtstreekse verwerking van rivierwater uit Rijn en Maas, zich het om laatstgenoemde redenen allang niet meer kunnen veroorloven geen reserve voorraden ter beschikking te hebben. De bovenbedoelde voorraadvorming, hoewel fundamentee1 noodzakelijk, is in het kader van deze vakantiekursus, die onder het motto ,,van goed naar beter water" wordt gehouden, weinig interessant. Immers, geen water, noch vergiftigd water is goed water. In het kader van dit deel van de kursus zal worden nagegaan in hoeverre met behulp van, of in spaarbekkens de aangeboden waterkwaliteit kan worden verbeterd. Het mag bekend worden verondersteld, dat naarmate de afvoeren van de rivieren Rijn en Maas afnemen, de konsentratie van organisch en anorganisch materiaal toeneemt. Voor het eerst is dit in formulevorm weergegeven door prof. Mazure en we1 voor het chloride-ion: [C1-ltotaal = [C1-lnatuurlijh

+

1000 C1-hunstmatig

Q

waarin Cl-,u,,t,a,ig = chloridebelasting in kg/sec. en Q = rivierafvoer in m3/sec. De chloride-concentratie wordt algemeen gebruikt als parameter voor het totale pakket verontreinigde stoffen. Er dient hierbij rekening te worden gehouden met belangrijke afwijkingen met name in het gebied van de lage rivierafvoeren en in perioden van snelle was. De m e a t voor de hand liggende methode om met behulp van een spaarbekken een betere grondstof, dan in de rivier aanwezig, te verkrijgen, is de methode van de selektieve inname.

De methode is erop gericht gedurende de periode met lage rivierafvoeren de waterinname te onderbreken en te putten uit de spaarbekkenvoorraad. Het is duidelijk dat een verkeerde beoordeling van de lengte van de droge periode desastreuse gevolgen kan hebben. Blijven de herfstregens langer uit dan was voorzien, dan wordt men gedwongen rechtstreels, lcwalitatief onaanvaardbaar, rivierwater te verwerken. Een plotselinge kwaliteitsvermindering van het afgeleverde drinkwater is hiervan het gevolg. Kwaliteitsverbetering van het ingenomen water treedt op onder invloed van zelfreiniging en egalisatie. Onder zelfreinigende processen kunnen worden verstaan alle processen, die oorzaak zijn dat de totaal aanwezige hoeveelheid verontreinigde stoffen afneemt. In alle natuurlijke wateren lcomen levende organismen voor, te onderscheiden in autotrofe en heterotrofe organismen [2]. De autotrofe organismen, welke fotosynthetisch werkzaam zijn, zetten vrij in water voorkomend koolzuur (C02) om in organische stof. Indien geen vrij koolzuur meer aanwezig is wordt dit aan het bicarbonaat onttrokken. Bij deze processen komt zuurstof vrij, terwijl calciumcarbonaat zal neerslaan. Op zich zelf is de werkzaamheid van autotrofe organismen gunstig doordat zuurstof, voor rnineralisatieprocessen benodigd, vrij lcomt, terwijl in de Nederlandse wateren enige ontharding welkom is. Een belangrijk nadeel is, dat de voor het proces benodigde zonne-energie slechts voornamelijlc met behulp van chlorofyl bevattende wieren als groenwieren, blauwwieren en kiezelwieren of diatomeen kan worden overgedragen. Gevreesd moet worden dat koolzuurassimitatie in Nederlandse spaarbekkens, die gevoed worden met water rijk aan alle voedingsstoffen, gepaard zal gaan met een massale planktonontwikkeling. Het is juist deze massale produktie van organisch materiaal die de beheerder van een spaarbekken zorgen baart. Zo geven sommige soorten aan het water een onaangename smaak en reulc. Andere werken filterverstoppend of scheiden slijm af dat schuim veroorzaakt, hetgeen het coagulatieproces bemoeilijkt [3].

-

Afb. 1 Amn~oniakoxydatiein spaarbekkens per nlaarzd als funktie van de temperatuur (drs. G. Oskam, Intern Biesbosclrrapport).

Massale produktie wordt gewoonlijk gevolgd door massale afsterving. De verhoogde mineralisatie die hiervan het gevolg is kan leiden tot zuurstofarm, zelfs anaeroob water. Hoewel de werkzaamheid van autotrofe organismen gunstig kan worden genoemd, is het duidelijk dat maatregelen moeten worden beraamd, die voorkomen dat een ongewenst massale planktonontwikkeling ontstaat. De tweede groep organismen, de heterotrofe organismen winnen hun energie door oxydatie van, enerzijds door autotrofe organismen opgebouwde organische stof, anderzijds door oxydatie van allerlei in het oppemlalctewater voorkomende organische verbindingen. Dit proces wordt rnineralisatie en voor ammoniak-oxydatie nitrifikatie genoemd. Het afbreken van organisch materiaal gebeurt meestal in opeenvolgende stadia, doch tenslotte wordt het materiaal teruggebracht tot in hoofdzaak koolzuur en water. Het zelfreinigend vermogen van spaarbekkens berust dan ook in hoofdzaak op de werkzaamheid van deze groep. Naast mineralisatie kunnen ook onder zelfreiniging worden verstaan gasuitwisseling aan het oppemlak, sedimentatie, de vernietiging van pathogene bakterien en virussen en het afnemen van het smaakgetal. Van een aantal processen is niet bekend hoe zij als funktie van de tijd kunnen worden weergegeven. Een uitzondering vormt de afsterving van pathogene bakterien, gegeven, in de wet van Chick: dn - a en waarin n het aantal bakterien voordt stelt en a een snelheidskonstante.

no at geeft de afname De oplossing van deze d.v.: - = e nt van het aantal bakterien als een exponentieel met de tijd verlopende funktie. Hierin is no het oorspronkelijk aanwezige aantal bakterien en n, het aantal op het tijdstip t. Het grootste afstemingseffekt wordt, in geval het spaarbekken lcontinu in bedrijf is, verkregen in een verdrinAfb. 2 - Smaakverbetering in het spaarbekke~z Berenplaat (drs. J . J . Rook en drs. G. Oskam).

I

-

TEMPERATUUR

gingsbekken, d.w.z. een bekken waarin alle waterdeeltjes eenzelfde verblijftijd ondergaan. Van de ammoniakoxydatie wordt blijkens recente metingen in het spaarbekken Berenplaat een lineair met de tijd verlopend proces aangenomen. Het proces is sterk temperatuurgevoelig zoals blijkt uit afb. 1 [4]. De smaakreduktie kan worden ge~llustreerdaan de hand van afb. 2 [S]. De naijling is vereffend door het smaalcgetal behorend bij het uitgaande water in de tijd te verschuiven over een lengte gelijk aan de gemiddelde verblijftijd. Ook dit proces is sterk temperatuurgevoelig. Behalve door zelfreiniging kan in spaarbekkens eveneens een kwaliteitsverbetering worden bewerkstelligd door egalisatie. Kwaliteitsverbetering wordt nu niet verkregen door verlaging van de totaal aanwezige hoeveelheid verontreiniging doch door konsentratieverlaging van deze stoffen door vers ingenomen water te mengen met in het bekken aanwezig minder verontreinigd water. In enkele artikelen in H 2 0 [6] is door prof. Huisman en ir. Martijn uitvoerig uiteengezet welke afvlakking op deze wijze kan worden bereikt. De grondslag voor de beschouwingen wordt gevormd door het opstellen van de kontinuiteitsvergelijking voor de chloride hoeveelheid. Er is voorts een vergelijking gemaakt tussen de mate van zelfreiniging in een mengbekken, d.w.z. een bekken waarin elk deeltje nieuw ingenomen water onmiddellijk met de aanwezige voorraad wordt gemengd, zodat in het spaarbekken steeds een homogene samenstelling aanwezig is en zelfreiniging in een verdringingsbekken, een bekken waarin elk deeltje eenzelfde verblijftijd ondergaat. Als voorbeeld is gekozen de vermindering van het aantal pathogene bakterien. Het voorbeeld is niet bijzonder interessant indien men bedenkt dat in de moderne oppervlaktewaterzuiveringsbedrijven pathogene bakterien gemakkelijk worden vernietigd, terwijl later in een spaarbekken opnieuw infectie (vogels, ratten) kan optreden. Als voorbeeld evenwel spektakulair. De afsterving d s funktie van de tijd wordt gegeven door:

Uit de tabel blijkt dat relatief het grootste effekt wordt bereikt door een verdeling van de inhoud over twee bekkens. Hoe spektakulair de achteruitgang van de vernietiging van pathogene bakterien in mengbekkens ook is, het is zeer de vraag of hieruit moet volgen, dat om een zo groot mogelijk zelfreinigend effekt te verkrijgen, bekkens moeten worden ingericht als verdringingsbekken of in meerdere eenheden moeten worden opgedeeld. Beschouwt men in dit verband de oxydatie van ammoniak, een oxydatie welke recht evenredig met de tijd verloopt. In formule

Oplossen van deze d.v. en substitueren van n = no voor t = o e n n = n , v o o r t = tlevertno-nt = k . t De kwaliteitsverbetering in een verdringingsbekken bedraagt dus:

Treedt volledige menging op, dan kan door toepassing van de continuiteitsvergelijking worden aangetoond, dat de frequentieverdeling van de verblijftijden voldoet aan

- exp.

c, = ci (1

t (-

of

-))

T cu

- p = (1 - exp. (-

t

-))

Ci T waarin: c, = concentratie ammoniak in het intredend water c, = concentratie ammoniak in het uittredend water T = gemiddelde verblijftijd

De kwaliteitsverbetering van het percentagedeel dp bedraagt nu: n0.d~ (no - k . t) dp en de kwaliteitsverbetering van het geheel

In onderstaande tabel is de vermindering van het aantal weergegeven, indien het water door een zuiver verdringingsbekken stroomt (R) en indien dit water door een zuiver mengbekken wordt gevoerd, waarin de gemiddelde verblijftijd dezelfde is als de verblijftijd in het verdrin171 gingsbekken (R') = Voor a = 0,3 volgt:

t

Oplossen van deze d.v. met p = 1 T =

15

30

45

-e

-

60 dagen L

1

en dp = Een methode om ook in mengbekkens het verdringingsprincipe opnieuw in te voeren, wordt gevonden door de inhoud over meerdere (N) in serie geschakelde bekkens te verdelen: het effekt hiervan (R") voor T = 30 dagen en rr = 0,3 is weergegeven in de volgende tabel:

-.

T

R' =

-

e T . dt levert

no

no - k . t Uit (1) = (2) volgt: R = R' We zien, dat zelfreiniging, welke lineair met de tijd verloopt, niet wordt verstoord door menging. Het is duidelijk, dat in de komende jaren veel fundamentee1 en experimenteel onderzoek moet worden verricht,

met name om vast te stellen hoe de verschillende reinigingsprocessen met de tijd verlopen. Zo is het van het grootste belang de smaakverbetering alsmede de vernietiging van virussen in een formule te vangen. Zolang niet als waarschijnlijk kan worden aangegeven of kan worden aangetoond, dat deze processen exponentieel verlopen, is er geen reden om dure voorzieningen te treffen of bekkens in meerdere eenheden op te delen, teneinde menging te voorkomen. Integendeel. Als gevolg van het niet of slechts in geringe mate egaliserend vermogen van verdringingsbekkens genieten mengbekkens voorshands de voorkeur. Op grond van het voorgaande kan een indeling in spaarbekkensoorten worden gemaakt naar funktie, exploitatie en inrichting zoals in het overzicht in afb. 3 is weergegeven.

Afb. 3

- lndeling spambekkens.

Er ontstaan op deze wijze 6 typen. 1. Doorstroombekken Dit bekkentype is gericht op kwaliteitsverbetering door egalisatie. Er treedt geen niveauvariatie op en het bekken wordt doorlopend gexploiteerd. 2. Suppletiebekken Een dergelijk bekken vindt alleen toepassing, wanneer het produktiebedrijf daarnaast beschikt over andere voedingsmiddelen. Deze middelen kunnen zijn een direkte onttrekking aan de rivier, onttrekking aan de grondwatervoorraad of aan een ander spaarbekken. 3. Procesbekken Een procesbekken verschilt van een doorstroombekken in die zin, dat in het bekken menging zoveel mogelijk wordt tegengegaan. Het egaliserend vermogen is gering. De kwaliteitsverbetering, voor zover het exponentieel met de tijd verlopende processen betreft, is maximaal.

4. Verdringingsbekken Een verdringingsbekken verschilt van een procesbekken in die zin, dat niveauvariatie kan worden toegepast. Een voordeel van het type boven een procesbekken is, dat perioden, waarin de kwaliteit van de rivier onaanvaardbaar is, kunnen worden overbmgd. Een nadeel is het optreden van verschillende verblijftijden, zodat diskontinuiteiten in de kwaliteit voorzover deze wordt be'invloed door zelfreiniging, zullen optreden.

5. Voorraadbekken Zoals van elk mengbekken, is ook van een voorraadbekken het egaliserend vermogen maximaal. Voorts gelden ten opzichte van een voorraadbekken in vergelijking met een doorstroombekken, dezelfde voor- en nadelen, welke gelden voor een verdringingsbekken ten opzichte van een procesbekken.

6. Standbekken Een standbekken kan evenals een suppletiebekken uitsluitend worden toegepast, wanneer daarnaast over andere voedingsmiddelen wordt beschikt. In het voorgaande zijn enkele aspekten genoemd, die bij de aanleg, de inrichting en de exploitatie van spaarbekkens een rol spelen. In het volgende zal aan de hand van het spaarbekkenprojekt Brabantse Biesbosch hierop nader worden ingegaan. Tussen de Rijn en de Limburgse Maas, nabij het punt waar beide rivieren onder de naam Nieuwe Merwede r a p . Arner samenvloeien, ligt de Brabantse Biesbosch, onderverdeeld in drie waarden (afb. 4). De Noord- en Oostwaard, ingericht als agrarisch gebied, de Zuidwaard, een agglomeraat van kreken, grienden en rietvelden, met daarin als eilanden een aantal landbouwpolders. De polders, die thans nog rendabel kunnen worden geexploiteerd, zullen in de nabije toekomst landbouwkundig onrendabel worden ten gevolge van het grotendeels wegvallen van het getijverschil, na voltooiing van de Deltawerken. Dit houdt in, dat overtollig water niet meer op natuurlijke wijze kan worden geloosd, terwijl verschillende kreken onbevaarbaar zullen worden. Voor het gebied is een bestemmingsplan ontworpen, waarin mimte is gereserveerd voor de aanleg van spaarbekkens ten behoeve van de drinkwatervoorziening. Deze bekkens zullen worden aangelegd ter plaatse van de bestaande polders. Het buitenliggende natuurgebied verkrijgt een rekreatieve bestemming, terwijl er voorts een belangrijke plaats is ingeruimd voor het verrichten van natuurwetenschappelijk onderzoek. Dit laatste vooral met het oog op het wegvallen van de grote getijverschillen, waardoor een situatie ontstaat, die vergelijkbaar is met het prille stadium van de wordingsgeschiedenis van Nederland, toen, door het ontbreken van dijken en andere waterbouwkundige kunstwerken, de getijbeweging achter de duinenreep eveneens van geringe betekenis was. Het gebied, waar zowel uit de Rijn als uit de Maas kan worden geput, leent zich bij uitstek voor de aanleg van spaarbekkens. Voorts biedt de centrale ligging in zuidwestelijk Nederland de mogelijkheid om op economisch aanvaardbare wijze een ruim gebied van ruw water te voorzien.

Afb.4 - Spambekkens Brabantse Bieshosch.

A f b . 5 - Hydrologiscl~ karakter ran de Z~tiduaard van de Brabatitse Biesbosch.

Als basisjaar voor de bepaling van het leveringsvermogen is gekozen het jaar 1947, uiteraard met inachtname van de in de toeltomst te venvachten bovenstroomse aftappingen. Ook werd rekening gehouden met de getijsituatie, zoals deze zich na afsluiting der zee-armen zal voordoen. De voorltomensfrequentie van het jaar, voornamelijk gelet op de lengte en het karakter van de droge periode, bedraagt 5 B 6 OJo. Een bijzondere moeilijkheid doet zich voor bij de bepaling van het chloridegehalte van het ingenomen water. Hoewel de Biesbosch vrijwel steeds gevuld is met zuiver Maaswater (afb. 5) [8] bleek, dat bij lage Maasafvoeren en onttrekking aan het Spijkerboor de kwaliteit ter plaatse werd bei'nvloed door de Rijn. Voor diverse permanente kombinaties van de, met het inlaatdebiet verminderde, Maaeafvoer en van de afvoer van de Rijn, is de chloridegradient in het Arnerbekken bepaald (afb. 6 ) [9]. Voor elke Maasafvoer, of juister voor ellte afvoerkombinatie van Maas en Rijn, kan nu, met inachtname van de grootte van het inlaatdebiet het chloridegehalte van het ingenomen water vrij nauwkeurig worden bepaald. Als eis voor de kwaliteit van het afgeleverde water is gesteld, dat een concentratie van 150 mg C1-11 niet mag worden overschreden. Het chloridegehalte van het afgeleverde water bevat twee componenten: 1. Het chloridegehalte in het aan het spaarbekken onttrokken water; 2. de hoeveelheid chloor, die in het zuiveringsproces wordt toegevoegd.

Deze laatste hoeveelheid wordt bepaald door de in het ruwe water aanwezige hoeveelheid oxydeerbaar materiaal, het arnrnoniakgehalte en de voor ferro-ferri omzetting benodigde hoeveelheid, indien coagulatie wordt toegepast met behulp van ijzerzouten. Op grond van ervaring met het Berenplaatbekken kan worden voorspeld dat, behoudens de voor oxydatie van amrnoniak benodigde hoeveelheid van 6,s mg per mg ammoniak, circa 5 mg C12/l voor oxydatie van organisch materiaal en eveneens 5 mg/l voor de omzetting van twee- in driewaardig ijzer benodigd zal zijn [4]. Naast de bepaling van het chloridegehalte van het uitgaande water moet dus eveneens de hoeveelheid ammoniak worden bepaald. Om de periode, welke met de inhoud van de voorraadbekkens moet worden overbrugd,

te bepalen, dient het tijdstip waarop het innemen moet worden beeindigd te worden berekend. Dit tijdstip wordt bepaald uit het verloop van het chloridegehalte van de bekkens als funktie van de tijd. Het restant van de droge periode wordt met de bekkeninhouden overbrugd. Het chloridegehalte van de spaarbekltens als funktie van de tijd kan op de volgende wijze worden afgeleid: Voedt men een bekken, met een inhoud V en een aanvangschlorideconcentratie c,, met een debiet Q, waarvan de chlorideconcentratie, c i , groter is dan de grenswaarde c,,, dan zal na enige tijd de chlorideconcentratie in het bekken de waarde c,, bereiken. Vanaf dit tijdstip wordt geen water meer ingenomen. Het resterende deel van de droge periode wordt met de bekkeninhoud overbrugd. Op het tijdstip t is de chlorideconcentratie in het bekken c geworden. In het tijdje A t aansluitend hierop neemt het chloridegehalte toe met een waarde A c. Op het tijdstip t A t bevat het spaarbeltken een hoeAC). veelheid chloride = V . (c In ~t stroomt binnen een hoeveelheid chloride = Q . A t.ci In A t wordt onttrokken een hoeveelheid chloride = Q.at.(ci % AC)

+

+

+

De chloridebalans wordt dus:

De laatste term is van de tweede orde, zodat: Oplossen van deze d.v. en substitueren van c = c, voor t = o levert:

Door substitutie van c = c,, Itan t,,, d.w.z. het tijdstip, waarop de inname moet worden onderbroken, worden bepaald. Voorts geldt: (T, - t,,) . Q = V, waarin T, = de gehele periode waarin de rivier niet aan de norm voldoet. Uit bovenstaande vergelijkingen kan het leveringsvermogen van een mengbekken worden bepaald, mits de randvoorwaarden bekend zijn. Omdat bij een niet gestyleerde rivier het chloridegehalte van dag tot dag onregelmatig verandert, leent zich de berekening bij uitstek voor een computer. De grootste moeilijkheid is nu, dat de grenswaarde c,, Afb. 6 - Chloridegradiei~tit1 de Atner (schetnatiscl~).

AMER

1

MAAS

I

Afb. 7

- Egalisatie van de chlorideconcentratie i n spaarbekkens Brarbantse Biesbosci~.

niet bekend is. Deze waarde immers, hangt af van de ammoniakconcentratie, die in het uitgaande water nog aanwezig is. De bepaling van de ammoniakconcentratie verloopt analoog met de bepaling van de chlorideconcentratie, zij het dat nu tevens rekening moet worden gehouden met de oxydatie tijdens het verblijf in de bekkens. Voert men in de oxydatiesnelheid A, behorend bij een bepaalde temperatuur, dan wordt in A t een hoeveelheid V .A . A t ammoniak geoxydeerd. De ammoniakbalans luidt nu:

en de oplossing hiervan:

De resterende ammoniakconcentratie kan hiermede worden berekend en daarmee de in het zuiveringsproces voor verdere oxydatie benodigde hoeveelheid Cln. Door proberen kan nu het bij een bepaald jaar en een bepaalde bekkeninhoud behorend leveringsvermogen worden berekend. Voor het Biesboschprojekt resulteert dit in een hoeveelheid van tenminste 16 m3/sec. of een produktie van 500.000.000 m3/jaar. In afb. 7 wordt de afvlakking gedemonstreerd van het chloridegehalte ten opzichte van de ingenomen kwaliteit. Inclusief de in het zuiveringsbedrijf toegevoegde hoeveelheid wordt een maximale waarde van 380 mg C1-/l teruggebracht tot 150 mg/l. Het spreekt vanzelf, dat in het voorgaande vele aspekten verbonden aan de aanleg van spaarbekkens niet of slechts terloops zijn genoemd. Een tweetal aspekten, die de kwaliteit van het opgeslagen water en ook de inrichting en exploitatie van spaarbekkens in hoge mate kumen beinvloeden, mogen in deze kursus niet onbesproken blijven.

Thermische stratificatie Stratificatie is een verschijnsel, dat in diepe bekkens kan optreden. De inhoud is dan opgebouwd uit lagen van verschillende temperatuur en dichtheid en doorgaans eveneens verschillend in chemische en biologische eigenschappen [lo]. Thermische stratificatie wordt mogelijk gemaakt, doordat water zijn grootste dichtheid heeft bij een boven 0" C liggende temperatuur en we1 van 4" C. Doordat de warmtetoevoer en -afvoer voornamelijk aan of nabij het oppervlak plaats vindt, kan verwarming in het voorjaar of afkoeling in de herfst niet plaats vinden, zonder dat de gehele watermassa isotherm wordt met een temperatuur van 4" C. In deze situatie treedt menging op van het water van bodem tot oppervlak. Als nu in het vroege voorjaar het oppervlak wordt verwarmd tengevolge van absorptie van zonnestraling, wordt het bovenwater soortelijk lichter en zou een stratificatie met een exponentieel temperatuurverloop ontstaan in overeenstemming met de stralingsabsorptie als funktie van de diepte. Door convectiestromen als gevolg van verdamping, maar vooral tengevolge van turbulentie onder invloed van wind, ontstaat een min of meer thermisch homogeen mengsel nabij het oppervlak. Het warmtetransport naar grote diepte blijkt in de praktijk te traag om de gehele massa gelijkrnatig warmer te maken. Tengevolge van de toenemende warmtetoevoer in de loop van het voorjaar, worden de temperatuurverschillen tussen het onder en boven aanwezige water steeds groter, waardoor wind steeds minder in staat is de ontstane stratificatie te verstoren. Er ontstaat een situatie zoals schematisch is weergegeven in afb. 8 [ll]. Het relatief warme water aan het oppervlak wordt het epilimnion genoemd. De koude laag boven de bodem - het hypolimnion en de tussenliggende schijf, waarin de temperatuursgradient l o C per m l of meer bedraagt, het metalimnion of de spronglaag. Als in de nazomer de warmtebalans negatief wordt, gaat het epilimnion afkoelen.

De stabiliteit, gedefinieerd als de hoeveelheid arbeid die moet worden verricht om de gehele watermassa op te tillen over de verticale afstand tussen het zwaartepunt van een gestratificeerd bekken en het zwaartepunt van het isotherme bekken, wordt kleiner en na enige tijd is een flinke herfststorm in staat de stratificatie op te heffen en het gehele bekken om te keren. Louter gelet op het temperatuursaspect is het optreden van thermische stratificatie in diepe spaarbekkens gunstig. Kan nl. in de zomer ruwwater worden onttrokken aan het relatief koele hypolimnion dan is een belangrijk nadeel van de verwerking van oppervlaktewater - de hoge temperatuur in de zomer - grotendeels weggenomen. Een moeilijkheid die zich bij de onttrekking voordoet is het feit, dat de spronglaag aan grote schommelingen onderhevig is [I 21. Door de geringe dichtheidsverschillen tussen het epilimnion en het hypolimnion-globaal 11500 k 1/1000 van het dichtheidsverschil tussen water en lucht- is reeds een geringe opwaaiing (enkele mm/km) voldoende om de spronglaag sterk te doen hellen (enkele meters per km). Na het wegvallen van de wind keert de spronglaag weer terug in zijn evenwichtsstand echter na een aantal schommelingen. Het onttrekken van water kan derhalve het beste plaats vinden ter plaatse van een knoop, dus in het algemeen in het midden van het bekken, d.w.z. een kostbare oplossing. Een tweede moeilijkheid, waardoor de wateronttrekking aan het hypolimnion meestal niet aantrekkelijk is, is gelegen in de chemische kwaliteit van dit water. Ten gevolge van de geringe uitwisseling tussen de lagen overtreft veelal de zuurstofconsumptie in het hypolimnion de zuurstofaanvoer. Het gevolg hiervan is, dat het hypolimnion zuurstofarm wordt en soms zelfs anaeroob [13]. Vooralsnog ziet het er voor de Nederlandse spaarbekkens naar uit dat thermische stratificatie moet worden voork6men of opgeheven. Uit proeven is gebleken, dat dit op eenvoudige wijze kan worden gerealiseerd. Zo is het mogelijk, door in het hypolimnion lucht te injekteren, een naar boven gerichte stroom te veroorzaken, die a1 gauw voldoende is om thermische stratificatie op te heffen [14 en 151. Ook met behulp van pompen kan dit worden bereikt [16]. Maatregelen ter voorkoming van massale planktongroei Tenslotte nog een enkele opmerking ten aanzien van maatregelen, die kunnen worden genomen om het optreden van massale planktongroei in spaarbekkens te voorkomen. Een voor de hand liggende maatregel is planktonontwikkeling te belemmeren door het wegnemen van essentiele voedingsstoffen. Het m e a t hiervoor aangewezen is het fosfaat [17]. Het is bekend, dat in het coagulatieproces, gevolgd door flocculatie, sedimentatie en eventueel filtratie een belangrijke fosfaatvermindering kan worden verkregen. Het is zeker, dat deze methode, vooral indien peilvariatie in spaarbekkens wordt toegepast, waardoor de inlaatkapaciteit het leveringsvermogen vaak vele malen overtreft, tot dure oplossingen aanleiding geeft. Het lijkt waarschijnlijk, dat van deze maatregel effekt valt te verwachten doch, indien men bedenkt dat sommige algen een zeer kleine hoeveelheid fosfaat behoeven, is het de vraag of de voorzuivering voldoende kan wor-

Afb.8 ficatie.

- Tentperatuur-

en dichtheidsprofiel in e m stabiele strati-

den geperfektioneerd, opdat het gewenste resultaat wordt verkregen. Een tweede mogelijkheid, gelanceerd door de Londense Waterleiding, schuilt in het scheppen van een situatie in het bekken, welke voldoende belemmerend werkt om massale planktonontwikkeling te doen optreden [18 en 191. De groei van alg vindt plaats, onder invloed van licht, in de bovenste meters van het bekken. Op groter diepte overheerst de respiratie d.w.z. is de algafbraak groter dan de opbouw. De gedachte nu is een zodanig vertikaal watertransport teweeg te brengen, dat de verblijftijd in de oppervlaktelaag voldoende kort is om de groei van grote hoeveelheden plankton te voorkomen [18 en 191. Het laat zich aanzien, dat deze methode, ook a1 is hier een hoeveelheid arbeid voor nodig, die een veelvoud is van de voor de opheffing van thermische stratificatie benodigde arbeid, een goedkoper en aantrekkelijker oplossing biedt dan de verwijdering van fosfaat. Een voorwaarde voor deze methode is, dat de bekkens diep moeten zijn, waarschijnliik in de orde van 20 m. Een derde oplossing, die min of meer op hetzelfde principe berust, is de verkorting van de verblijftijd van het water in de spaarbekkens door tijdelijke peilverlaging. Deze laatste methode is vooral van betekenis voor die soorten, welke een lange groeiperiode behoeven. Een methode 0.a. door de Londense waterleiding [20] en in Amerika [21] toegepast, is het in het water brengen van kopersulfaat. Een effektieve konsentratie is evenwel veela1 ontoelaatbaar. De meest rigoureuze methode tenslotte nl. de behandeling van de gehele bekkeninhoud met chloor, zodat aan alle levensgemeenschappen in de bekkens een einde wordt gemaakt, lijkt vooralsnog niet aantrekkelijk, omdat dan gelijktijdig een einde wordt gemaakt aan het gehele mechanisme van de biologische zelfreiniging. zje literatuur op de volgende pag. onderaan

IR. TH. G. MARTIJN Rijksinstituut voor Drinkwatervoorziening, 's-Gravenhage

Gesloten buffering 1. Inleiding Bij de gesloten buffering is het uitgangspunt de aanwezigheid van een massief van korrelvormig materiaal waarbinnen een zekere hoeveelheid grondwater is geborgen. Deze hoeveelheid moet kunnen worden aangesproken en aangevuld, waarbij de aanvulling plaats vindt door het inbrengen van van elders aangevoerd oppervlaktewater. In de waterleidingtechniek staat deze werkwijze bekend als kunstmatige infiltratie. Bij kunstmatige infiltratie wordt het te venverken oppervlaktewater aan de rivier onttrokken, ter plaatse voorbehandeld, naar het infiltratieterrein vervoerd en hier door middel van geulen, bekkens, drains of puttenreeksen in de watervoerende laag tot wegzijging gebracht. Het zo gevormde kunstmatige grondwater wordt weer onttrokken met behulp van open kanalen, gesloten drains of puttenreeksen en vaak nog aan een verdere zuivering onderworpen alvorens het naar het voorzieningsgebied wordt getransporteerd (afb. 1). Bij het verblijf van het water in de open infiltratiegeulen en bekkens en vooral bij de stroming door de ondergrond treedt nu een aanzienlijke kwaliteitsverbetering op. De zuiverende werking van kunstmatige infiltratie hangt echter nog af van de wijze waarop deze is ingericht, in het bijzonder van de capaciteit van de infiltratie- en winningsmiddelen en hun onderlinge afstand. Bij de lcwaliteitsverbetering door kunstmatige infiltratie kunnen vier aspecten worden onderscheiden:

koolzuur, kalk- en magnesiumverbindingen (d.w.z. de hardheid van het water) door chemische reacties in de infiltratiebekkens en in de ondergrond. 4. Afvlakking van de variaties in temperatuur en zoutgehalte door menging. Alhoewel dit een simplificering betekent, kunnen toch grofweg twee soorten van kwaliteitsverbetering bij de kunstmatige infiltratie worden onderscheiden welke duidelijk om een andere benadering van de gewenste verblijftijd vragen. Namelijk de organische kwaliteitsverbetering en de anorganische kwaliteitsverbetering, waarbij onder de laatste de afvlakking van de variaties in zoutgehalte wordt verstaan. Om een voldoende verbetering van de organische kwaliteit van het water te verkrijgen is, afhankelijk van de

Afb. 1 - Drir~kn~ater~~ooro'ertir~g rnet behzilp vart kurtstrrlatige infiltratie.

1. Verrnindering van de aantallen bacterien, virussen en andere pathogene organismen door zelfreiniging. 2. Vermindering van de organische verontreiniging, inclusief reuk- en smaalcstoffen door oxydatieve afbraak en adsorptie. 3. Verandering van de gehalten aan ijzer, mangaan,

vervolg artikel Hofker

Literatuur 1. Rapport van de Centrale Commissie voor Drinkwatervoorziening. 2. Leeflang, K. W. H. (1966). Her water als lever~sntiliezr,acitttierlde vakarttiekursus in Drirtkwatervooru'ertirtg. 3. Heusden, G. P. H. van (1966). De biologie van voorraadbassirts voor de drirtkw*atervooro'e,,iltg, ncitttiertde vakarttiekiirszts in drirtkwatervooro'ertirtg. 4. Oskam, G., bijdrage Interim-Rapport Leveringsvermogen Brabantse Biesbosch. 5. Rook, J. J. en Oskam, G. (1969). Biologisch-cherr~isclteervarirtgert rrlet opslag van Rijrlw~aterirt het Berertplaaf reservoir. HzO, 2, 269-278. 6. Huisman, L. en Martijn, Th. G. (1968). K~valiteitsverbeterirtg in doorstroontbekkerw. HzO, 1, 64-71, 86-93. 7. Leeflang, K. W. H. en Edelman, J. H. (1943). De bacteriologisclte ~verkirtg vat1 doorstrorrtirtgsbas~rzs. Water 27, 77-82. 8. Panna, S. (1966). Hydrobiologisch orlderzoek iri de Biesboscll. RIVON-publicatie. 9. Burg, P. van der. Persoonlijke mededelingen. 10. Ruttner, F. (1962). Grzirtdriss der Linlnologie. Walter de Gruyter & Co., Berlin.

11. Thompson, R. W. S. (1954). Stratificatiort and overtttrrt irt lakes and reservoirs. Jowi. Inst. Wat. Eng., 8, 19-52. 12. Mortimer, C. H. (1961). Motiort irt therntoclirtes. Verh. Int. Ver. Theor. Angew. Limnol., 14, 79-83. 13. Ridley, J. E. (1964).T/ternlal stmtificatiort and ti~erntoclirte corttrol in storage reservoirs. Proc. Soc. Wat. Treatm. Exam., 13, 275-297. 14. Bernhardt, H. (1963). Erste Ergebrtisse iiber die Beliiftzirtgsversuche art der Wal~r~bacl~talsperre. Jahrbuch ,,Vom Wasser", 30, 11. 15. Symons, J. M., Irwin, W. H., Robinson, E. L. and Robeck, G. G. (1967). Irrtpozrrtdrrterit destratificatior~for raw water qzrality corttrol zlsirtg either rrtecltar~icalor diffused-air ptortping. Jour. AWWA, 59, 1268-1291. 16. Ridley, J. E., Cooley, P. and Steel, J. A. P. (1966). Corttrol o f therrttal stratificatiort ill Thantes Valley reservoirs. Proc. Soc. Wat. Treatment exam., 15, 225-244. 17. Heusden, G. P. H. van (1947). De bestrijdirlg vat1 /let plattktorz irt de doors~on~irzgsbassirts. Water, 31, 197-202, 207-210. 18. Ridley, J. E. en Steel, J. A. P. Persoonlijke mededeligen. 19. Windle Taylor, E. (1968). Fzirther studies of therrrtal stratificatiorz irl storage reservoirs and some experiertces o f artificial destratificatiorz. 42nd Report, Chapter 10. 20. Windle Taylor, E. (1966). Treafrrlertt of storage reservoirs ~tdthcopper sulphate. 41th Report Chapter V. 21. Monie, W. D . (1957). Algzre corttrol nit11 copper sitlphnte. Water Sewage Works, 104, R 198-203.

1

,

-. ~ 9 ~ 1 %

Nornasl loor

Draog joor

Normno1 j o o r

N o r n l r o l jaar

Nornool )nor

;$:~;::r:c:c:r',::s::~X?~zS~:~:::::Pa?::z$~::~: r s - - n - - - - - - - - - n n n n n - - - - - - - n - - -

- - - - . . n C - -

Jaorlype Moondgrniddrldr

- - - - - - - n - -

320

0

A

300

230

A

200-

,--

40090 60 0

V

PO

60

60

-,. 0

1

2

3

4

5

J001

mgc171

400

300

200

100

0 0

8

2

3

4

Afb. 2 - Verloop van het chloridegehalte van het Riinnvzter te Lobitlt in een reeks van normale jaren onderbroken door een droog jaar (A),respectievelijk een zeer droog jaar (B).

kwaliteit van het aangeboden rivienvater, een zekere minimumverblijftijd van het water in de bodem vereist, met daarbij, afhankelijk van debiet en terreingegevens, een zekere minimum terreinoppervlakte. Hoe groot de minimale verblijftijd, welke iedere druppel water zal moeten hebben, in dit opzicht dient te zijn is een nog niet eenduidig bepaald vraagstuk. Op grond van zekere bedrijfservaringen wordt hier voor deze minimale constante verblijftijd Ti onveranderlijk 112 maand aangenomen.

2. De afvlakking van de anorganische kwaliteit Bij het begrip anorganische kwaliteitsverbetering werd reeds het zoutgehalte geintroduceerd. Voor de toekomstige drinkwatervoorziening van Nederland zal op grote schaal gebruik moeten worden gemaakt van het water, dat door de Rijn van buiten de landsgrenZen wordt aangevoerd. Onder alle omstandigheden is de afvoer van deze rivier voor dit doe1 toereikend, doch de kwaliteit van het rivierwater laat veel te wensen over. Talloos zijn de afvalstoffen welke in het dichtbevolkte en sterk geindustrialiseerde achterland op de Rijn worden geloosd, met een sterke verzouting en vervuiling van deze rivier tot gevolg. De vervuiling met organische afvalstoffen heeft in het verleden ongetwijfeld de meeste moeilijkheden, waaronder reuk- en smaakbezwaren veroonaakt, doch deze verontreiniging kan vergaand door oxydatie en adsorptie worden verwijderd. Dit is niet het geval met de anorganische zouten, welke na lozing onveranderd in het rivierwater blijven en evenmin door de gebruikelijke zuiveringsmethoden k u ~ e nworden weggenomen. In feite is de verzouting dan ook ernstiger dan de vervuiling,

vooral ook omdat het chloride-ion hierbij zulk een belangrijke plaats inneemt. Dit chloride-ion kan daardoor zelfs als kenmerkend voor de verzoutingstoestand van de rivier als geheel worden beschouwd en dit is de reden dat in dit artikel verder alleen hieraan aandacht zal worden gegeven. Met de onveranderlijkheid van de eenmaal geloosde chloride-ionen, kan het gehalte hiervan worden berekend als quotient van de chloridebelasting en de waterafvoer van de rivier. De waterafvoer van de Rijn is uitvoerig bestudeerd, doch over de toekomstige chlorideafvoer van de Rijn staan onvoldoende gegevens ter beschikking. Enerzijds is in het verleden door toenemende industrialisatie een sterke stijging van deze chlorideafvoer opgetreden, terwijl thans ook een duidelijke correlatie met de waterafvoer aanwezig is. Aan de andere kant echter worden door de Internationale Commissie voor bescherming van de Rijn tegen verontreiniging krachtige pogingen aangewend om tot een beAfb. 3

- Kuiwtmatige infiltratie met variabele verblijftijd.

perking van deze chloridebelasting te komen. Het is thans nog onmogelijk om te voorspellen welke uitwerking deze factoren zullen hebben en daarom zal - arbitrair worden uitgegaan van de waarden welke als gemiddelde voor 1963 zijn gevonden, d.w.z. een natuurlijk chloridegehalte van 20 mg/l en een kunstmatige chlorideafvoer van 230 kg/sec. of een totaal gehalte gelijk 230.000 c = 2 0 + mg/l QR waarin QR de Rijnafvoer in m3lsec. bij Lobith voorstelt. Uitgaande van deze chloridebelasting is het verloop van het chloridegehalte van het Rijnwater in normale en droge jaren berekend en geschematiseerd op de wijze zoals aangegeven in afb. 2. Er moet nog worden opgemerkt dat in dit verband onder een normaal, een droog en een zeer droog jaar wordt verstaan een jaar met een jaarafvoer met een kans van voorkomen van respectievelijk gemiddeld 50 %, 10 % en 2 %. Ter verbetering nu van de anorganische kwaliteit van het rivienvater in een grondwaterreservoir moet een menging tot stand worden gebracht, die kan worden verkregen door een variatie in verblijftijden van het ge'infiltreerde water in de ondergrond. Besproken zal worden op welke wijzen een doelmatige menging in een grondwaterreservoir kan worden verkregen waarbij een afvlakking van het chloridegehalte wordt nagestreefd.

3. Verblijftijden In afb. 3 is een doorsnede weergegeven over een grondwaterreservoir, waarbij infiltratie plaats vindt door middel van een open kanaal en onttrekking door middel van een gesloten drain. Duidelijk is de variatie in de lengte van de stroomlijnen zichtbaar en mede door een altijd optredende variabele doorlatendheidscoefficient k zal een aanzienlijke spreiding in de verblijftijden optreden. In afb. 4 is de cumulatieve verdeling van de verblijftijden voor dit geval weergegeven, waarbij Ti de minimum verblijftijd voorstelt, T, de maximale verblijftijd en T, de gemiddelde verblijftijd. Naast de nu geschetste ongewilde wisseling in verblijftijden is het ook mogelijk een opzettelijke spreiding in deze verblijftijden aan te brengen door de afstand en/of het verval tussen infiltratiegeul en draineerleiding te varieren. Zo kan de in afb. 5 met een volgetrokken lijn aangegeven lineaire spreiding in verblijftijd worden verkregen. Hiertoe moet de plattegrond van het infiltratiegebied worden gekozen als aangegeven in afb. 6. Uiteraard zal om tot een juiste vormgeving te komen de geo-hydrologische gesteldheid van het infiltratiegebied bekend moeten zijn. Het is beslist niet noodzakelijk dat de vorm van het infiltratieterrein precies zo wordt gekozen als is aangegeven in afb. 6. Het is ook denkbaar dat in plaats van een gebogen draineerleiding een aantal rechte draineerleidingen

Afb. 4 - Cumrtlatieve verdeling van de verblijftijden voor 11e1 it~filtratiescltetnavan afb. 3.

Afb. 7 - Verloop van 11et cl~loridegehalte vat1 het nvierwater te Lobith na infiltratie volgens afb. 6 met T i = 0,5 tnaatzd etr - T i = A T variabel. Opeenvolging van normale jaren onderTI,& broken door eetl droog jaar.

I

Afb. 5 - Crtnlulatieve frequet~tieverdelingvat1 de verblijftijden bij klolstnlatige infiltratie en eetl vanabele afstatzd tltsserz it~filtratiegeul en draineerleiding.

Afb. 6 - Krttlstntatige infiltratie nret lineair gespreide verblijftijdetl.

--

--

1

evenwijdig aan de infiltratieleiding wordt gekozen waarmede de in afb. 6 geschetste vorm wordt benaderd. Voorts behoeft het infiltratieterrein niet aaneengesloten te zijn; een verdeling over meerdere terreinen is geenszins bezwaarlijk. Het staat intussen nog niet vast dat lineaire spreiding van de verblijftijden als de meest gunstige moet worden aangemerkt voor de afvlakking van het zoutgehalte van te infiltreren oppervlaktewater. Hiertoe zal in het volgende een nader onderzoek worden ingesteld, waarbij eerst een paar begrippen nader mathematisch moeten worden vastgelegd. Bij een lineaire spreiding van de verblijftijden geldt:

waarin p het percentage water is met een verblijftijd T of korter. T i is de eerder aangegeven minimum verblijftijd en T, de maximum verblijftijd. AUeen het verschil A T = T, - T i bepaalt nu de afvlakkende werking op de wisseling in samenstelling van het te infiltreren rivierwater. Voorts moet worden vermeld, dat voor een infiltratiecapaciteit Q mzlmaand in een terrein met watervoerende dikte H en een bergingscoefficrent p, een oppervlakte nodig is gelijk:

waarin de gemiddelde verblijftijd T, gelijk is aan

4. Infiltratie met constante capaciteit Nagegaan zal worden wat de verandering van het chloridegehalte is bij infiltratie met constante capaciteit, d.w.z. toe- en afvoer van water naar het infiltratieterrein zijn gelijk en constant. In afb. 2 is het verloop van het chloridegehalte van het Rijnwater getoond indien een reeks van normale jaren wordt onderbroken door een droog of zeer droog jaar. De maximale en de gemiddelde chloridegehalten voor deze jaartypen bedragen in mg/l: normaal jaar maximaal gemiddeld

230 144

droog jaar

zeer droog jaar

320 196

360 230

Hierbij kan het gemiddelde over een lange reeks van jaren gelijk worden gesteld aan het gemiddelde van het normale jaar ofwel 144 mg Cl'/l. Het streven zal er nu op gericht zijn zo constant mogelijk dit gemiddelde chloridegehalte aan de consument af te leveren en de laatstgenoemde waarde zal des te meer worden benaderd naarmate de spreiding in de verblijftijden groter is.

In afb. 7 zijn nu voor de opeenvolging van een aantal normale jaren onderbroken door een droog jaar de resultaten weergegeven indien het rivierwater een infiltratieterrein doorstroomt dat is ingericht volgens het principe der lineaire verblijftijden. Het resultaat is weergegeven voor verschillende waarden van A T bij overigens een onveranderlijke waarde van

Afb. 8 - Verloop van het chloridegehalte van het rivierwater te Lobith na infiltratie volgens afb. 6 met T i = 0.5 maand en Tm - Ti = A T variabel. Opeenvolging van normale jaren onderbroken door een zeer droog jaar.

T i gelijk 112 maand. Het blijkt nu dat bij toenemende waarde van A T (3, 6, 12, 24, maanden) het maximale chloridegehalte in het droge jaar daalt van 320 mg/l tot respectievelijk 283,248,199 en 173 mg/l. De berekening van dit systeem is zeer eenvoudig. Het geschiedt volgens het principe van het voortschrijdend Afb. 9 - Maximum chloridegehalte van bet rivienvater te Lobitk in een droog en een zeer droog jaar, nu infiltratie volgens afb. 6. als flrnctie van Tm - T 3 = A T.

--

kc/ Voorraad terrein

-----

----

I

-

Afb. 10 Serieschakeling van een voorraadterreirt met een infiltraliet erreirr

.

gemiddelde. Bij A T = 12 maanden kan het chloridegehalte van het in een bepaalde maand afgeleverde water worden bepaald door het gemiddelde chloridegehalte van het ingebrachte water over de voorafgaande 12 maanden te berekenen. Het is belangrijk om na te gaan hoe groot het infiltratieterrein zal moeten zijn bij A T = 12 maanden en een resultaat van 199 mg/l. AT 12 T*=Ti+-- 0,5 - = 6,5 maand, zodat 2 2

+

In afb. 8 is het resultaat weergegeven indien een serie normale jaren wordt onderbroken door een zeer droog jaar. Bij toenemende waarde van A T (3, 6,12, 24 maanden) daalt het maximale chloridegehalte van het afgeleverde water van 360 mg/l tot respectievelijk 320, 287, 235 en 192 mg/l. In afb. 9 is het resultaat van de hiervoor aangegeven berekeningen samengevat. Op de horizontale as is A T uitgezet in jaren en op de verticale as de bijbehorende waarde van het maximale chloridegehalte dat in de cyclus van het droge jaar en het zeer droge jaar bij zekere A T kan worden bereikt. Duidelijk blijkt dat vergroting van A T aanvankelijk een grote kwaliteitsafvlakking geeft terwijl de verbetering bij toenemende waarde van A T relatief steeds minder wordt. Het vermoeden rijst dat voor eenzelfde gemiddelde verblijftijd wellicht een beter resultaat wordt verkregen wanneer de verhouding tussen de maximale en de minimale verblijftijd groter is dan met lineaire verblijftijdsverdeling kan worden verwezenlijkt. Deze suggestie is voor verschillende verblijftijdsverdelingen onderzocht. Gebleken is dat een wezenlijke verbetering niet bereikbaar is. De lineaire verblijftijdsverdeling moet als de meest gunstige worden beschouwd.

5. Vecandering van het chloridegehalte bij infiltratie met constante capaciteit en tijdelijke opslag van water Uiteraard is het streven erop gericht om met een minimum aan terreinoppervlakte een zo gunstig mogelijk resultaat te bereiken. Hiertoe zal nu het geval worden behandeld waarbij de infiltratie met constante capaciteit wordt gecombineerd met de mogelijkheid van tijdelijke opslag van water. In het hiervoor besproken geval werd de menging van het rivierwater in een infiltratieterrein bepaald door de grootte van het infiltratieterrein en de verdeling van de verblijftijden. Indien beide zijn vastgesteld, kan bij infiltratie met constante capaciteit geen invloed meer op de menging worden uitgeoefend. Deze situatie kan worden verbeterd indien 10s van het infiltratieterrein een voorraadterrein wordt geexploiteerd waar in perioden van laag chloridegehalte van het rivierwater een voorraad wordt aangelegd, die in perioden van hoog chloridegehalte van het rivierwater in de infiltratieleiding van het infiltratieterrein wordt gebracht. Tezelfdertijd wordt het rivierwater met hoog chloridegehalte naar het voorraadterrein gevoerd en daaruit weer afgevoerd naar het infiltratieterrein in perioden van aanbod van water met laag chloridegehalte, enz. Hiermede wordt een infiltratie met constante capaciteit gehandhaafd en worden grondwaterstandsfluctuaties in het infiltratieterrein vermeden. Aangezien het infiltratieterrein zo wordt ingericht dat een minimale verblijftijd T i van het water wordt gegarandeerd en a1 het aangevoerde water dit terrein passeert, behoeft bij de dirnensionering van het voorraadAfb.11 - Serieschakeling van drie voorraadferreinen ntet eert

in-

filtratieterrein, 1

- .

.-

I

taat eerst bereikt bij een beschikbare terreinoppervlakte van

Q

F=.6,s P 'H Ter illustratie van de grote mogelijkheden van het hier ontwikkelde systeem is in afb. 13 het resultaat van de bedrijfsvoering aangegeven indien wordt beschikt over 6 voorraadterreinen met een voorraad van 1 maand en C6n infiltratieterrein met T i = 0,5 maand en A T = 6 maanden dus T, = 3,5 maand. Het maximale chloridegehalte in bet afgeleverde water in de opeenvolging van normale jaren onderbroken door een droog jaar bedraagt nu 165 mg/l, tenvijl de schommelingen van het chloridegehalte beperkt zijn. Om dit resultaat te bereiken is een terreinoppervlakte nodig van in totaal

F = 9,s.-

Q

P'H Zonder voorraadterreinen zou dit resultaat eerst kunnen worden bereikt bij een infiltratieterrein met een oppervlakte gelijk: A f b . 12 - T e bereiken reszrltaten indien drie voorraadferrei~zen worden gecombineerd met 6611 infiliratieterrein ( A T = 3). Opeenvolging van normale jaren onderbroken door een droog jaar. A. Verloop van het chloridegehalte van het water in de voorraadterreinen I, I1 en 111. B. Verloop van het chloridegehalte van het water uit het infiltratieferrein, Ti = 0,5 en T a = 2 maanden.

terrein met een minimale verblijftijd geen rekening te worden gehouden. Het systeem van deze wijze van infiltratie is weergegeven in afb. 10. Terrein I is het voorraadterrein waar naartoe of waaruit water kan worden gevoerd naar het infiltratieterrein 11. De oppervlakte van het voorraadterrein kan worden aangegeven met behulp van de formule:

Afb. I3 - T e bereiken resultaten indien zes voorraadterreirzen worden gecombineerd met k i n i~zfiltratieterrein ( A T = 6). Opeenvolging van normale jaren onderbroken door een droog jaar. A. Verloop van 11et chloridegehalte van het water in de voorrndterreinen I, I1 en ZZI. B. Verloop van het chloridegehalte van het water in de voorraadterreirzen IV, V en V I . C. Verloop van her chloridegehalte van het wafer uit Aet infiltratieterrehz, T i = 0,5 en T , = 3,5 maand. np~l'/~

300

waarbij n het aantal maanden is waarvoor de voorraad is aangelegd en Q de aanvoer in mslrnaand. Het infiltratieterrein heeft de eerder vermelde oppervlakte gelijk:

200

too

0 0

In afb. 11 is de situatie aangegeven indien wordt beschikt over 3 voorraadterreinen en 1 infiltratieterrein. Indien nu deze 3 voorraadterreinen geschikt worden gemaakt voor een produktie van l maand, dus n = l, en het infiltratieterrein wordt aangelegd met T i = 0,s maand en A T = 3 maanden, dus T, = 2 maanden ,dan kan in de cyclus met het droge jaar een maximaal chloridegehalte van 199 mg/l in het afgeleverde water worden bereikt. Grafisch is dit resultaat weergegeven in afb. 12. De totale oppemlakte kan nu worden berekend op:

Bij de methode zonder voorraadterreinen werd dit resul-

¶

3

4

I

1

Onttrokklng aan voorraad -

Afb. 14 - Serieschakeling van een voorraadbekken met een infiltratieterrein.

Afb. 15 - Watersfanden in het infiltraiiegebied bij norn~aal bedrijf ( A ) en aan het einde van een periode van onderbroken aanvoer (B).

Het zal duidelijk zijn dat de aanleg- en exploitatiekosten in het hier besproken geval van het in voorraadterreinen en infiltratieterrein versneden oppervlak groter zijn dan in het geval over CCn groot infiltratieterrein wordt beschikt. Indien bijvoorbeeld de beschikbare terreinruimte beperkt is kan het toch aanbeveling verdienen over te gaan op het hier ontwikkelde systeem van infiltratie met constante capaciteit en tijdelijke opslag van water. Tenslotte moet nog worden opgemerkt dat het geenszins noodzakelijk is dat de tijdelijke wateropslag in voorraadterreinen plaats vindt. Dit kan ook zeer goed gebeuren in een open bekken in de nabijheid van de rivier zoals is aangegeven in afb. 14.

tisch is deze werkwijze aangegeven in afb. 15. Wameer bijvoorbeeld eerst met de infiltratie wordt gestopt indien een chloridegehalte van het fivierwater gelijk 230 mg/l wordt overschreden, dan wordt in het normale jaar de infiltratie niet onderbroken, terwijl in het droge jaar 4 maanden (september t/m december) en in het zeer droge

6. Verandering van het verloop van het chloridegehalte bij infiltratie met variabele capaciteit In het voorgaande is steeds van de veronderstelling uitgegaan dat constant water aan de rivier wordt onttrokken en tot infiltratie gebracht. Deze wijze van bedrijfsvoering heeft een constante belasting van de winningsen zuiveringsmiddelen aan de rivier, alsmede een constante belasting van de transportleiding naar het infiltratiegebied tot gevolg. Afgezien van reserve-capaciteit, waarop nader wordt teruggekomen, irnpliceert deze methode de meest economische exploitatie van genoemde middelen. Het gevolg is echter dat ook in perioden van slechte waterkwaliteit, water aan de rivier wordt onttrokken. Om het chloridegehalte in het afgeleverde water te verlagen zal het infiltratieterrein groot moeten worden gekozen of een kombinatie met voorraadterreinen moeten worden toegepast. Er kan ook worden besloten in perioden van aanvoer van rivienvater met hoog chloridegehalte de onttrekking aan de rivier alsmede de infiltratie te onderbreken. In deze perioden gaat de onttrekking aan het infiltratiegebied uiteraard normaal verder en er treedt dan ook een grondwaterstandsverlaging op, die zich ook buiten het eigenlijke infiltratiegebied zal doen gevoelen. Schema-

Afb. 16 - Verloop van het chloridegehalte van het rivienvater re Lobith na infilfraiie volgens afb. 6 alsrnede de aanvoer van rivierwater naar het infiltratieterrein bij 1, = 4 maanden in het droge jaar en 1, = 6 rnaanden in hei zeer droge jaar. T i = 0,5 en A T = 12 maanden. I

1

jaar 6 maanden (juli t / m december), geen water tot infiltratie wordt gebracht. I n afb. 16 is het resultaat van de geschetste bedrijfsvoering aangegeven, indien een reeks normale jaren wordt onderbroken door respectievelijk een droog en een zeer droog jaar. Bij de berekening is ervan uitgegaan dat wordt beschikt over een infiltratieterrein met Ti = 0,s en A T = 12 maanden en voorts dat de hoeveelheid water, die in de onderbrekingsperiode to te weinig wordt aangevoerd, in het opvolgende normale jaar extra wordt aangevoerd. Voor het droge jaar geldt dan dat in het opvolgende nor-

4

male jaar - . Q m3/maand zal moeten worden aange3 voerd, terwijl deze hoeveelheid in het normale jaar vol3 gende op het zeer droge jaar - Q m3/maand bedraagt. 2 Uit afb. 16 blijkt dat een aantrekkelijke verbetering wordt verkregen, wanneer de resultaten worden vergeleken met die, welke werden behaald met 6Bn infiltratieterrein met Ti = 0,s en A T = 12 maanden (T, = 6,5 maand). Het chloridegehalte daalt van 199 naar 170 mgjl in een droog jaar en van 235 naar 181 mgjl in een zeer droog jaar. In het droge jaar is een onderbrekingsperiode to van 4 maanden in ogenschouw genomen. D e vraag is echter of deze keuze van to uit overwegingen van kwaliteitsverbetering we1 gerechtvaardigd is. Hiertoe is nagegaan welke resultaten kunnen worden geboekt, indien voor het droge jaar to wordt gekozen op respectievelijk 0, 1, 2, 3 en 4 maanden. D e uitkomsten van deze berekening zijn aangegeven in afb. 17. Uit deze afb. kan worden opgemaakt dat een onderbrekingsperiode van meer dan 2 B 3 maanden niet gerechtvaardigd is. Uiteraard is een zeer belangrijke overweging welke in de beschouwingen moet worden betrokken de mogelijke grondwaterstandsdaling welke in het infiltratiegebied toelaatbaar is, alsmede de maximale transportcapaciteit. Hier zal verder niet op deze beperkingen worden ingegaan. Belangrijk is de omstandigheid dat altijd op de mogelijkheid van een onderbreking in de aanvoer zal moeten worden gerekend. Bij gebruik van Rijnwater moet er immers rekening mee worden gehouden dat zich op deze druk bevaren rivier met grote lozingen van industrieel afvalwater een calamiteit voordoet, waardoor dit water gedurende enkele maanden voor kunstmatige infiltratie ongeschikt kan zijn. 7. Verandering van het verloop van het chloridegehalte bij infiltratie met constante capaciteit en menging met natuurlijk grondwater van laag chloridegehalte Tenslotte wordt het geval behandeld waarbij naast de rivier ook nog een andere bron wordt ingeschakeld, waarmede de resultaten welke met kunstmatige infiltratie kunnen worden bereikt, kunnen worden verbeterd. Wanneer infiltratie geschiedt in een terrein, waarvan de oorspronkelijke grondwaterspiegel onder een helling is gelegen, dan stroomt natuurlijk grondwater op het beschouwde gebied toe. Dit grondwater met een laag chloridegehalte van bijvoorbeeld 20 mg/l mengt zich met het kunstmatig ge'infiltreerde rivierwater, waardoor het chloridegehalte van het teruggewonnen water aanzienlijk kan dalen. Schematisch is deze situatie weergegeven in afb. 18, waarbij de werken nog zodanig zijn geprojec-

.

In m a a n d e n

1

Afb. 17 - Te verwacltte~l inaxintale chloridegeltalte bij verschillertde ivaardert vnil to ill ltet geval van infiltratie volgetts afb. 16.

teerd dat buiten het infiltratiegebied de hydrologische toestand in kwantitatief opzicht niet verandert. I n kwalitatief opzicht is er we1 een wijziging, daar de toestroming van natuurlijk grondwater van rechts door een afstroming van ge'infiltreerd rivierwater naar links is vervangen. Juist door deze vervanging is het chloridegehalte van het onttrokken water lager dan van het ge~nfiltreerde rivierwater. Wederom uitgaande van een lineaire spreiding der verblijftijden is in afb. 19 voor verschillende mengverhoudingen het maximale chloridegehalte na een droog jaar als functie van het verschil A T in verblijftijd, aangegeven. De menging met natuurlijk grondwater behoeft intussen geenszins te geschieden op de wijze zoals die nu is voorgesteld. Het grondwater kan ook apart van het infiltratieterrein worden gewonnen en slechts dan met het ge~nfiltreerderivierwater worden gemengd, indien het chloridegehalte in het afgeleverde water dreigt te stijgen boven een aanvaardbaar geachte grens. Afb. 18 - K~iilsti~zatige it~filfrafie in eeil gebied tilei reeds aatiivezige grortdn~aferstronti~~g q . Oorspror~kelijke toestatid ( A ) er~ sitztatie tijdeits iiifiltratie (B).

In afb. 20 is deze werkwijze aangegeven voor het geval dat wordt beschikt over een infiltratieterrein met lineair gespreide verblijftijden en A T = 12 maanden. De toeen afvoer respectievelijk naar en uit het infiltratieterrein is nu variabel en wordt bepaald door de vereiste mengverhouding. Zonder menging zou het chloridegehalte in de beschouwde opeenvolging van normale jaren onderbroken door een droog jaar stijgen tot 199 mg/l. Indien een maximaal chloridegehalte van 150 mg/l wordt gewenst, dan moet geleidelijk steeds meer van elders aangevoerd grondwater worden bijgemengd. In dit geval blijkt met een maximale aanvoer van grondwater (20 mgC1'/1) van 28 % van de maandproduktie aan genoemde wens te kunnen worden voldaan. Berekeningen hebben aangetoond dat, uitgaande van een zekere capaciteit van een grondwaterwinplaats, voorafgaande afvlakking, zoals in afb. 20 wordt verondersteld, in vele gevallen geen betere oplossing geeft. Hierbij moet echter we1 worden bedacht dat dit afhankelijk is van de grens welke aan het maximale chloridegehalte van het afgeleverde water wordt gesteld. Het is dan ook mogelijk om het chloridegehalte van het rivierwater geheel te beheersen door bijmenging met grondwater en uit dien hoofde slechts infiltratie toe te passen om de organische kwaliteit van het water te verbeteren, waarbij volstaan kan worden met de minimale verblijftijd Ti = T, en AT=0. Het kan zijn dat in de nabijheid van het infiltratieterrein geen terrdn wordt gevonden waaraan grondwater voor de menging kan worden onttrokken. Deze menging is echter zo effectief dat naar andere methoden van menging met water met een laag chloridegehalte zal worden gezocht. EBn van deze methoden betreft de menging met ontzout water. In principe behoeft dan geen voorraad te worden gevormd indien de ontzoutingsinstallatie op maximale mengcapaciteit wordt gedimensioneerd. Deze capaciteit Afb. 19 - Maxirizztm clzloridegehalte van he! rivier~vaferte Lobith i~zeerz reeks r~orrrzalejaren o~zderbroke~z door een droog jaar, r ~ a iizfiltratie volgerzs afb. 6 erz nzeizgirlg nlet r~atuzrrlijkgror~dwater (20 rizg Cl'll), als fuizctie varz TI,& -Ti = A T .

Afb. 20 - Mengiizg van geznfiltreerd rivierwater en ~zatuurlijk grorzdwater (C1'-gehalte = M mgll) in de opeenvolgir~g vari norniale jarezz onderbrokerl door een droog jaar tot een ntaxirizuni gehalte van 150 nrgll. Ti = 0.5, A T = 12 maariden.

zal dan echter hoog moeten zijn en een combinatie van een lagere capaciteit met een voorraadreservoir ligt in de rede. In zijn algemeenheid zal ir. Ludert aan deze mogelijkheid aandacht besteden. Welk van de hier besproken systemen van kunstmatige infiltratie voor verwezenlijlcing het meest in aanmerking komt is onmogelijk eenduidig aan te geven. Dit zal in de praktijk van plaats tot plaats kunnen verschillen. Bij de keuze van de toe te passen methoden zijn onder meer de volgende factoren van belang:

1. de beschikbare terreinoppervlakte; 2. de geo-hydrologische gesteldheid van het infiltratiepakket; 3. de afstand van het infiltratieterrein tot de bron waaraan het ruwe water moet worden onttrokken; 4. de mate waarin voonuivering van het te infiltreren water moet plaatsvinden, waardoor de mogelijke infiltratiesnelheid in hoge mate wordt bepaald; 5. de aanwezigheid van terreinen of andere bronnen waaraan water met een laag zoutgehalte kan worden onttrokken voor menging. Resumerend kan worden gesteld dat een optimale kwaliteit water met behulp van d e kunstmatige infiltratie kan worden bereikt en dat d a e methode in grote mate kan bijdragen in het streven: ,,Van goed naar beter water".

Literatuur 1 . Huisman, L., Artificial recharge for prtblic water sztpplies in urbanized regioru, publication no. 72 of the IASH, Symposium of Haifa, 1967. 2. Huisman, L, en Haaren, F. W. J. van, Treatment of water before irzfiltratio~zand nzodificatiorz of its q~ralityduring its passage ztr1derground, ZWSA, Congres Barcelona, 1966.

3. Leeflang, K. W. H., Kwaliteitsverai1deri11g door ir~filtralie, Zeventiende Vacantiecursus in drinkwatervoorziening, 1965.

4. Martijn, Th, G.,Afvoer- er~ chloridekarakteristieken vaiz de Rijrz irz verband nzet voorraadvorritii~g,Water, 1967, no. 4. 5. Huisman, L. en Martijn, Th. G., Kwaliteifsverbetering bij kurlstrr~atigeiizfiltratie, H 2 0 1966.

IR. C. J. VAILLANT International Courses in Hydraulic and Sanitary Engineering, Delft

Nafiltratie 1. Meiding Nafiltratie verschilt in wezen niet van gewone filtratie. Evenwel wordt door het feit, dat aan een eventuele nafiltratie steeds een min of meer intensieve voorzuivering voorafgaat, de mogelijkheid geschapen methoden en uitvoeringsvormen van filtratie toe te passen, welke in een voorzuiveringsfase niet tot hun recht komen, doch voor gebruik in de eindfase van een zuiveringssysteem uitermate geschikt zijn voor het vervullen van CCn of meer specifieke taken. Tijdens de voorzuivering zijn immers zwevende stof, slib, ijzer en mangaan reeds grotendeels verwijderd, zodat de vuilbelasting van de nafilters gering is en lange tot zeer lange looptijden kunnen worden verwezenlijkt. Er wordt dan met nafiltratie gestreefd naar een verdergaande verwijdering, c.q. afbraak, van de reeds genoemde stoffen, alsmede van bijvoorbeeld organische stoffen, kleur, ammoniak en microorganismen. Zonder daarop diep in te gaan is het leerzaam eens na te gaan, naar welke criteria een systematische indeling van de verschillende filtratiemethoden mogelijk is. Als criteria zouden kunnen gelden 0.m:. - stroomrichting van het water: - horizontaal (bv. radiaal);

verticaal: opwaarts of neerwaarts; - oppervlaktebelasting of filtersnelheid: - langzaam; - snel; - aard van het filtermateriaal (zand of ander materiaal, of een combinatie van verschillende materialen); - aard van het filtratieproces: - chemisch-physisch; - chemisch-physisch-biologisch; - omstandigheden in het filter: - natfiltratie; - droogfiltratie; - schoonmaakmethoden: - hydraulisch door terugspoeling of oppervlaktespoeling; -mechanisch; - andere methoden; - recirculatiemogelijkheid: aanwezig; - afwezig. -

Enige van de op grond van deze criteria mogelijke combinaties zijn theoretisch onbestaanbaar. Andere combinaties zijn nog niet toegepast in het verleden doch zouden een nadere beschouwing best waard kunnen zijn. Wat zijn bijvoorbeeld voor- en nadelen van terugspoelbare radiale filters met recirculatie? Ik heb echter gemeend mij te moeten beperken tot bespreking van een tweetal bestaande nafiltratiemethoden, welke specifieke toepassingsmogelijkheden bieden en waarvan een redelijk aantal praktijkervaringen ter beschikking staan: de snelle droogfiltratie en de langzame (of biologische) zandfiltratie. Getracht is zoveel mogelijk aansluiting te vinden op hetgeen reeds met betrekking tot filtratie in vorige Vakantiecursussen is behandeld. Een dorre opsomming van een groot aantal velen reeds lang bekende feiten en ervaringen wordt zodoende vermeden en meer aandacht kan worden besteed aan enige theoretische aspecten, welke nu of later ook voor de praktijk van belang kunnen zijn. 2. Snelle droogfiltratie Over de principes en enkele toepassingsmogelijkheden van snelle droog-

filtratie hebben Linn en Boorsma reeds eerder uitvoerig gerapporteerd

111. Bij droogfiltratie sijpelt het te zuiveren water na sproeiing boven het filteroppervlak langs vrij grove zandkorrels (2 tot 4 mm) omlaag, waarbij ijzer en mangaan worden afgevangen en in het water aanwezige ammoniak door biologische activiteiten deels wordt weggenomen en deels via nitriet in nitraat wordt omgezet. Droogfiltratie is een in hoofdzaak biologisch proces. Een kenmerk van droogfiltratie is, dat niet zoals bij gewone natfiltratie water wordt gefiltreerd, doch als het ware een lucht-watermengsel. Op elke diepte in het filterbed is voldoende zuurstof aanwezig voor het op gang houden van de biochemische oxydatie. In de praktijk blijkt, dat in veel gevallen ijzer-, mangaan- en ammoniakhoudend grondwater in CCn, maximaal twee droogfiltratiefasen kan worden gezuiverd bij oppervlaktebelastingen van 3 tot 6 m3/h per m2 filteroppervlak (schijnbare filtersnelheid 3 tot 6 m/h; de werkelijke snelheid van het water in de slechts gedeeltelijk met water gevulde porien is uiteraard vele malen groter). Helaas gaat evenwel een hoog am-

Afb.I - Scheiila groi~dwaterzuiveringDordrecht (1969). kalkwater

ohloor

II

~

p

r

I

o

e

l

e luchtlng n w V fllters / ~ p~r droogfllter ole l -e n

ontharding ontl~eerinn

N B ~ O2 KHn04

17

0

Kleur

28 32

FE

10,34

&

0,56

Totale hardheid

6,4

p~

vrij C02

6 ~ 9 69 Temperatuur van het water gem.: oa 10'~. Oppervlaktebelasting droogfilters 4 m3/m2h Looptijden: oa 3 weken

1

(legevens, welwillend ter beschikking gesteld door het waterleidingbedrijf Dordrecht

moniakgehalte van grondwater veelal gepaard aan een hoge tijdelijke hardheid. Droogfiltratie heeft geen invloed op de tijdelijke hardheid. Daarom zullen zich in de toekomst meer en meer gevallen aandienen waarin het gewenst is tot een gedeeltelijke ontharding over te gaan als aanvulling op droogfiltratie. Ook het omgekeerde geval kan zich voordoen. Op grond van uitgebreide proefnemingen werd het waterleidingbedrijf van Dordrecht in de veertiger jaren uitgebreid met een grondwaterzuiveringsinstallatie. Na intensieve sproeiing wordt het gewonnen ruwe grondwater geleid door accelators, waarin kalkmelk ten behoeve van een gedeeltelijke ontharding wordt toegevoegd. Na natte snelfiltratie bevat het water praktisch geen mangaan en ijzer meer. Ammoniak wordt evenwel slechts gedeeltelijk verwijderd. Door de in de loop der jaren - destijds niet voorziene - stijging van het ammoniakgehalte in het ruwe grondwater nam allengs ook het ammoniakgehalte in het gezuiverde water sterk toe. Dit heeft ertoe geleid, dat inmiddels het zuiveringssysteem is verbeterd door de toevoeging van een aantal droge snelfilters (systeem Rijksinstituut voor Drinkwatervoorziening). Na de droge snelfiltratie wordt het water nog met ozon behandeld ter verbetering van reuk en smaak. I n afb. 1 is het zuiveringsschema voor de grondwatervoorziening weergegeven naar de toestand van begin 1969. Tevens zijn enkele gegevens vermeld over de hoedanieheid van het water in enkele stadia van de zuivering. Het blijkt, dat in de nafiltratiefase 0.m. het volgende geschiedt:

doorgaans nog te hoog geacht. T e Dordrecht wordt het gezuiverde grondwater gemengd in de verhouding 1 : 2 met gezuiverd rivierwater met laag ammoniakgehalte; bovendien wordt het ammoniakgehalte nog verder teruggebracht door de nachloring. Het uiteindelijke ammoniakgehalte van het afgeleverde water is daardoor aanvaardbaar geworden. Verdere verbeteringen van de bedrijfsvoering, de wijze van terugspoelen en van de constructie van de droogfilters zullen allengs leiden tot een hoger zuiveringsrendement. Het beschreven systeem kan bedrijfseconomisch zeer gemakkelijk concurreren in prijs met breekpuntschloring, waarbij de ammoniak niet biologisch maar chemisch wordt geoxydeerd. Een en ander moge blijken uit de kostenopstelling van afb. 2, waarbij nog niet eens rekening werd gehouden met de kosten van een noodzakelijke pH-correctie, noch met de financiele consequenties van het veel hogere chloride-gehalte tengevolge van breekpuntschloring. De werkelijke kosten van de droogfiltratie te Dordrecht zijn nog lager, omdat door allerlei factoren een aanzienlijke besparing op de bouwkosten kon worden verkregen. Omdat droogfiltratie in het laatste stadium van de zuivering een bijna uitsluitend biologisch proces is, zal bij lagere temperaturen van het water het rendement aanmerkelijk lager kunnen zijn. De grenswaarde van de watertemperatuur, waarboven biologische verwerking van ammoniak met behoorlijk rendement mogelijk is, wordt door deskundigen veelal op ca. 5" & 6" C gesteld. Dit is mede de reden,

- sterke toeneming van het zuurstof-

gehalte; - zeer aanzienlijke reductie van het ammoniakgehal te; - toeneming van het nitraatgehalte; - toeneming van het vrije koolzuur; - verlaging van de pH; - verdere reductie van ijzer- en mangaangehalten. De sterke afneming van het ammoniakgehalte is uiteraard het meest frappant, vooral gezien de korte verblijftijd (5 minuten) van het water in de droogfilters. Een sterkere reductie van het ammoniakgehalte zou natuurlijk welkom zijn geweest; een gehalte van gemiddeld 1 mg/l in gezuiverd water wordt

Afb.2

1

dat droogfiltratie minder in aanmerking komt voor toepassing in oppervlaktewaterzuiveringen. Bovendien is chemische verwerking van ammoniak bij concentraties lager dan ca. 5 mg/l over het algemeen goedkoper. Samenvattend kunnen we als volgt concluderen. Snelle droge nafiltratie dient in eerste instantie steeds als een reeel alternatief in beschouwing te worden genomen, als het ruwe of voorgezuiverde water ammoniakhoudend is. Droge nafiltratie zal met name een goede oplossing geven voor gevallen, waarin sterk ammoniakhoudend grondwater vooraf aan een gedeeltelijke ontharding moet worden onderworpen. 3. Langzame nafiltratie Reeds bij de bespreking van droogfiltratie werd gewag gemaakt van de bijzonder korte tijdsduur (3 & 7 minuten), welke voor biologische oxydatie van amrnoniak onder gunstige omstandigheden nodig is. Een veel langere reactietijd is nodig voor de - gedeeltelijke - afbraak van opgeloste organische stoffen. Bij grote filtersnelheden zou een filterbed met een dikte van enkele meters wellicht uitkomst kunnen brengen. Deze methode wordt in de praktijk niet toegepast. ~ a a r i n t e ~ e hebbenn ign. langzame zandfilters met geringe filtratiesnelheden (0,lO tot 0,40 m/h) en filterbedhoogten van 0,70 m tot 1,50 m afhankelijk van hun situering in plaats en tijd sinds anderhalve eeuw steeds een zekere populariteit genoten. Als filtermateriaal wordt in Nederland duin- of rivierzand met een effectieve diameter van 0,15 i 0,40 mm met geringe gelijkvormigheid gebruikt.

- Kostprijscalculatie voor a?i~mo~liakvemijderii~g,

Droogfiltratie

4 rns/m"/h I .oppervlaktebelasting . lnvestenng 1968 (staal) f 5.300,-

30.000 m3/m2/jaar per m2 filteroppervlak kostprijs elektriciteit f 0,07 per k w h

1 1

II I

Jaarlijkse kosten: Vaste kosten 13 % Variabele kosten

=

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

f 693,f 27,-

per m2 per jaar per m2 per jaar

Totale kosten f 720,- per rn2 per jaar Kostprijs per afgeleverde m3 water 2,4 cent. Per m3 water wordt 13 g ammoniak verwijderd, zodat de kostprijs per kg verwijderde ammoniak bedraagt f 1,85. Ter vergelijking Bij is tenrninste nodig 7 kg chloor per kg te venvijderen ammo. breekpuntschloring .. n ~ a k .BIJ een chloorprijs van f 0,40 per kg is de kostprijs per kg te venvijderen ammoniak derhalve 7 x 0,40 = f 2,80 (exclusief kosten kalkdosering en andere noodzakelijke investeringen (contactreservoir).

b. constante, optimale omstandigheden in en boven het filterbed. In het navolgende zullen deze beide voorwaarden nader worden onderzocht. 3.1. Samenstelling van het ruwe water Constante, optimale samenstelling van het aan het filter toegevoerde water impliceert een g o d aan het doe1 aangepaste voorzuivering, welke in het geval van de zuivering van rivierwater open of gesloten buffering noodzakelijk maakt. Grondwater is reeds van nature constant van samenstelling, doch langzame filtratie van grondwater wordt vrijwel niet meer toegepast.

Tijdens de voorbehandeling van oppervlaktewater moeten zwevende stoffen, ijzer en mangaan zo goed mogelijk worden verwijderd. Ammoniak en organische stoffen dienen tot een zodanig peil te zijn teruggebracht, dat het zuurstofverbruik in het langzame filter geen aanleiding kan geven tot een zuurstofgehalte van minder dan 4 mg/l in het filtraat. Het toegevoerde water mag bovendien geen stoffen bevatten, welke remmend werken op het biologisch filtratieproces. I n principe mag derhalve geen vrij chloor e.d. in het toegevoerde water aanwezig zijn, hoewel kleine hoeveelheden desinfectans doorgaans reeds in het ,,filterhuidje" van het filter zullen worden geelirnineerd. In de praktijk is te Dordrecht ervaren, dat een zeer klein gehalte aan vrij chloor in het aan langzame filters toegevoerde water niet bezwaarlijk is en zelfs kan leiden tot langere looptijden en een betere beheersing van het filtratieproces! Tenslotte zal de voorbehandelingsfase het water moeten afleveren met een voor langzame nafiltrabe geschikte pH. Dit conditionneren van het ruwe water op een bepaalde pH wordt 0.m. te Antwerpen toegepast. Het te Antwerpen aan het Albertkanaal onttrokken Maaswater wordt na coagulatie en snelfiltratie aan open langzame nafilters toegevoerd. Verstopping als gevolg van zwevende stof en kalkafzetting treedt niet op. Looptijden van langer dan C6n jaar zijn eerder regel dan uitzondering. De filterweerstand bedraagt slechts enkele cm; het nog aanwezige organische stofgehalte wordt teruggebracht tot ca. 65 %.

3.2. On~standighedenin het filter Vanzelfsprekend is ook de tweede voorwaarde - constante, optimale omstandigheden in en boven het filbed - van groot belang. 3.2.1. Overdekking Een zo goed mogelijk elimineren van invloeden van buiten zal in veel gevallen tot een beter eindresultaat leiden. Ruim 25 jaar geleden is op dit gebied door Nederlandse waterleidingdeskundigen veel baanbrekend werk verricht. Gedoeld wordt op de overdekking van langzame nafilters van duinwaterbedrijven. Over voor- en nadelen van overdekking is destijds veel gediscussieerd, 0.m. in het tijdschrift ,,Water9'. Bij een ongeveer gelijke zuiveringsefficiency (zie de grafiek, welke Leeflang samenstelde aan de hand van metingen van het kaliumpermanganaatverbruik [3]) bleek het mogelijk in tal van gevallen (duinwaterbedrijven Leiden, Amsterdam, Den Haag) de filtersnelheid van overdekte filters op te voeren tot 0,3 B 0,4 m / h in plaats van de tot dan toe gebruikelijke 0,l B 0,15 m/h. Tevens zijn langere looptijden mogelijk, terwijl bovendien de hoedanigheid van het filtraat aan minder schommelingen onderhevig is. Proeven met de overdekking van een langzaam rivierwaterfilter te Dubbeldam in de vijftiger jaren toonden aan, dat eenzelfde tendens aanwezig wsa. zij het dat over de korte proefperiode van 9 maanden, de gemiddelde hoedanigheid van het filtraat iets minder was dan van de niet-overdekte filters. We1 bleek ook hier, dat de afwijkingen van het gemiddelde geringer waren en een gelijkmatiger zuiveringsefficiency werd bereikt door de betere beheersing van het biologisch evenwicht. De teruggang in gemiddelde zuiveringsefficiency werd uiteraard veroorzaakt door het buitensluiten van licht en wind, waardoor biologische activiteiten in het bovenwater sterk werden geremd. 3.2.2. Constante filtratiesnelheid In de praktijk is gebleken, dat een constante filtratiesnelheid van groot belang is. Een betrouwbare regulateur, welke continu het debiet op de eenmaal ingestelde waarde handhaaft, is dan ook essentieel. Elke stootsgewijze verandering van de filtratiesnelheid dient te worden vermeden, doch ook langzaam verlopende variaties van de filtratiesnelheid kunnen narigheid veroorzaken.

Aanpassing van etmaal- of weekproduktie aan het waterverbruik zal bij normale langzame zandfilters moeten leiden tot een van tijd tot tijd bijstellen van de filterregulateurs, tenzij men de capaciteit van de filters instelt op het maximale produktievermogen en de ,,overtollig" geproduceerde hoeveelheid op enigerlei wijze afvoert. 3.2.3. Recirculatie Voert men het ,,overtollig" gefiltreerde water, bij voorkeur na beluchting, terug naar de inlaat van het filter, dan is recirculatie tot stand gebracht. Naar te Dordrecht is gebleken heeft recirculatie bepaalde voordelen. De eerste experimenten werden in 1959 uitgevoerd. De constante filtratiesnelheid leidt tot een betere handhaving van het biologisch evenwicht in het filter; men zou zich dit aldus kunnen voorstellen, dat de voor de biochemische oxydatie verantwoordelijke organismen zich gewennen aan de constante hydraulische omstandigheden. Constante hydraulische omstandigheden zullen bovendien minder aanleiding geven tot verplaatsing van stoffen, welke zich eenmaal in het filterbed hebben afgezet. We1 zullen als gevolg van de hogere filtratiesnelheid ijzer, mangaan en zwevende stoffen dieper in het filterbed dringen, hetgeen enerzijds tot langere looptijden zal kunnen leiden, doch anderzijds bij eventuele schoonmaak de verwijdering van een dikkere toplaag noodzakelijk maakt. Ten aanzien van organische stoffen wordt een verdergaande afbraak geconstateerd; het kaliuumpermanganaatverbruik is gunstiger dan zonder recirculatie. Wellicht moet dit hogere zuiveringsrendement worden toegeschreven aan het dieper doordringen van het vuil in het filterbed, waardoor de biologische activiteiten ook op grotere diepten in het filterbed worden geintensiveerd. I n afb. 3 is het principe van de recirculatiemethode met beluchting schematisch weergegeven. Q, en derhalve de filtratiesnelheid kan constant worden gehouden door ervoor zorg te dragen dat steeds (Q, QR) constant blijft: bij varibende produktie zal tevens de gerecirculeerde waterhoeveelheid moeten worden aangepast. Bij elke Q, behoort een bepaalde recirculatiefactor R, welke wordt gedefinieerd als het quotient van QR en Q,. In de praktijk is te Dordrecht gebleken, dat voor een bepaalde produktie een beter zuiveringsrendement, vooral

+

Qp=Qo QR = R Q p

Qf = Q p + Q = constant Beluchtinq

Afb. 3 - La~lgzaanzfilter nzet recircztlatie.

ten aanzien van de afbraak van organische stoffen en ammoniak, wordt verkregen door R en derhalve de filtratiesnelheid zo groot mogelijk te kiezen. Een en ander moge worden toegelicht aan de hand van het volgende voorbeeld. Een filter met een oppervlakte van 1000 m2 levert een ~ r o d u k t i evan 100 m3Ih. Voor verschillende waarden van R worden de in tabel I1 vermelde concentraties van organische stoffen in het filtraat gevonden Bij hogere recirculatiefactoren en hogere filtratiesnelheden blijkt bij dit filter voor eenzelfde produktie een beter zuiveringsrendement te worden bereikt, terwijl toch de gerniddelde verblijftijd van het water in het filter niet is veranderd. Een gedeeltelijke verklaring voor het betere zuiveringseffect bij gelijke produktie doch grote recirculatie is, dat als gevolg van de beluchting van het gerecirculeerde water meer zuurstof beschikbaar is voor de oxydatie van eenzelfde hoeveelheid organische stof en ammoniak. Ook andere factoren (0.m. enzymen) zullen een rol spelen; biochemici en biologen zouden hierover eens hun gedachten moeten laten gaan! Door de grotere hoeveelheid beschikbare zuurstof is ook de kans op anaerobie in het filter sterk verminderd. Een hoge bovenwaterstand is noodzakelijk ter vermijding van negatieve drukken in het filterbed als gevolg van de hogere filtratiesnelheden. 3.2.3.1. M a t h e m a t i s c h model van de recirculatiemethode Tabel I1 en afb. 3 noden als het ware tot een mathematische analyse. Stelt men de concentratie van de organische stoffen (bepaald als kalium-

TABEL 11

Q,

Q,

QR

R

Qi

0 % d d

2

v

02:

as

" 0 %

8Ocy

m3/h m3/h - m3/h m3/h m/h

2&

a2g 100 100 100

100 100 100

0 1 2

0 100 200

100 200 300

0,l 0,2 0,3

66% 56 % 50%

permangaaaatverbruik) in het aangevoerde water op C,, die in het bovenwater op C, en de restconcentratie in het filtraat op C,, dan is onder aanname van volledige menging in het bovenwater wegens continuiteit

Stelt men voorts, dat bij een filtratiesnelheid v de restconcentratie in het filtraat een fractie a is van de concentratie in het bovenwater, derhalve Ci = a C,, (2) dan vindt men na eliminatie van C, uit (1) en (2): a

C,

=

1 t R - a R I n het voorbeeld van dan, dat voor v = 0,10 m/h; voor v = 0,20 m/h; voor v = 0,30 m/h;

c,

(3)

tabel I1 blijkt a = a = a =

0,66; 0,715 0,75.

Bij toenemende filtratiesnelheid neemt a toe en daalt weliswaar de relatieve filtratie efficiency

cf c,

(1 - -),

doch

dankzij de recirculatie neemt C,, zodanig af, dat het zuiveringsrendement

cf c,

(1 - -) betert.

van het gehele systeem ver-

Het is interessant eens te bezien tot welke conclusie een mathematische formulering van het langzame filtratieproces verder nog kan leiden. Men dient zich daarbij goed te realiseren, dat de mathematische formulering van processen als filtratie nog verre van volmaakt is. Voorspellingen kunnen slechts worden gedaan, wanneer over een voldoende aantal waarnemingen wordt beschikt. Dan nog zijn deze voorspellingen alleen betrouwbaar, voor de omstandigheden, werkwijze en type van het filter, waarvoor het mathematisch model is opgesteld. Extrapolatie kan dikwijls tot onjuiste conclusies leiden. Een voorzichtige hantering van mathematische modellen is dan ook essentieel. Een mathematisch model kan evenwel het inzicht vergroten en derhalve een basis vormen voor eventuele verdere onderzoekingen en experimenten. Sinds de eerste poging van Iwasaki [5] in 1937 om het filtratieproces mathematisch te beschrijven is door velen getracht een mathematische filtratietheorie op te bouwen [6, 71. Daarbij wordt meestal uitgegaan van de veronderstelling, dat op een bepaald tijdstip t de afname dC van de concentratie C van een bepaalde stof na filtratie over een ,,elementair" laagje met dikte dh, gelegen op diepte h onder het filteroppervlak, evenredig is met de concentrzie C van die stof op diepte h, derhalve

ac - XC (4) ah In de chemie en biologie wordt dit een reactie van de eerste orde genoemd. X is de zogenaamde filtratiecoefficient. X is een functie van een groot aantal parameters, zoals bijvoorbeeld de filtratiesnelheid, aard, vorm en afmetingen van het filtermateriaal, de temperatuur, de aard van de stof, welke in beschouwing wordt genomen, de hoedanigheid van het water. Bovendien varieert X met de tijd, reden, waarom in (4) het partiele differentiaalquotient wordt gebruikt; tevens zal X op verschillende diepten van het filterbed een andere waarde hebben. Integratie van (4) is dus eigenlijk alleen verantwoord, indien X als functie van de verschillende parameters is gegeven. Desondanks wordt veelvuldig onder gebruikmaking van een soort gemiddelde A, die representatief wordt ge-

L

I n afb. 4 is - als functie van XL in c o

grafiek gebracht voor n = o, 1, 2 en 3. Men vergelijke grafiek 22-2 uit het hoofdstuk ,,Treatment kinetics" van Fair et a1 [8]. Formule (6) wordt gevonden door integratie van de partiele differentiaal1) over vergelijking van de orde (n het gebied van h = o tot h = L, welke luidt:

+

1

A= 100 m-'

Afb. 4

?

MI

a02

M 2

no&

a05

M5

M7

Het heeft weinig zin aan deze materie diepgaande beschouwingen te wijden, welke van weinig praktische betekenis zijn. Slechts zij vermeld, dat in formule (7) tot uitdrukking komt, dat naar gelang het water dieper in het filter doordringt, de relatieve afname in concentratie steeds meer afneemt, hetgeen althans voor organische stof en misschien ook voor ammoniak beter met de praktijk overeenkomt. Bovendien is het op deze wijze mogelijk in de waarde van n de invloed van de bepalingswijze van het gehalte aan organische stoffen (kaliumpermanganaatverbruik) te verdisconteren. Tabel 111 geeft de relatieve restcon-

in

C

cf

- -als functie van h L.

-

centraties - op diepte 2 L en 3 L, be-

Co

acht voor het proces, vergelijking (4) gelntegreerd; Men vindt dan

cf

- XL

-- e

Cb waarin e = het grondgetal van de neperiaanse logarithmen; L = dikte van het filterbed; C, = restconcentratie in het filtraat; C, = concentratie in het te filteren water. Voor de verwijdering van zwevende stof, bacterien en ijzer (misschien ook mangaan) blijkt dikwijls het filtratieproces met behulp van (5) redelijk te kunnen worden beschreven. Formule (5) lijkt evenwel ongeschikt voor de mathematische beschrijving van de verwijdering van organische stof door een langzaam filter. Hoewel op zichzelf de afbraak van organische stof nog we1 een reactie van de eerste orde zou kunnen zijn, is de invloed van verschillende neven-

factoren (0.a. de afhankelijkheid van X van de diepte, afnemende concentratie van de zuurstof op grotere diepte, penetratiediepte van stoffen, welke katalytisch kunnen werken) van dien aard dat het aanbeveling verdient het proces van de verwijdering van organische stof door een langzaam filter te beschrijven met een differentiaalvergelijking van hogere orde.

rekend met formule (6) voor verschillende waarden van n, doch aangeC, nomen, dat - = 0,66 bedraagt op c o

diepte L. Zoals blijkt uit de nummerieke waarde van X L, is X mede afhankelijk van de gebruikte n. Vergelijkt men de berekende waarden

cf

Men vindt dan formules van de vorm

van - in tabel 111 met de tendens van

cf

waarnemingen uit de praktijk, dan blijkt voor de verwijdering van organische stoffen n = 3 in elk geval beter te voldoen dan n = o. Vele onderzoekers hebben getracht een empirisch of theoretisch verband te vin-

-

c o

1

-

Co

(1

Voor n = gevonden.

TABEL 111 Diepte

+ n X L)l/n

, waarin n > o

(6) o wordt formule (5) terug-

c*

Enige waarden van - als functie van n en L. CO n=O

n = l

n = 2

h L = 0,40

h L = 0,50

h L = 0,63

n=3 h L = 0,79

den tussen X en de filtratiesnelheid v. Meestal zijn deze van de vorm

Hierin stelt E een constante voor, waarvan de grootte afhankelijk is van de overige omstandigheden. De exponent m kan verschillende waarden aannemen, a1 naar gelang de aard van de in beschouwing genomen stof. m varieert van 0,3 tot 3, zoals blijkt uit verschillende publicaties [7]. Aannemende, dat voor organische stoffen n = 3 in formule (6) geldt, kan uitgaande van tabel 11 de expo-R nent m worden berekend. Men vindt m = 0,5. Zouden we een lagere waarde voor n A f b . 5 - ---ah functie van R, m en n. hebben aangenomen, dan zouden we c, ook een kleinere waarde voor m hebben gevonden. In afb. 5 is, uitgaande van een restconcentratie C , = 0,66 C, bij R = o, het op grond van de formules verkregen verband weergegeven tussen R en enkele waarden van m en n. Uiteraard wordt voor m = o (d.w.z. constante X voor verschillende filtraVcorbeeld uit praktijk (~ordrecht)- met varilrende R. tiesnelheden) de grootste verbetering van het zuiveringsrendement bij recirculatie bereikt. Voor waarden van m< 1, doch m > o, wordt het zuiveringsrendement Kleur gunstiger naar gelang de gebruikte filKMnO tratieformule van een hogere orde 4 (dus grotere n) is en de recirculatieReductie KMnO factor R toeneemt. Voor m = 1 blijft 4 het zuiveringsrendement vrijwel gelijk bij toenemende R. Voor m > 1 moet worden verwacht, dat bij toenemende recirculatie de restconcentratie in het filtraat ongunC stiger (groter) wordt. In de literatuur = Kl eur Co 40 = 12~5% (~eductie87,'jS) vindt men veelal voor zwevende stof en troebeling waarden voor m groter Afb. 6 - Langurme filtratie met recirculatie van geozoniseerd filtraat. dan 1, soms zelfs groter dan 2 [6, 71. Zou men bijvoorbeeld veronderstellen, dat voor zwevende stof een mganische stof tengevolge van ozoniwaarde van 2 geldt en dat voor R = 0 meer dan C6n punt aanvechtbare masatie slechts gering is, is het zuiverecirthematische beschrijving van de (geen recirculatie) C , = 0,03 C, beringsrendement aanzienlijk toegenoculatiemethode een stimulans zal vordraagt, dan zou op grond van formen. Dit is te verklaren op grond van mules (3), (4) en (8) bij R = 2 een men om in de waterleidingtechniek de theode, dat door de ozonisatie eens wat meer aandacht te besteden restconcentratie C , ter grootte van niet-assimileerbare organische stoffen aan de mogelijkheden van recirculatie 0,67 C , moeten worden gevonden. ten dele worden omgezet in assimiZulks is niet in overeenstemming met en zulks zeker niet alleen op het geleerbare. bied van de langzame zandfiltratie. de praktiik, welke te Dordrecht werd Het betekent tevens, dat ozonisatie opgedaan. Van enige toeneming van nagroei in het leidingnet zal kunnen het zwevende stofgehalte als gevolg 3.2.4. Recirculatie met ozonisatie In afb. 6 is weergegeven, welke resul- bevorderen. Een nachloring blijft dervan recirculatie is daar geen sprake. Uit het laatste voorbeeld is we1 dui- taten ten aanzien van de verwijdering halve noodzakelijk. Men vraagt zich delijk geworden, hoe voorzichtig men van kleur en organische stof kunnen af of het geen aanbeveling zou verresultaten van mathematische filter- worden geboekt, indien een deel van dienen eerst te ozoniseren en pas het filtraat pas na ozonisatie naar het daarna het water aan langzame namodellen dient te interpreteren! filtratie te onderwerpen. Door de geDesalniettemin wordt gehoopt, dat de bovenwater wordt teruggevoerd. voorgaande summiere en stellig op Hoewel de absolute afbraak van or- brekkige voorzuivering was het even-

-

Afb. 7 Flixibiliteit van larzgzame filtratie met ozonisatie (maximum etn~aalverbruik100 %).

we1 niet mogelijk deze methode te Dordrecht te beproeven. 3.3. Bezwaren van langzarne nafi2tratie Indien men zijn oor te luisteren legt bij collega's in binnen- en buitenland blijken de opvattingen over langzame filtratie nogal uiteen te lopen. Zulks is gemakkelijk te verklaren door verschil in situatie en omstandigheden. Toch worden in veel gevallen de bezwaren van langzame filtratie sterk overdreven. Een korte bespreking van veel gehoorde bezwaren en nadelen, benevens van de mogelijkheden tot ondervanging van deze bezwaren is daarom op zijn plaats. 3.3 . l . Anaerobie Anaerobie kan worden vermeden door een samenspel van maatregelen, welke reeds in het voorgaande zijn besproken. 3.3.2. Zuiveringsef f ect Bij lage watertemperaturen laat het zuiveringseffect te wensen over. Wellicht zou dit bezwaar kunnen worden ondervangen door verwarming van het water. Nu de prijs van energie relatief daalt ten opzichte van andere kostenfactoren lijkt zulk een verwarming van het water gedurende de koude jaargetijden tot de reele mogelijkheden te behoren. Globale berekeningen resulteren in een kostprijsverhoging van 1 i 1,5 cent per jaarlijks afgeleverde m3 water. Hoewel het effect van langzame filtratie op geur en smaak niet groot is, mag het toch niet worden onderschat. In de Nederlandse omstandig-

heden zullen veelal aanvullende maatregelen nodig blijven. Bij toepassing van langzame zandfiltratie zal op de kosten van de correctiemiddelen kunnen worden bespaard. Een aantrekkelijke methode, geschikt voor kleinere bedrijven, is het aanbrengen van een 10 tot 20 cm dikke laag van actieve kool in de onderste laag van het filterbed. Dezelfde maatregelen, welke een betere beheersing van het biologisch evenwicht in het filter beogen, zullen het zuiveringsrendement ten aanzien van organische stoffen, ammoniak, kleur en geur gunstig beinvloeden.

filtratiesnelheid, de rentevoet en de plaatselijke omstandigheden. Voor de te Londen in 1967 gereedgekomen installaties, welke niet zijn overdekt, wordt een kostprijs van 2,5 cent per m3 opgegeven. In Nederland zal de kostprijs bij een rentevoet van 6 % (zoals aangenomen voor deze Vakantiecursus) hoger liggen en bij een filtratiesnelheid van 0,30 m/h in de buurt van 3,4 z i 4 cent per m3 liggen. Compleet met recircuIatie en verwarming van het water gedurende perioden van lage temperatuur wordt een kostprijs van ca. 6 cent per m3 gevonden.

3.3.3. Reinigen Het schoonmaken van langzame fiiters, welke onder optimale omstandigheden zal tot een minimum kunnen worden beperkt. De looptijden van de filters te Antwerpen geven hiervan een treffend voorbeeld. Veel is bovendien te bereiken door mechanisatie (Amsterdam, Antwerpen, Londen).

3.3.6. Lange levensduur Een lange levensduur wordt in deze moderne tijd dikwijls als een bezwaar gevoeld. De aanwezigheid van nog in goede staat verkerende en niet volledig afgeschreven produktiemiddelen belernmert toepassing van andere proc6d6's. I n de toekomst zou evenwel bij de zuivering van oppervlaktewater een biologische fase we1 eens een absolute noodzaak kunnen blijken te zijn. Overigens geldt het bezwaar van een lange levensduur evenzeer voor andere zuiveringsinstallaties, welke in gewapend beton worden uitgevoerd.

3.3.4. Flexibiliteit De flexibiliteit van langzame filters kan aanmerkelijk worden verbeterd door een ruime hydraulische vormgeving en toepassing van een hoge waterstand boven het filterbed. I n combinatie met gedeeltelijke recirculatie en beluchting van het filtraat kunnen langzame filters gedurende enige uren sterk worden overbelast, zonder dat de kwaliteit van het geproduceerde water daaronder behoeft te lijden. Een en ander wordt duidelijk uit afb. 7. Het blijkt dat bij een zorgvuldige bedrijfsvoering het leveringsvermogen op piekdagen met enige procenten (in dit geval met 8 %) kan worden vergroot. Ten tijde van hoog waterverbruik wordt de recirculatiefactor op een lagere waarde ingesteld en op de boven het filterbed aanwezige ~ ~ o r r a a(ruw d water, vermengd met filtraat) ingeteerd. Op zijn minst kan in dergelijke gevallen enig uitstel worden verkregen voor het uitbreiden van de reinwaterbergruimte.

3.3.7. Groot terreingebruik In afb. 9 is het grondgebruik in ha per inwoner en in ha per millioen m3 jaarcapaciteit van spaarbekkens en langzame filters in beeld gebracht voor een oppervlaktewaterleidingbedrijf met een gemiddeld hoofdelijk verbruik van 410 1 per etmaal, een piekfactor van 1,46 en een spaarbekkencapaciteit van 100 dagen. Verge lijkt men het grondgebruik per inwoner met dat ten behoeve van twee andere nuttige en noodzakelijke voorAfb. 8 10

3U

c

3.3.5. Kostprijs Vergelijkt men de investering, welke langzame nafiltratie vergt met die van andere zuiveringsprocCdC's, dan blijkt de investering per eenheid van produktievermogen nogal groot te zijn. De exploitatiekosten zijn evenwel laag. Een indicatie omtrent de uiteindelijke kostprijs wordt gegeven in afb. 8. De kostprijs is sterk afhankelijk van de

7.5

U

.-

C

:%

k

- Kostprijs

langzame nufilmtie.

.-..r ...::.:..:: . ...... ...... _....:._ .... _-: . '... ..:._ . .I;.:>.: .. . .:.. .... ..... .... ... .......... . .. . , .. : ._:. .

.

.;::....::: . . ........ .__

.:.... ;.: ::'. . .. ..:. ,.. ..__.. . _,._:. '. .'.. . .. .,.,...:' _,.... _.::... :: . ..;+.; . .':.::::.:..::: ..::.. : ., . ..... .. .. + . Londcn 1967

5

_

;

2.5 -

"

+

+ o

10

20 oppervlaktebelasting 30 LO cm/h

n

n

Grondgebruik per inwoner

Grondgebruik per

11 Afb. 9 tratie.

-

1o6rn3jaar~a~acileit

LZF

viOMmlh

m

Grondgebruik van hwzame fil-

zieningen, dan blijkt de betrekkefijkheid van het onderhavige bezwaar.

3.4. Znfegratie De voordelen van langzame nafiltratie komen pas goed tot hun recht, indien wordt zorggedragen voor een volledige integratie in de totaliteit van het zuiveringsproces. Een voorbeeld van een dergelijke integratie is gegeve nin afb. 10. De processen in de achtereenvolgende zuiveringsfasen vullen elkaar in physisch, chemisch en biologisch opzicht zo goed mogelijk aan. De taak, welke in dit geval is voorbehouden aan de nafiltratie, bestaat uit:

houden, dat tegenover de extra-kosten, welke aan nafiltratie zijn verbonden, basparingen in andere sectoren van het zuiveringsbedrijf kunnen worden gerealiseerd.

consequenties van zulk cen afwijzing grondig rnoeten onderzoeken, want bij moderne conceptie en bij integratie in de totaliteit van het zuiveringsproces lcan langzame zandfiltratie als aanvulling op een redelijke voorbehandeling een drinkwater leveren, dat aan hoge eisen voldoet, zocvel in physiach, chemisch als in bac teriologisch opzicht. Biologische reactoren in de vorm van langzame nafilters verdienen blijvende aandacht, omdat naar verwachting in de toekomst een intensieve biologische zuiveringsfase bij de bereiding van drinkwater uit oppervlaktewater meer dan ooit noodzakelijk zal zijn.

3.5. Conclusie Langzame nafiltratie is een proces, dat bij het streven naar verbetering van de kwaliteit van ons drinkwater steeds als alternatieve of aanmllende oplossing van andere intensieve zuiveringsmethoden in beschouwing dient te worden genomen. Alvorens men langzame nafiltratie a!s alternatief verwerpt, zal men de

1. Linn, H. A. D., ,,Ontijzering enz. door droogfiltratie", l e deel, Boorsma, H. J., ,,On!ijzering enz. door droogfiltratie", 2e deel, Vierde Vakantiecursus in drinkwatewoorziening 1952. 2. Baker, M. N., ,,The quest for pure water", New York 1949. 3. Leeflang, K. W. H., ,,Het wezen der biologische filtratie", Eerste Vakantiecursus in drinkwatervoorziening 1948. 4. Huisman, L., ,,Slow sand filtration", future publication of WHO. 5. Iwasaki, Tornihisa, ,.Some notes on sond filtration", J . Am. Water Works Assoc, 29, 1591-1602 (1937). 6. Ives, K. J., ,,The physical and mathematical basis of deep bed filtration", Negentiende Vakantiecursus in drinkwatervoorziening 1967. 7. O'Melia, C. R. and Stumrn, Werner,,,Theory of Water filfration", J . Am. Water Works ASSOC. 59, 1393-1412 (1967). 8. Fair, Geyer, Okun, ,,Water and Wastewater Engineering", Vol 2, par 22-4. New York (1968). ,

.

Afb. 10 water.

-

Voorbeeld van een pltysisch-clzemisch-biologisch zuiveringsproces voor rivier-

Fase -

Opmerkingen Rivi er

I: Waterwinning Opslag en transport van q+,,Wu water, bijv.:

"Spaarbekkens" Transport Ontvangbekkens

Beheersing van het biologisoh milieu noodzakeli jk

- de afbraak van assimileerbare or-

ganische stoffen en van nog aanwezig amrnoniak; - de verwijdering van kleine restconcentraties van zwevende stof, ijzer en mangaan; - verbetering van de bacteriologische gesteldheid; - verbetering van kleur, geur en smaak; - vergroting van de flexibiliteit en bedrijfszekerheid van de installaties door a. de afvlakkende werking op eventuele kleine fluctuaties in de hoedanigheid van het voorgezuiverde water; b. de mogelijkheid van overbelasting gedurende enkele uren. Men dient daarbij steeds voor ogen te

Voorbehandelingsfase, bi JV. :

Nabehnndelingsfase (zonder ontzouting) bi jv. :

doserlng chemicaliCn, dosering actieve kool , coagulatie, ontharding

-

I 1 Menging

I

I

Bufferreservoir

GH.D. Pompstation

I Lanprame nafiltratie onler optimale m-

DR.KLAUS HABERER Wiesbaden

Grundwasseranreicherung zur Qualitltsverbesserung Grundwasser - oder praziser gesagt: echtes Grundwasser - stellt mit Recht die fur die Trinkwasserversorgung bevorzugte Wasserart dar, genugt doch das echte, aus grosserer Tiefe stammende, durch machtige naturliche Bodenschichten filtrierte Grundwasser fast irnmer samtlichen Anspruchen, die man an gutes Trinkwasser stellt: Es ist Mar, farb- und geruchlos, von erfrischendem Geschmack und ohne Behandlung hygienisch einwandfrei. Stoffe, die der menschlichen Gesundheit abtraglich sein konnten, wie Schwermetallspuren, Pestizide oder kanzerogene und radioaktive Stoffe, sind hochstens in extrem niedrigen Konzentrationen anwesend. Einzig hohere Eisen- und Mangangehalte sowie das Vorhandensein von aggressiver Kohlensaure machen eine Aufbereitung orforderlich, deren Technologie seit Jahrzehnten bekannt und heute weitgehend gelost ist, wenn bei speziellen Wasserzusammensetzungen, zumindest in den Anfangszeiten, auch hier noch Aufbereitungsschwierigkeiten auftreten konnen. Grundwasser lasst sich oft direkt oder zumindest nach einfachen, billigen und leicht zu automatisierenden Aufbereitungsverfahren fiir Trinkzwecke verwenden. Daneben besitzt diese Wasserart auch noch den Vorzug, uber Jahre oder Jahrzehnte hinweg, unbeeinflusst von Klima und Jahreszeit, eine konstante Zusamrnensetzung aufzuweisen und vor zilvilisatorischen Einflussen weitgehend oder vollig geschutzt zu sein. Nur ein grosser Nachteil haftet dem Grundwasser als universelle Trinkwasserquelle an: nicht jederzeit und an jedem beliebigen Ort in ausreichender Menge zur Verfugung zu stehen. Gerade in Ballungsraumen der menschlichen Besiedelung und der Industrie reicht der natiirliche Grundwasservorrat nicht aus, um den Trinkwasserbedarf voll und ganz zu decken. Bei dem raschen Anstieg des Wasserbedarfs hat die Grundwasserentnahme in zahlreichen Gebieten die natiirliche Nachbildungsrate schon uberschritten, besonders in Gebieten, die fur die Grundwassergewinnung ungunstige Bodenverhaltnisse - ungunstige Beschaffenheit oder zu geringe Machtigkeit des Grundwasserleiters - aufweisen. Hier wird eine kunstliche Grundwasseranreicherung erforderlich, wie man die Verfahren der kunstlichen Vermehrung des Wassers bezeichnet, durch die ein Grundwasserspeicher aufgefullt wird. Loffler (1967) unterscheidet dabei noch zwischen der eigentlichen Grundwasseranreicherung, durch die eine Aufstockung des naturlich gebildeten Grundwassers in so beschranktem Ausmass verstanden wird, dasc., nur ein Ausgleich der Tages- oder Wochenschwankungen des Wasserbedarfs erzielt wird und bei der die Wasserguteverbesserung im Vordergrund steht, und der unterirdischen Wasserspeicherung, durch die Jahreszeitliche oder mehrjahrige Schwankungen im Dargebot ausgeglichen werden sollen; in der Regel soll dabei eine grosserc Qualitatsverbesserung als bei der Grundwasseranreicherung erzielt werden. Sieht man von derlei Unterscheidungen ab, so kann man allgemein feststellen, dass bei der kunstlichen Grundwasseranreicherung stets zwei Vor-

gange - qualitative Angleichung und quantitativer Ausgleich - unter gleichzeitiger Wasserspeicherung stattfinden. Insgesamt komen folgende Ziele mit einer kunstlichen Grundwasseranreicherung verfolgt werden (Task Group Report, 1960): 1. Speicherung und Beseitigung eines Abflusses und von Hochwassern; 2. Erganzung der verfugbaren Grundwassermenge; 3 . Verringerung oder Ausgleich der Neigung des Wasserspiegels in Grundwasserspeichern;

4. Verringerung, Verhutung oder Veranderung der Salzwasserinfiltration; 5. Wasserspeicherung zur Verringerung von Forderkosten; 6. Speicherung von reinem kaltem Wasser im Winter zur Verwendung wahrend des Sommers; 7. Erzielung eines Warmeaustausches durch Bodendiffusion; 8. Entfernung von Triibstoffen durch Bodenfiltration. Haufig werden mit der kunstlichen Grundwasseranreicherung mehrere dieser Ziele gleichzeitig verfolgt. Nachfolgend sollen nur die Ziele behandelt werden, die der Qualitiitsverbesserung des zur Anreicherung benutzten Oberflachenwassers dienen. Wege zur Grundwasseranreicherung Ziel der Anreicherung ist die Vermehrung des fur die Trinkwasserversorgung besonders geeigneten Grundwassers mit dem Bestreben, irgendeiner anderen Wasserart die Eigenschaften des echten Grundwassers zu verleihen. Der sicherste Weg hierzu ware die kunstliche Nachbildung der bei der Grundwassererzeugung ablaufenden naturlichen Vorgange. Echtes Grundwasser entsteht aus den Niederschlagen, die durch den langen Bodenkontakt auf den unter Umstiinden sehr weiten Fliessstrecken die Eigenschaften des Grundwassers annehmen. Da sich die Niederschlage nicht beliebig vermehren lassen, und ausserdem die Zeiten der natiirlichen Bodenfiltrationsvorgange fur die technischen Prozesse vie1 zu lang sind, ware es denkbar, die naturlichen Vorgange durch eine Verregnung von Oberflachenwasser zu simulieren. Die Praxis erfordert jedoch zwei wesentliche Abweichungen von den naturlichen Vorgangen: 1. Das kunstlich zur Verrieselung gebrachte Wasser stammt aus Oberflachengewassern und besitzt daher in den meisten Fallen eine wesentlich schlechtere Wasserqualitat als das Niederschlagswasser. 2. Der Ort der Verrieselung muss der Grundwasserfassung raumlich ziemlich nahe liegen, will man in vertretbaren Zeitspannen schon eine Wirkung dieser Massnahme erreichen.

Die in unmittelbarer Nahe des Fassungsgelandes meist vorhandenen - und fur die Wassergewinnung auch

1. ein fur die natiirlichen Prozesse geeignetes Gelande ausgewahlt und 2. die Anlage unter konstanteren (hydraulischen) Verhaltnissen betrieben werden kann. Oft gilt es, eine schon bestehende Grundwassergewinnungsanlage, deren Ergiebigkeit nicht mehr ausreicht, durch eine kunstliche Anreicherung zu erweitern. Ein Verregnen von Oberflachenwasser kommt, wie oben erwahnt, nur dann infrage, wenn schiitzende Deckschichten iiber dem Grundwasserleiter fehlen. Da ein derartiges Gelande aber auch fur die natiirliche Grundwassergewinnung nicht besonders geeignet ist, ist diese Art der Anreicherung fur die Trinkwasseraufbereitung nicht verbreitet. Die Infiltration erfolgt iiblicherweise iiber Afb. 3a

- Rheinwasseraufbereitungswerkin Wiesbaden-Schierstein.

gestellt. Diese - dem im allgemeinen steigenden Wasserbedarf entgegengerichtete - Kapazitiitsverminderung von Uferfiltratwasserwerken durch Verdichtung der Uferbodenschichten ist ein eindeutiges Argument gegen diese Art der Grundwasseranreicherung, die nur den Vorteil der besonders niedrigen Anlagekosten aul'weist. Manche Uferzonen an kiinstlich regulierten Flussen, deren Uferschichten nicht aus gewachsenem Boden bestehen, sind fur das Errichten einer Uferfiltrationsanlage uberhaupt nicht geeignet, da die Mineralisationsprozesse in diesen Boden noch nicht abgeschlossen sind. Dies gilt insbesondere auch dort, wo relativ grosse begrunte Uferzonen bei hoherer Wasserfuhrung regelmassig iiberstaut werden. Eine Uferfiltration fordert hier zwangslaufig ein stark reduziertes Wasser mit hohen Eisen-, Mangan- und Arnmoniakgehalten, deren Oxydation mit einfachen Mitteln nicht bewerkstelligt werden kann. Die Aufbereitung eines derartigen, haufig auch geruchlich stark belasteten Wassers ist nicht oder nur mit grosstem Aufwand moglich. Diese Art der Grundwasseranreicherung SOU nachfolgend nicht weiter behandelt werden. Die kiinstliche Grundwasseranreicherung Wesentlich bessere Voraussetzungen bietet die kiinstliche Grundwasseranreicherung, da hierbei

Abb. 3b

-

a. Sickerbecken oder Sickergraben, die bis zum Grundwasserleiter reichen, oder b. uber Infiltrations-(Schluck-)Brunnen oder Sickerrohrleitungen. Derartige ,,geschlossene" Infiltrationsanlagen sind erforderlich, wenn die Deckschichten eine fur offene Anlagen nicht mehr geeignete Machtigkeit besitzen. Den offenen Anlagen, Sickerteichen und Sickergraben, wird wegen der leichteren Reinigungsmoglichkeit im allgemeinen der Vorzug gegeben. Fur derartige Anlagen ist keine so weitgehende Vorbehandlung des Rohwassers notwendig, da eine Verschmutzung leichter wieder behoben werden kann. Geschlossene Anlagen verlangen dagegen eine weitgehende Reinigung des zur Infiltration kommenden Rohwassers, da sie sich wegen der geringeren InfiltrationsoberflPche bedeutend rascher zusetzen. Bei Vertilcalbrunnen ist eine Regenerierung noch relativ leicht moglich; horizontale Sickerrohrleitungen lassen sich dagegen nur mit grosstem Aufwand regenerieren. Die Entscheidung, welche Art der geschlossenen Infiltration gewahlt werden soll, erfolgt iiblicherweise aus hydraulischen Gesichtspunkten. Welche Anteile der verschiedenen Wasserarten - echtes kiinstliches Grundwasser oder ein Mischwasser mit uferfiltriertem Oberflachenwasser - bei einer kiinstlichen Grundwasseranreicherung gefordert werden, hangt davon ab, wie das Grundwassergefalle verlauft (Abb. 2). Haufig liegen derartige Anlagen in Nahe eina Flusses, dem das zur Infiltration gelangende Rohwasser entnommen wird. Hierbei werden, je nach vorhandener Anlage und Be-

Geologischer Schnitt durch das I~lfiltratio~lsgelii,Ide der Wassergewinrzungsarzlagerl in Wiesbaden-Schierslein. -n E

MdL. MdH

0

A

5p

ah

5

ilm

511W 1101965

Wbnmn

I H ~ m=nmO~n ~na->-eoiI 16 0*t W=33110 "%'IT I - w r . ) s g X b . S l

triebsweise, unter Umstanden mehrere Wasserarten natiirliches und kunstliches Grundwasser sowie Uferfiltrat - in verschiedenem Anteil gefordert. Einen Eindruck hiervon vermogen die komplizierten Verhaltnisse in den Wassergewinnungsanlagen Wiesbaden-Schierstein (Abb. 3a) vermitteln. Hier wird eine Grundwasseranreicherung in einer relativ flachen feinsandigen Bodenschicht geringer Machtigkeit von im Mittel 7 m (Abb. 3b) mit Hilfe von Infiltrationsteichen, Brunnen und einer horizontalen Sickerrohrleitung betrieben. An verschiedenen Profilen des Gelandes (Abb. 4) kann sich, je nach Flusswasserstand und Fordermenge, das geforderte Wasser aus bis zu vier ihrer Herkunft nach verschiedenen Wasserarten zusamrnensetzen; namlich aus. 1. vom Gebirge zufliessendem echtem Grundwasser; 2. vorgeklartem Beckeninfiltrat; 3. aufbereitetem Infiltrat der Brunnen und der Sickergalerie; 4. -je nach Rheinwasserstand - aus Uferfiltrat. Verfolgt man die mit den Vorgangen im Bodem eintretenden Qualitiitsveranderungen bei der Bildung eines kunstlichen Grundwassers, so wird deutlich, dass den unbestrittenen grossen Vorziigen, die eine Bodenpassage fur die Qualitiitsverbesserung aufweist, moglicherweise auch Nachteile gegeniiberstehen, da unter Umstiinden Vorgange ablaufen, die eine eindeutige Verschlechterung der Wasserqualit5t mit sich bringen. Eines muss hervorgehoben werden: ein einfaches, jederzeit und allerorts gangbares Verfahren stellt die kiinstliche Grundwasseranreicherung nicht dar. Die kiinstliche Grundwasseranreicherung ist, sac.,gerecht ausgefuhrt, zweifeuos ein ausgezeichnetes Verfahren zur Trinkwasserverbesserung oder ,,Schonung". Die mancherorts erzielten hervorragenden Qualitatsverbesserungen diirfen jedoch nicht zu der Meinung verleiten, ein irgendwie beschaffenes Oberflachenwasser brauche nur einige Dutzend Meter durch irgendwie beschaffene Bodenschichten hindurchgeleitet zu werden, um es dann anscUessend schon als Grundwasser bezeichnen und damit zugleich komplizierte und teure Aufbereitungsverfahren ersparen zu konnen. Diese falsche Einstellung wiirde sich fiber kurz oder lang *%&en. Ob cine kunst1iche Grundwasseranreicherung tatsachlich auf die Dauer erfolgreich ist, kann uberhaupt erst nach llngeren Jahren, ja sogar erst nach einem oder zwei Jahrzehnten, festgestellt werden. Betriebserfahrungen nach ein- oder zweij&higem Betrieb mogen schon interessante Erkenntnisse vermitteln, cine endgiiltige Bewertung, ob diese Anlage richtig betrieben wird, ist durch kurzfristig gewonnene Ergebnisse, mogen sie noch so gut sein, keinesfalls moglich. Die Vorghge bei der Bodenpassage F. Scheelhaase, der Begriinder des weit iiber die Grenzen bekannten ,,Frankfurter Verfahren", stellt 1923 fest: ,,Zu einer weitgehenden Umwandlung ist zweierlei erf orderlich: Luft und Zeit. L u f t , weil Sauerstoff gebraucht wird, um die in Flusswasser vorhandenen gelosten organischen Stoffe in ihre hochste Oxydationsstufe zu uberfuhren (sie zu mineralisieren); Zeit, weil der Umwandlungsvorgang umso vollstiindiger ausfallt, je langer die Einwirkung andauert. Wiirde man das versickerte Wasser (Infiltrat) mit dem natiirlichen Grundwasser in geschlossenem Stromfaden vereinen, d.h. in hydraulische Verbindung bringen, so befanden sich die im Infiltrat ent-

Hydrokoikrtemhank

i

i

Abb. 4 - Fliessvorgange in vier verschiedenen Profile11 der Wassergewint~ungsatzlageizWiesbadenSchierstein (naclz Haberer, 1968).

haltenen organischen Stoffe unter Luftabschluss, und es wiirde einer der wichtigsten Faktoren fur die Hervorbringung der Umsetzung fehlen. Die geringe Sauerstoffmenge, die das Infiltrat gelost enthalt, reicht zur Oxydation grosserer Mengen organischer Stoffe nicht aus, umso weniger, als das Infiltrat sich nicht sogleich innig mit dem Grundwasser vermischt''. Diese Tatsache erkannte Scheelhaase schon damals richtig, als er die Infiltration an einer Stelle wahlte, bei der das zu infiltrierende Wasser durch eine beliiftete Bodenschicht van 14 m Starke hindurchgehen musste (Abb. 5). Scheelhaase (1923) bringt zugleich auch hier die Erklarung fiir die unterschiedliche Wirksarnkeit einer kiinstlichen Grundwasseranreicherung und einer Ufer-

Abb. 5 - bzfiltrationsverhaltnisse bei den Frankfurter Infiltrationsversltchen (naclt Scheelhase, 1923). in urw

Abb. 6 - Kiinrrliche Grundwasserartreiclzerung und Uferfiltratiori (nach Scheelhase, 1923).

filtration an Hand einfacher Darstellungen, die auf Abb. 6 wiedergegeben sind. Bei der kiinstlichen Grundwasseranreicherung hat das Infiltratwasser einen gleich langen Bodendurchgang wie die Uferfiltration in dem zweiten Fall. Bei der kiinstlichen Anreicherung findet auf der vertikalen Perkolationsstrecke durch den beliifteten Boden jedoch eine laufende Luftzufuhr statt, wogegen sich im anderen Fall ein geschlossener Grundwasserstrom bewegt, zu dem die Luft keinen Zutritt hat. Auch die langste Infiltrations-Bodenstrecke ist fur eine Wasserqualitiitsverbesserung unwirksam, wenn der notwendige Sauerstoff, gegebenenfalls auch in gebundener Form als Nitrat oder Sulfat -, nicht zur Verfiigung steht. Diese Tatsache wird haufig ubersehen. Ein zur Infiltration gelangendes, stark verunreinigtes und damit auch stark sauerstoffzehrendes Oberflachenwasser kann durch eine Verlangerung der Aufenthaltsdauer irn Boden nur dann wirkungsvoll verbessert werden, wenn ausreichend Sauerstoff vorhanden ist. Eine erforderlich werdende Vorbehandlung des Wassers lasst sich auch durch eine noch so lange Aufenthaltszeit im Untergrund nicht ersetzen.

Die Bedeutung des Sauerstoffs fiir den Abbau organischer Stoffe Dass die Luftzufuhr fur die Qualit'atsverbesserung eine ausschlaggebende Rolle spielt, ist leicht verstiindlich, da die wichtigsten chemischen Vorgange bei der Angleichung eines Oberflachenwassers an Grundwasser im oxydativen Abbau organischer Verunreinigungen, moglichst bis zur Bildung von Kohlendioxid und Wasser, bestehen. Organisch gebundene wie Stickstoff* Schwefel, Eisen und dergleichen, mussen zu ihrer stabilsten Oxydationsstufe oxydiert werden. Derartige oxydative Abbauvorgange verlaufen im Boden haufig mit Untersiiitzung von Mikroorganismen, die in erster Linie Luftsauerstoff verbrauchen, bei dessen Fehlen aber auch mineralische Sauerstoffverbindungen, insbesondere Nitrat und Sulfat, verwerten konnen. Diese Verbindungen werden dabei reduziert; sie konnen danach selbst wiederum Anlass zu einer Qualitatsverschlechterung geben. Fur die vollstandige ,,Mineralisierung der organischen Inhaltsstoffe des Oberflachenwassers wird unter Umsgnden eine Sauerstoffkonzentration benotigt, die weit uber der Sattigungskonzentration liegt. Eine noch so gute Beliiftung des Wassers vor der Infiltration ist dann fur die erwiinschten Abbauvorgange nicht ausreichend. Ein nur teilweiser Abbau der im Wasser enthaltenen organi-

schen Substanzen kann u.U. sogar eine Qualitatsverschlechterung des Wassers mit sich bringen, da Zwischenprodukte entstehen konnen, die dem Wasser einen unangenehmen Geruch und Geschmack verleihen. Um dies zu verhindern, ist eine fortgesetzte Beluftung nach schon einsetzendem Abbau erwiinscht, um den durch die Oxydation gezehrten Sauerstoff im Wasser zu ersetzen. Die Beladung des Wassers vor seiner Infiltration rnit der Sattigungsmenge an Sauerstoff ist durch die bekannten Beliiftungsverfahren, wie Verdusung, Kaskaden und Venturibeluftung relativ leicht vorzunehmen (W. H. Frank und K. H. Schmidt 1966). Nur in den seltensten Fallen wird es jedoch moglich sein, kunstliche Wasserbeluftungsmethoden nach der Infiltration anzuwenden. Eine andere Moglichkeit beruht auf der Beliiftung der Bodenstrecke, die, wie im ,,Frankfurter Verfahren", bei einem entsprechend grossen vertikalen Abstand des Grundwasserleiters von der Infiltrationsstelle auf natiirliche Weise gewahrleistet ist oder durch eine intermittierende Beaufschlagung der Infiltrationsbecken kiinstlich erfolgen kann, Bei der letzteren, im Ruhrgebiei angewandten Infiltrationsart werden die zahlreichen Infiltrationsbecken intermittierend, d.h. mit gewissen Ruhepausen, beschickt. Steigt der Widerstand in einem Becken uber ein gewisses Mass an, so wird die Rohrwasserzufuhr abgestellt, bis das Wasser restlos im Boden versickert ist, das Becken also trockenliegt. Nach der gegebenfalls erforderlichen Reinigung der in den Becken kiinstlich aufgebrachten Sandschichten durch Abschalen der obersten Schicht beginnt in diesen ,,offenen Langsamsandfiltern" die Beaufschlagung von neuem. In der Regel dauert es dann einige Tage, bis die Beckenflache restlos von Wasser bedeckt ist, da die Versickerungsleistung bei den frisch gereinigten Filtern am hochsten ist. Mit zunehmender Verschmutzung der Beckenoberflache wird der Anstau des mit konstanter Rate zugefiihrten Wassers hoher, die Infiltrationsgeschwindigkeit durch das allmahliche Zusetzen der Beckenoberflache also geringer, bis dieses Becken wiederum ausser Betrieb genomrnen und gereinigt wird. Durch diese wechselseitige intermittierende Beschickung reichert sich der unter der Infiltrationsoberflache gelegene Bodenkorper immer wieder mit Luft an; der nach der erneuten Beschickung des Infiltrationsbeckens einsetzende Abbauvorgang wird hierdurch verbessert. Eine noch bessere Beliiftung des Bodenkorpers wird bei kiirzeren Beschickungs-Interval-

Abb. 7 - Anreicheru~~gsbecke,ider Wamergewiirznung WiesbadenSCfrimSfejn. - ;=---_ 1 TTAT-~r,- , ----- -- '- - -2 --. a _ . . _ th

'

-.

I.

-

?

falsche Konzeption, derartige Reinigungsschritte aus rein okonomischen Griinden in die Bodenschichten zu verlegen, die nicht mehr regeneriert werden konnen; derartige Aufbereitungsschritte mussen in Anlageteile gelegt werden, die technologisch zu beherrschen sind: Mikrosiebfilter oder offene und geschlossene Schnellsandfilter. Ebenso muss durch eine geeignete Vorbehandlung vermieden werden, dass das zur Infiltration gelangende Wasser noch abscheidbare anorganische Stoffe enthalt, wie z.B. Eisen (11) und Mangan (11), die bei der Oxydation im Boden ausfallen und selbst bei Spurenmengen nach Jahren noch zu Storungen fuhren konnen. Das gleiche gilt fur Wasser, die im Kohlensaureunterschuss sind und daher zur Kalkabscheidung im Untergrund neigen. Ein vor der Infiltration behandeltes Wasser sollte daher besser im leicht kalkaggressiven als im kalkabscheidenden Zustand in den Boden gelangen. Doch auch ein ausreichend vorbehandeltes Wasser kann eine Verockerung des Bodens herbeifuhren, wenn sich Wasser unterschiedlicher Zusammensetzung im Boden mischen. Echte Tiefengrundwasser sind oft eisen- und manganhaltig. Wird in Bodenschichten, die ein derartiges Grundwasser fiihren, ein sauerstoffreiches vorbehandeltes Oberflachenwasser infiltriert, so tritt in den meisten Fallen im Untergrund eine Eisen- und Manganabscheidung ein, die durch biologische Vorgange - unter Mitwirkung von Eisen- und Manganbakterien - gefordert werden kann. In den die Brunnen umgebenden Sandund Kiesschichten finden, nachdem eine Eisenabscheidung einrnal eingesetzt hat, die gleichen katalysierten Vorgange wie bei der Enteisenung statt. Dabei uberwiegen haufig die biochemischen Vorgange, da die Mikroorganismen durch die stiindige Zufuhr von organischen Spurenstoffen mit dern Wasser gunstige Lebensbedingungen finden. In neuerer Zeit sind intensive Untersuchungen im Gange, die Milieubedingungen fur eine Brunnenverockerung eingehend zu studieren, urn geeignete Vorsorge- oder Abhilfemassnahmen zu finden (U. Hasselbarth und D. Ludemann, 1967). 1st eine Verockerung eingetreten, so mussen die Anlageteile regeneriert werden. Oft ist die Verockerung auf den unmittelbaren Bereich der Entnahrnebrunnen beschrankt, die sich durch geeignete Spiilmethoden mit Luft und Wasser regenerieren lassen, wenn man nicht die Brunnenrohre ziehen und nach der Reinigung die Kiespackung erneuern will. Wegen der leichteren Regenerierbarkeit sind Vertikalbrunnen den hydraulisch gunstigen horizontalen Sickerrohrleitungen eindeutig uberlegen. Verockerte Bodenschichten konnen durch Auflosen der Ablagerungen mit Mineralsauren (Sauern des Bodens) und anschliessendem intensivem Abpumpen regeneriert werden. Ein weiterer Vorschlag von J. Kegel (1962), dern zu infiltrierenden Wasser durch Zufugen von Ammoniak und die dadurch bewirkte Tatigkeit nitrifizierender Bakterien im Boden die oxydierenden Eigenschaften zu nehmen und dadurch sogar eine eingetretene Verockerung ruckgangig zu machen, ist im Falle der kunstlichen Grundwasseranreicherung fiir den Dauerbetrieb weniger geeignet, da, wie schon dargelegt wurde, fur die organischen Abbauvorgange und die Mineralisation grosse Sauerstoffmengen im Infiltratwasser benotigt werden. Allseits befriedigende Methoden zur Behebung dieser Storungen gibt es bis heute noch nicht. Die Verockerung kann auch auf gewisse Zonen des

Untergrunds beschrankt bleiben. So wurde beispielsweise berichtet, dass in speziellen Fallen die Eisenausscheidung auf die Grenzschicht zwischen dern (infolge verschiedener Temperaturverhaltnisse und verschiedener Salzgehalte) sich uberlagernden Grund- und Infiltratwasser beschriinkt blieb und somit eine eng zusammenhangende Zone bildete, die dann eine weitergehende Vermischung zwischen dern Grund- und Infiltratwasser unterband. 1st die wasserfiihrende Schicht machtig genug, so l a m trotz auftretender Eisenausfallungen der Infiltrationsbetrieb noch uber mehrere Jahre hinweg aufrechterhalten werden. Trotz eintretender Verockerung ist es jedoch auch moglich, dass das geforderte kiinstlich angereicherte Grundwasser noch gelostes Eisen und Mangan enthalt, das wiederurn durch nachgeschaltete Aufbereitungsschritte, wie Beluftung und anschliessende Filtration, entfernt werden muss.

Die Qualit5tsverbesserung des Wassers durch die Gnmdwasseranreicherung Die entscheidende Frage bei der Grundwasserenreicherung nach der zu erzielenden Qualitiitsverbesserung lasst sich nicht generell beantworten, da die verhaltnisse in den einzelnen Anlagen zu unterschiedlich sind. Die Wirkung der Bodenpassage hangt von zahlreichen Faktoren ab, besonders von den Bodenverhaltnissen, wie Zusammensetzung, Durchlassigkeit und Machtigkeit des Grundwasserleiters, ferner von der Spiegellage des echten Grundwassers, der Absenkung durch die Wasserforderung und dern Abstand zwischen Versickerung und Entnahme. Weiterhin spielt die Zusarnmensetzung des zu infiltrierenden Wassers sowie die Art und der Erfolg der Vorreinigung eine ausschlaggebende Rolle. Fur die hydraulischen und quantitativen Verhaltnisse wurden zum Teil sehr eingehende wissenschaftliche Berechnungen angestellt, z.B. uber die Anlage von unterirdischen Speicherbecken (G. Marotz, 1968) und die optimale Art der Bewirtschaftung zum Ausgleich von Qualitatsspitzen durch Speicherung und Mischung (L. Huisman, 1966). Urn die Qualitiitsveranderungen bei der Bodenpassage kennenzulernen, ist in den meisten Fallen ein Versuchsbetrieb mit der Infiltrationsstrecke uber lange Zeitraume, moglichst mehrere Jahre, erforderlich. Scheelhaase (1923) stellte z.B. uber zehn Jahre lang Vorversuche in einer Versuchs- und spater in einer Betriebsanlage an, urn die optimalen Anreicherungsbedingungen fur die Frankfurter Verhaltnisse kennenzulernen. Erfahrungen uber langere Zeitraume liegen im allgemeinen schon vor, wenn bestehende altere Grundwasseranreicherungsanlagen ausgebaut oder erweitert werden. Aber auch hier lasst sich die auf Dauer erzielbare Qualitiitsveranderung des Wassers erst nach langjahrigen Beobachtungen sicher ermitkln. Moglicherweise treten nach jahre- oder gar jahrzehntelangem einwandfreiem Betrieb noch Storungen auf, die durch die inzwischen veranderte Wasserbeschaffenheit verursacht sein konnen. In der Literatur wurden zahlreiche Anlagen zur kunstlichen Grundwasseranreicherung beschrieben, haufig mit vielen technischen Details. Eine ausfiihrliche Zusarnmenstellung der technischen Daten, allerdings mit dern Stand von vor uber 30 Jahren, findet sich bei F. W. Schubel (1936), eine weitere (neuere) bei K. A. Mohle (1967).

,

TABELLE I - Erztfernurtg orgarzischer Substanzeta bei verschiedenen kiirzstlicl~en Gruizdwasseranreicherungsanlagen, genzessen am Permarlgar~atverbrarcchin mgll Ort Leiden piinen) Base1 Krefeld*) Gorlitz Wiesenburg WiesbadenSchrierstein

U n g e der Infiltrationsstrecke bzw. d. Sickerweges 140 400 50-80 30 5,0 200

organische Belastung vor der Infiltration

Reduzienrng Literatur absolut prozentual

m (90 Tage) m (40-60 Tage)

59 % 82 % 66 %

m (14-17 Tage)

m m o. Vorbeh. m. Vorbeh. m (50 Tage) o. Vorbeh. m. Vorbeh.

50 %

27 12

1 1

]

J. K. Baars, 1957 A. Casati u. E. Merkofer, 1965 W. Czerwenka u. K. Seidel, 1965

H. Liiffier, 1967

K. Haberer, 1968

8,8

*) angegeben ist ,,Organkche Substanz in mg/l".

Leider sind quantitative Angaben iiber die Qua1itatsvet~iinderung bei der Bodenpassage nur selten zu finden. Bei starken Schwankungen der Zusammensetzung des zu infiltrierenden Wassers ist es schwierig, die zur quantitativen Beurteilung der Qualitiitsverbesserung benotigten repdsentativen Analysewerte anzugeben. Weiterhin sind die Anteile der einzelnen Wasserarten - Infiltratwasser und echtes Grundwasser - haufig nicht genau bekannt und auch grossen Schwankungen unterworfen, die eine Aussage uber die Qualitatsveranderung auf der Infiltrationsstrecke verhindern. Am sichersten l'asst sich die Qualitiitsveranderung beim Bodendurchgang durch Probebohrungen verfolgen, die mit wachsendem Abstand von der Infiltrationsstelle so angelegt sind, dass sie mit Sicherheit den infltrierten Wasserstrom erfassen. Die Fliessdauer l'asst sich durch Markierung des Infiltratwassers ermitteln. Scheelhaase konnte so feststellen, dass schon in 20 m Entfernung hinter der Versickerungsstelle das infiltrierte Wasser bakteriologisch einwandfrei war, nach einer Fliessstrecke von 75 m, die einer Aufenthaltszeit von 140 Tagen entspricht, die Temperatur der des Grundwassers angeglichen war und in 100 m Entfernung, bei einer Fliessdauer von 190 Tagen, war schliesslich der Geruch und Geschmack des Ausgangswassers vollig beseitigt. Die Angaben gelten natiirlich nur fur diese spezielle Anlage. Durch eine andere Bodenstruktur kann in anderen Anreicherungsanlagen die Abhangigkeit der Aufenthaltsdauer von der Entfernung und damit auch der erzielte Aufbereitungserfolg vollig anders liegen. Die nachfolgenden Ausfiihrungen konnen daher nur zeigen, welche Aufbereitungseffekte sich iiblicherweise und unter optimalen Bedingungen erzielen lassen. Die Mineralisation der organischen Inhaltsstoffe Die Beseitigung der schwerer abbaubaren organischen Verunreinigungen des Wassers stellt eine der Hauptaufgaben der kunstlichen Grundwasseranreicherung dar. Diese Stoffe, die sich haufig geruchts- und geschmacksbildend auswirken, werden iiblicherweise in der Wasserwerkspraxis durch die Oxydierbarkeit (Kaliumpermanganatverbrauch) summarisch erfasst. Dass diese Grosse, ebenso wie der Chernische Sauerstoffbedarf (COD), nur Richtwerte liefern kann, ist nach der Art der Bestimmung vorauszusehen. Bei der Vielzahl moglicherweise vorkommender organischer Verbindungen - herriihrend von industriellen und hauslichen Abwassern sowie aus Stoffwechselprodukten des Gewasserbiotops - ist eine eingehende Identifizierung der einzelnen organischen Inhaltsstoffe und deren Veranderung bei der Boden-

passage nicht moglich. Vereinzelt finden sich die ersten wissenschaftlichen Ansatze in dem Bestreben, aussagefahigere Kenngrossen zur Beurteilung der Wasserqualitat und damit der Wirksamkeit von Aufbereitungsprozessen zu erhalten. Neue chemische Analysenmethoden, besonders die Methoden der Chromatographie, konnen bei der Identifizierung organischer Abwasserinhaltsstoffe im Rahmen wissenschaftlicher Untersuchungen in den nachsten Jahren weiterhelfen. In jedem Fall handelt es sich um geringste Stoffkonzentrationen, die empfindlichste spurenanalytische Nachweismethoden voraussetzen. Die Wirkung der Bodenpassage gegenuber organischen Substanzen entspricht etwa der der Langsamsandfiltration, wenn auch die erzielten Effekte wegen der grossen Machtigkeit der zu passierenden Bodenschichten im allgemeinen noch bedeutend grosser sind. Zweifellos haben rnikrobiologische Vorgange einen wesentlichen Anteil an der Reinigungswirkung. Feinste Teilchen und auch Bakterien werden noch in Sandschichten zuruckgehalten, deren Porenraume wesentlich grosser sind. Auf der Grundlage eingehender wissenschaftlicher Untersuchungen wurden verschiedene Theorien uber den Ablauf dieser Reinigungseffekte, die auch zu einer Entfernung feinster Partikel fuhren, aufgestellt. Hinsichtlich der theoretischen Seite der Vorgange bei der Grundwasseranreicherung, soll auf die umfassende Arbeit von Bettaque (1958) verwiesen werden, der die Wirksarnkeit der Sandschichten einem sogenannten ,,Intermediarkorper" zuschreibt, der teils aus tonigen Substanzen, teils aus biologischem Material bestehen soll und sich in den Sandlucken einlagert. Diese ,,Zwischensubstanz" lasst das reine Wasser leicht durchdiffundieren, halt aber Feinteilchen durch physikalische oder chemische Adsorption zuruck. Sie ist rnit Mikroorganismen besiedelt, besonders dicht an der Oberflache der wirksamen Bodenschicht. In den Sandschichten bildet sich ferner eine spezifische Sandliickenfauna aus, die von S. Husmann

-

TABELLE I1 Aufbereitungserfolg itzit steigunder Lunge der Infiltrationsstrecke KMn04-Verbrauch Zulauf zur Infiltration Entnahme in 30 m Entfernung Entnahme in 95 m Entfemung Entnahme in 250 m Entfemung

37 26 15 772

% 100 70 40 20

Eisenchlorid

-

Absetzbehalter

-

Abb. 11 - Schematische Darstellung des Aufbereitungsganges fiir vorgekliirtes Rheinwasser vor der Bodeninfiltration in den Wassergewinr~ungsanlagenWiesbadenSchierstein.

zumindest in Mitteleuropa, nur selten liegen. Es ist kaum zu erwarten, dass ein Oberflachengewasser nur thermisch verschmutzt ist und sonst den Anforderungen fur ein Trinkwasser weitgehend genugt. Andererseits ist es bei dem heutigen Stand der Aufbereitungstechnik grundsatzlich moglich, ein Oberflachenwasser gut aufzubereiten, sei es auch mit einer moglicherweise sehr aufwendigen Aufbereitung. Im Interesse der Sicherheit durfen keine u.U. sehr kostspieligen Aufbereitungsschritte iibergangen werden.

Die Wasser-Vorbehandlung Will man bei einem stiirker verschmutzten Oberfl'achengewasser eine Grundwasseranreicherung iiber langere

-

TABELLE I11 Analysendaten der Rheinwasseraufbereitung uncr Gr~~ndwassera~~reicl~erz~r~g im Jahre 1967*) Rheinwasser

Kenngrosse

Beckenablauf

Temperatur in ' C pH-Wert Chloride in mg/l KMn04-Verbr. in mg/l Eisen, gel. in mg/l Mangan gelost in mg/l Gesamtharte 'd Carbonat-Harte Cd

0,22 0,1-0,5 ca. O,O4 w,12 11,3 9,6-13,4 779 6,3-9,2

S = Schwankungsbreite M = Mittelwert

1 I

der Wochenmittel

*) nach K. Haberer, GWF 1968.

Aufbereitetes Rhein-

Angereicher tes Grundwasser

Zeitraume hinweg vornehmen, so ist, wie zahlreiche Beispiele zeigen, auch vor der Infiltration eine vollstiindige Wasseraufbereitung erforderlich. Abb. 11 zeigt den Aufbereitungsgang im Rheinwasseraufbereitungswerk Wiesbaden-Schierstein, durch den vorgeklartes IUleinwasser vor der Infiltration - abgesehen von der Temperatur praktisch bis zur Trinkwasserqualitiit aufbereitet wird. Die Bodeninfiltration dient in aufbereitungstechnischer Sicht neben dem Temperaturausgleich einzig noch einem gewissen weiteren Fortschritt der Mineralisation organischer Spurenbestandteile. Dafur muss aber, wie Tab. 111 zeigt, eine wesentliche Aufhartung des Wassers sowie eine Eisen- und Manganbeladung in Kauf genommen werden. Letztere wird durch einen nachfolgenden Aufbereitungsschritt riickgangig gemacht: der Hartezuwachs stellt dagegen bis heute noch eine bleibende Qualitiitseinbusse dar. (Eine zentrale Trinkwasserenth'artung in den Wasserwerken kennt man in Deutschland noch nicht). Eine ahnlich vollstiindige Aufbereitung wie die Schiersteiner Anlage zeigt z.B. auch das Flusswasserentnahmeund Aufbereitungswerk in Krefeld (Abb. 12), in dem das zur Infiltration verwendete Rheinwasser vor der Beschickung von Infiltrationsbecken ebenfalls mit einer chemischen Flockung aufbereitet wird (W. Czerwenka, 1965). In ahnlicher Weise wird auch Mainwasser durch die Stadtwerke Frankfurt vor der Infiltration im Stadtwald durch Flockung vorbehandelt (K. Stadager und W. Eller, 1960). Dass die Gestehungskosten eines derartigen Trinkwassers nicht niedrich liegen, ist nach dem geschilderten Aufwand ohne weiteres ersichtlich. Mehrfaches Pumpen verursacht erhohte Forderkosten, die chemische Aufbereitung erbringt relativ hohe Aufwendungen fur Chemikalien, Filtermaterialien (z.B. A-Kohle), besonders aber hohe Anlagen- und Personalkosten fur den Betrieb und die Wartung der Anlagen. Solche Aufwendungen sind angesichts der grossen volkswirtschaftlichen Bedeutung des Wassers notwendig und in Grundwasser-Mangelgebieten einfach nicht zu umgehen. Dies muss anerkannt und klar ausgesprochen werden: die kunstliche Grundwasseranreicherung darf nich dazu ,,missbrauchtn werden, eine fehlende Aufbereitungsanlage zu ersetzen und

Hdsselbarth, U. und Liidemann, D., Die biologische Verockerzttlg von Bruniteiz d~trchMasser~eittwicklungvoiz Eisen- trnd Mangarlbakterierz. ,,Bohrtechniik-Bmnnenbau-Rohrleitungsbau"18, S. 363368 und S. 401-406 (1967). Herzberg, H., Die Grundwasseranreicherungsanlagert i m Wasserwerk Wiesbader~Scltiersfein.Gas- und Wasserfach 106, 617-625 (1965). Huisman, L.,Durchflussbecken fiir die kiirtftige Trinkwassewersorgung der Niederlande. In: ,,Die kiinstliche Grundwasseranreicherung", Veroffentl. d. Hydrol. Forschungsabteilung der Dortmunder Stadtwerke AG., Nr. 9, Dortmund 1966. Huisman, L. und Haaren, F. W. J. van, Treatmertt o f Water before Infiltration and Modificatior1 o f its Qtrality during its Passage Underground. Special Subject Nr. 3, IWSA-Congress, Barcelona 1966. Husmann, S., Filtersandschicllten in Grundwasseraitreiclterungsanlagen als kiinstliche Biotope aquatiler Subterraitorgaitismelt. Abh. Braunschw. Wiss. Gesellschaft 13, S. 163-181 (1961).

Abb. 12 f eld.

- Aufbereiiungsschema

der Ftusswassereninahnte in Kre-

zu einem besonders billigen Wasser zu verhelfen. Ihre Aufgabe liegt vielmehr darin, als erganzende Aufbereitungsschritte den Abbau organischer Inhaltsstoffe weiterzufuhren und die fur alle Bereiche des menschlichen Lebens erforderliche Wasserversorgung durch eine geschutzte Vorratshaltung so sicher wie moglich zu machen.

Literatur Baars, J. K., Erfahrungen bei der kuizstliclten Gewinrtung von Grtrndwasser. In: DVGW-Broschure ,,Das Oberflachenwasser in der Wasserversorgung", Wasserfachliche Ausspracbetagung 1957. Bettaque, R. H. G., Studien zur kiirtsflichen Grundwasseranreiclzerung. Veroffentl. Inst. f. Siedlungswasserwirtschaft d. TH Hannover, Heft 2. Eigenverlag, Hannover 1958. Borneff, J., Gzttachterz iiber den Wirkungsgrad des Rlteinwasseraufbereiturtgswerkes Wiesbader~Sckierstein.Maim 196311964. Borneff, J., Die Entfernung kanzerogener, polyzykliscl1er Aromafen bei der Wasseraufbereitung. Gas- und Wasserfach 110, S. 29-34 (1969). Casati, A. und Merkofer, E., Grzcndwasseranreicltemng in der Muttenzer Hard (bei Basel). Gas- und Wasserfach 106, S. 142-147 (1965). Czerwenka, W. und Seidel, K., Nezte Wege eirter Grundwasserarrreicherung in Krefeld. Gas- und Wasserfach 106, S. 828-833 (1965). Frank, W. H. und Schmidt, K. H., Biologische Strrdien zur Weiterentwicklur~gder kiirtstlichen Grundwasserartreicherung. Gasund Wasserfach 106, S. 565-569 (1965). Frank, W. H. und Schmidt, K. H., Beliiftungselemertte bei der La~lgsamsandfiltratiorz zur kiinsflicl~enGrundwasseranreicl~erung. In: ,,Die Kiinstliche Grundwasseranreicherung". Veroffentl. Hydrol. Forschungsabteilung der Dortmunder Stadtwerke AG., Nr. 9, Dortmund 1966. Gandenberger, W., Grundlagen der Grundwasseranreicherung. Gas- und Wasserfach 91, S. 142-149 (1950). Haberer, K., Erfahrungen inif der kiirlstliclzen Grundwasserarlreicherung in den Wassergewinnungsanlageil WiesbadertSchierstein. Gas- und Wasserfach 109, S. 636-640 (1968).

Husmann, S., Die Organisi~tengemeiitschaftei~der Sandliickeitsysieme in nafurlichen Biotopen und Langsamsandfiltem. In: ,,Die kiinstliche Grundwasseranreicherung". Veroffentl. d. Hydrol. Forschungsabteilung der Dortmunder Stadtwerke AG., Nr. 9, Dortmund 1966. Husmann, K., Beitrag ztlr Frage des Abbaues voil Detergentien bei der Langsamfiliration. Veroffentl. Inst. f. Siedlungswasserwirtschaft der T H Hannover, Heft 12, Eigenverlag, Hannover 1963. Kegel, J., Die Eittfernurtg von gelostem Sauerstoff aus zu infiltrierendem Oberflaclter~wasser.Gas- und Wasserfach 103, S. 396397 (1962). Klapper, H., Ergebrtisse cltemischer Untersuclluitge~lbei der 111betriebnahine des unterirdischen Wasserspeichers in der Letzlinger Heide. ,,Fortschntte der Wasserchernie", Heft 9, S. 177-198. Berlin (1968). Loffler, H., Tecltrtologie und Wassergiiteverbesserung bei der Gruitdwasseranreicherung. Wasserwirtschaft-Wassertechnik 17, S. 351-354 und S. 376-381 (1967). Marotz, G., Techiu'sche Grundlagen eirter Wasserspeicl~erungi m natiirliclten Uittergrund. Mitteilungen Inst. f. Wasserwirtschaft, Grundbau und Wasserbau d. Univ. Stuttgart, Heft 9, Eigenverlag, Stuttgart 1968. Mohle, K. A., Die Versickerung von Oberflacheitwasser mittels offener A~treiclterzrngsbecke~z.Veroffentl. Inst. f. Siedlungswasserwirtschaft d. TH Hannover, Heft 26, Eigenverlag, Hannover 1967. Siehe aucb: Beitrag zur Trinkwassergewinnung durch kiinstliche Grundwasseranreicherung. Stiidtehygiene 18, S. 6-11 (1967). Oehler, K. E., Wirkung und Bedezrturlg der Bodeitpassage fiir die Reinig~olg von Oberflachenwasser. Schriftenreihe des Vereins f. Wasser-, Boden- und Lufthygiene Nr. 21, S. 26-40. G. Fischer Verlag, Stuttgart 1963. Scheelhase, F., Wasserversorgur~g mit Flusswasser oder mit kiinsflich erzelrgtem Grundwasser. Gesundheits-Ing. 46, S. 461-464 (1923). Schubel, F. W., Die Aygienische Uittersuchung und Beurteilurtg der kiiitstliclten Grundwasseranreicherrtng. Arch. Hyg. 116, S. 321364 (1936). Schulze, W. W. F. und Haberer, K., Das Verhalten von Radion~rklide~t iin Boden. Jahrbuch ,,Vom Wasser" 1965, 32, S. 69-127 (1966). Siegel, O., Kontaminatioiz der Bodeit und Pflanzen. BMAt-Schriftenreihe ,,Strahlenschutz" Bd. 18, S. 78-86. Miinchen: Gersbach u. Sohn Verlag 1961. Stadager, K. und Eller, W., Die Maii~wasseraufbereitztngsanlage der Stadtwerke Frankfurt a. Maim. Oesterreichiscbe Wasserwirtschaft 12, S. 198-204 (1960). Task Group Report: Purposes o f Artificial Recharge. Journ. AWWA 52, S. 1315-1318 (1960).

IR. L. VAN DER BURG

Kool en ozon 1. Inleiding Bij de behandeling van het onderwerp kool en ozon, moeten we ons afvragen, wat het doe1 is van de bij de bereiding van drinkwater gebruikelijke zuiveringsmethoden, waarbij deze stoffen een voorname rol spelen. De toepassing van ozon, een reeds zeer oude methode van waterzuivering, beoogde aanvankelijk vooral de desinfectie van water; thans staat de verbetering van de organoleptische eigenschappen op de voorgrond. Worden bij de desinfectie bacterien bestreden, in het tweede geval gaat het om het wegnemen van geur- en smaakgevende stoffen, die - voorzover het geen zouten betreft - organisch van karakter zijn [ I , 2 en 31,

en door oxidatie in niet-geurende en -smakende stoffen worden overgevoerd. Bij de behandeling van water met actieve kool is het doe1 eveneens een verbetering van geur en smaak, doch ook een verbetering - d.i. vermindering - van de kleur speelt een rol. Hier gaat het om de verlaging van het gehalte aan organische stoffen.

Bepaling van het gehalte aan organische stoffen 2.1 Oxidatiernetkoden In het drinkwaterbereidingsproces wordt het gehalte aan organische stoffen bepaald door de meting van het KMn04-verbruik. Bij deze methode, die streng genormaliseerd is, wordt de mate van oxydeerbaarheid bepaald. Helaas is het niet mogelijk om op Afb.I - Reaclie ,,let KMllOa vat1 ei~kele deze wijze alle organische stoffen tot orga~liscl~e stoffell bij pH 7 ell pH 10 [41. eindprodukten als koolzuur en water I te oxideren en worden sommige stofReaction of Potassium Permanganate fen, zoals azijnzuur, in het geheel niet With Pure Organic Compounds in aangetast. Andere stoffen oxideren Distilled Water slechts gedeeltelijk (afb. I), zodat nog Reaction organische eindprodukten overblijven Compound pH 7 pH 10 [4]. Zo worden aldehydegroepen geoxideerd tot carbonzuurgroepen, doch Saturated, 3-carbon : blijven de alifatische ketens bestaan. propionic acid De dubbele bindingen van alkenen en propanol 2.

--

propionaldehyde propylamine ethyl formate acetone glycerol lactic acid methyl acetate alanine pyruvic acid Unsaturated, 3-carbon: acrolein allylamine acrylic acid ally1 alcohol Aromatic: benzene benzaldehyde phenol aniline benzoic acid benzyl alcohol Miscellaneous: octyl alcohol caproic acid ABS 2-butanone starch creatine

Afb. 2

benzylalcohol of benzaldehyd reageren vlot, de laatsten tot benzoezuur. Zuren, ketonen en alifatische alcoholen reageren evenwel niet of moeizaam. De benzeenring van fen01 en aniline wordt door permanganaat opengebroken; die van benzeen zelf en van benzylalcohol en benzoezuur niet. De toepassing van andere oxidatiemethoden, zoals die met KaCrz07 (COD = chemical oxygen demand), levert andere resultaten OD. Tot zuurstof omgerekend, worden hierbij hogere verbruiken gemeten dan bij de permanganaatmethode. Toch wordt ook met de reactie met kalium-dichromaat geen volledige oxidatie verkregen; het laboratorium van de Haagse Duinwaterleiding constateerde, dat de reactie voor petroleumether slechts voor 2 % was verlopen en voor chloroform voor 15 %, tetrachloormethaan voor 0 %, benzeen voor 33 %. Bij de biologische bepaling van het zuurstofverbruik met bacterien (BODa'O) worden de biologisch gemakkelijk afbreekbare stoffen geoxideerd, veelal tot koolzuur en water. Het zal duidelijk zijn dat in dit geval

- Illstallalie voor corrce~~trcztie door uitvriezel~volge~tsShapiro [6].

I +tellurn or

+ + + +

U"O"

Pyrex P w g ( 4 1nx4 I t )

Bracket

T

a-.d Seoi

+ + + + i

From Another cultwe Chmber

I

-CTOISC~

Edt5 to Retoln

stopper

I

slechts een bepaald gedeelte van de in het water aanwezige organische stoffen worden aangetast; vaak zijn dit andere stoffen dan die welke bij de beide vorige methoden werden geoxideerd. Het resultaat is daarnaast afhankelijk van de concentraties der stoffen, van het assortiment bacterien, alsmede van de aanwezigheid van giftige stoffen. De genoemde bepalingsmethoden hebben gemeen, dat slechts CBn aspect, nl, de oxideerbaarheid wordt onderzocht. Een inzicht in de aard en de hoeveelheid der samenstellende stoffen wordt niet verkregen.

F r e e z e - D n e d Moteraal and hst,lled Water I Shake )

Fttter (Removes INoluble Molennl)

+I

Wash FFlltroteWnth D~eVlyiE t h e r (Removes Fats ond Woxes)

I

Add HCL ( Adlust l o pH 1 )

I

Afb. 2 - Schema voor het o~zderzoek van humusachtige stoffen 181.

Afb. 4 - Schema voor het onderzoek van door Actinomyceterz geproduceerde reukstoffen.

Bovendien is gebleken, dat het proces van adsorptie en desorptie van allerlei stoffen verschillend verloopt. Sommige stoffen worden w&l goed geadsorbeerd en gedesorbeerd, andere echter worden niet geadsorbeerd of wkl geadsorbeerd doch niet gedesorbeerd. In deze gevallen ontstaat uiteraard een verkeerde indruk van het gehalte aan organische stoffen. Met name stoffen met grote moleculen zijn op deze wijze niet of moeilijk te isoleren. Daarop wijzen de verschillen tussen de resultaten van deze methode en die van het uitvriezen of de verstuivingsverdamping. Humusachtige stoffen, die volgens sommige opgaven zelfs 90 % van het totale organische materiaal vormen [8], kunnen met actieve kool en desorptie met een oplosmiddel niet worden geconcentreerd. Met laatstgenoemde methode verkrijgt men uitsluitend de stoffen met kleinere moleculen, welke soms slechts een kleine fractie van het gehalte aan organische stoffen vormen.

doenlijk om in te gaan op de methoden van identificatie der verschillende stoffen, die volgen op de concentratie, r a p . fractionering. Door de lage concentraties schieten vele van deze methoden te kort. Dan moet een beroep gedaan worden op kolomchromatografie, gevolgd door infrarood- en ultravioletspectrofotometrie, electron capture detection of soortgelijke methoden. Het toepassen van identificatiemethoden bij onderzoekingen is pas in de laatste tijd op gang gekomen. Men houdt zich hier 0.a. mee bezig op de Technische Hogeschool te Delft (prof. dr. ir. P. M. Heertjes en ir. A. P. Meijers).

2.2 Concentratie en isolatie van organische s t o f f e n

Bij een diepergaand onderzoek zal ernaar worden gestreefd om de gezochte stoffen aan het water te onttrekken of in ieder geval zodanig te concentreren, dat onderzoek mogelijk wordt. Een fraai voorbeeld van een isolatietechniek is de uitvriesmethode (afb. 2) welke 0.a. door Shapiro is beschreven [S, 6 en 71. Daarbij wordt het water door roeren in beweging gehouden, terwijl de hoeveelheid vloeistof door bevriezing langzamerhand wordt verkleind. Indien deze techniek goed wordt bedreven kan een belangrijke concentratieverhoging worden bereikt. Ook de verstuivingsverdamping moet hier genoemd worden [8]. Een andere methode bestaat uit de adsorptie van het organische materiaal aan actieve kool, gevolgd door desorptie met geschikte oplosmiddelen [8 en 91. Ether, chloroform, alcohol, zuur, base en bisulfiet-oplossing zijn veel gebruikt, om een scheiding in groepen te bewerkstelligen (afb. 3 en 4). Een voorbeeld van de uitkomst van een onderzoek wordt gegeven in [lo] (afb. 5).

2.3 Identificatie Het is in het kader van deze les niet

TABEL I - Adsorptie in basisclt milieu organ. stof Afb. 5 - Uitkomst van een scheiding van organische stoffen in groepen met actieve gevolgd door desorptie met kool en desorptie met resp. chloroform en 76 @ d l chloroform ether (u'e ook tabel I) [lo]. dan desorptie met ethanol 235 p/l vervolgens: Adsorptie in zuurmilieu Effect of pH on Concentration of desorptie met chloroform 78 ~ g / l Organic Compounds Recovered daama desorptie met ethanol 415 pg/l totaal 804 ~rg/l Experimental Method Recovery

Het onderzoek van de organische stoffen heeft zich lange tijd niet verder uitgestrekt, dan soortgelijke scheidingen in groepen. Het zal we1 duidelijk zijn, dat zo'n scheiding weinig informatie geeft over de specifieke stoffen [Ill.

CCE, CAE, CCE, CAE, Total

3. De aard der organische stoffen 3.1 Enkele resultaten van onderzoek Zoals onder 2.2 reeds gezegd, bestaat een belangrijk deel (tot ruirn 90 %) van de in water aanwezige stoffen uit humusachtige bestanddelen. Deze verbindingen, die verantwoordelijk zijn voor de gele kleur van het water en een veelal aromatisch karakter hebben, zijn de onverteerbare resten van de lignine [15] (afb. 6). Men onderscheidt 0.a. de fracties humuszuur (oplosbaar in loog, onoplosbaar in minerale zuren en alchol) en fulvinezuur (oplosbaar in loog en zuur) (afb. 7). Door adsorptie aan kool zullen ze slecht te verwijderen zijn. Coagulatie kan hier uitkomst brengen [12]. Niet alle organische stoffen echter kunnen op deze wijze worden verwijderd, wat in de praktijk herhaaldelijk is gebleken. Zo loopt bij het waterleidingbedrijf te Dordrecht na coagulatie de kleur terug van bv. 30 tot 9 terwijl het KMn04-verbruik daalt van 28 tot 10. De fractionering der organische stoffen met behulp van actieve kool en oplosmiddelen levert een aantal groe-

I

(cH),

I

'cH)~

I

7

\

'CHI"

Afb. 6 - Vereenvoudigde lignine [44].

structuur

van

pen op, welke hierna nog zullen worden genoemd. De resultaten van dit onderzoek zijn door de onderzoekers welwillend ter beschikking gesteld. Prof. dr. ir. P. M. Heertjes en ir. A. P. Meijers die een dergelijk onderzoek verrichtten, constateerden dat van het totaal aan organische stoffen in oppervlaktewater van de Rijn (5-10 ppm) soms slechts circa een tiende deel op een koolfilter gevangen en vemolgens gedesorbeerd kon worden. De neutrale, weinig polaire reuk- en smaakstoffen worden met de gebruikte extractiemiddelen goed geisoleerd. Andere technieken - zoals uitvriezen tot een klein volume, gevolgd door extractie of extractie alleen - zullen doorgaans eenzelfde fractie van de organische stoffen opleveren, aldus ir. A. P. Meijers [13]. Aan de andere kant treden tijdens de diverse handelingen als groepenscheiding, kolomchromatografie e.d. soms wijzigingen in de aard der moleculen op. Niet zelden verdwijnen er stoffen en ontstaan andere daaruit. Bij het onderzoek van het Rijnwater zijn door ir. A. P. Meijers meer dan 200 organische stoff en gevonden. De volgende groepen werden aangetoond. 1. Zwakke zuren. In deze groep vindt men fen01 o-, m- en p- kresol, 0. en p-chloorfenol en hydrochinon. Minder zekerheid bestaat omtrent de aanwezigheid van xylenolen, resorcino], pyrogallol, 2.4 dichloorfenol en 2.4.6-trichloorfenol. De concentraties hiervan in leidingwater blijken weinig of niet te verschillen met die in ongezuiverd water en zijn zo laag, dat geen invloed op geur en smaak verwacht kan worden. Daarentegen mag we1 een invloed van chloor op de geur en smaak van deze verbindingen worden verwacht (af b. 8) [14 en 161. Verder zijn hogere vetzuren, zoals laurinezuur, myristinezuur, palrninezuur, stearinezuur en oliezuur in grotere hoeveelheden aangetroffen. Een aantal stoffen kon nog niet wor-

den geldentificeerd, getuige een drietal onverklaarde pieken in het chromatogram. 2. Basen. Geen enkele stof kon met zekerheid worden aangetoond; mogelijk zijn pyridine en anilineverbindingen aanwezig. De concentraties zijn kleiner dan die van de fenolen. 3. Alifaten (alkanen). Alle alkanen van C9 tot C32 worden gevonden, waarbii vooral de residus van ~ e t r o leum (C9-C12) en van paraffine-was (C22-C32); in mindere mate die van smeerolie (C14-C20). Smeerolie is met een koolfilter moeilijk te bepalen, daar kool zelf een smeermiddel schijnt te bevatten. In deze groep treedt eveneens een, vooralsnog onbekende, sterk gechloreerde verbinding op. 4. Aromaten. Ook in deze groep is er nog zeer veel onzekerheid. Behalve stoffen als naftaleen, bifenyl en fluoreen komen hier tevens di- en trichloorbenzeen voor, alsmede nitroverbindingen. De hogere aromaten ontbreken vrijwe1 geheel. In deze groep wordt een duidelijke invloed van de bij de drinkwaterbereiding toegepaste zuivering gevonden. 5 . Oxy-verbindingen.Het onderzoek van deze groep is nog niet begonnen V31. 3.2 Verder onderzoek De onder 3.1 gegeven indeling in groepen stoelt op de methoden van onderzoek, zoals die thans gebruikelijk zijn. Stoffen als detergenten en bestrijdingsmiddelen zal men daarbij vooralsnog niet of schaars aantreffen. Toch zijn voor veel van de in deze

Colored Woter

I

Solid precipitate

I

I

Insoluble ( Wmic

Afb. 7

~i&id ( Fulvic Acid )

Sduble (Hymotomelanic Acd )

Acid)

- lndeling

van humussfoffen [ I 2 ] .

groep voorkomende stoffen onderzoekmethoden bekend. Dit is ook het geval voor sommige door microorganismen geproduceerde stoffen. De Actinomyceten zijn berucht om de produktie van een reukstof [17 en 181. Van vele blauwwieren is bekend, dat ze giftige stoffen voortbrengen. De industrie loost - gewild of ongewiJd - afvalstoffen, die soms niet, soms slecht door de zelfreiniging van het water worden opgeruimd. De stoffen kunnen niet alleen stinken, meermalen zijn ze giftig. Gezien de grote variatie in het produktieprogramma der chemische industrie is het belangrijk, dat het hier gaat om zeer veel verschillende, vaak nog niet onderzochte stoffen. Een en ander heeft nog geen betrekking op het optreden van anaeroob, dood water, veroorzaakt door te geconcentreerde lozing van organisch materiaal, gekenmerkt door de zwavelwaterstofstank en de zwarte kleur. Met behulp van rioolwaterzuiveringsinstallaties kan dit euvel tot op zekere hoogte bestreden worden.

Afb. 8 - Grenswaarden voor de proefbaarlteid van enkele fenolen en de invloed van chloor,oevoeging~aarop[I4,.

r n ~ tchlor

m

o h n e chlor

Een belangrijk aantal van de organische stoffen blijkt toxisch of carcinogeen te zijn, althans in wat hogere concentraties. Vele ook veroorzaken door hun geur of smaak hinder. Er is nog zoveel onbekend, dat hier een uitgebreid gebied van onderzoek ligt. Het is vanzelfsprekend voor de directeur van een waterleidingbedrijf een onverdraaglijke gedachte, indien zou blijken dat toxische of carcinogene stoffen, zoals bestrijdingsmiddelen, chloorfenolen en aromaten via het water de consument zouden bereiken, ook al is het water goed van geur en smaak. Toch ligt het niet in de eerste plaats op de weg der waterproduktiebedrijven om hiernaar een uitvoerig onderzoek in te stellen, en we1 om drie redenen. Ten eerste zijn de concentraties van de gezochte stoffen zo laag en de onderzoekingsmethoden zo complex, dat hiervoor een gespecialiseerde toxicoloog-analyticus nodig is, die kan beschikken over een groot en voor dit doe1 ingericht laboratorium. Ten tweede zijn er nog geen aanwijzingen, dat het drinkwater thans reeds aanleiding is van vergiftigingsverschijnselen of van het optreden van een hogere carcinoom-frequentie. Aangenomen wordt, dat andere oorzaken (roken, uitlaatgassen) terzake een belangrijk groter gevaar opleveren. Ten slotte zijn de toxiciteit en het optreden van carcinoom niet alleen een functie van de concentratie van CCn bepaalde stof, doch is er een someffect. De gevaren moeten derhalve beoordeeld worden in het kader van voeding en milieu. Het heeft naar mijn mening geen zin om zich ongerust te maken over deze zaken zolang men nog niet weet, of de jaarlijkse portie drinkwater (circa 1 m31inwoner) meer of minder toxische of carcinogene stoffen bevat dan een glas sherry, of andere bestanddelen van het levensmiddelenpakket. We1 bestaat er behoefte aan eenvoudige methoden voor routine-onderzoek op toxiciteit, zoals de Coli-proef, welke gebruikt wordt als indicator voor pathogene bacterien, methoden die wat gevoeliger en specifieker zijn dan de proefjes met vissen of daphnia',~,die thans we1 worden toegepast.

Zo kan men door fijn vermalen van een dichte (kristallijne) stof een oppervlakte van bv. 3 m y g bereiken; zo'n oppervlak zou in een monomoleculaire laag circa 1 mg benzeen kunnen adsorberen. De actieve kool, die per gram een driehonderdmaal grotere oppervlakte heeft, kan dan ook 300 x zoveel benzeen per gram kool absorberen. Men bereidt actieve kool door koolstofhoudende produkten, zoals hout, turf, bruinkool e.d. te verkolen en op geschikte wijze verder te verwerken. Men maakt dan gebruik van het feit, dat bij de verkoling de oorspronkelijke structuur van de grondstof niet geheel verloren gaat, maar een groot aantal fijne kanaaltjes en spleetjes aanwezig blijven. Door deze kanalen heeft voorheen bv. het saptransport plaats gevonden. De verkoling vindt plaats bij 9001000" C; door de dan optredende reactie tussen koolstof en water C H 2 0 e C O H2 kan men koolstof wegnemen en daardoor de oorspronkelijk zeer kleine spleetjes verwijden. Op deze wijze kan men de porien toegankelijk maken voor grotere moleculen en moleculencomplexen, zoals bv. kleurstoffen. Door dit poreus maken wordt 6070 % van de oorspronkelijke koolstof weggenomen.

4. Actieve kool 4.1 Inleiding Onder actieve kool verstaat men kool-

Ook met COa kan dit verwijderen worden verricht: COz c e 2 c o .

stofsoorten met een zeer groot inwendig oppervlak. Niet ongewoon is een specifiek oppervlak per gram kool van 800-1200 m2 [I91 wat in vergelijking tot de 6 cm2 (0,0006 m2) van een kubus met een ribbe van 1 cm uiteraard zeer groot is. De koolstof verkeert derhalve in een bijzonder poreuze vorm. De opbouw uit micrografietkristallen, welke onderling slechts 10s gebonden zijn, is hiervoor verantwoordelijk. De porien tussen de microkristalcomplexen varieren van enkele tot vele duizenden Angstrom (1 A = 10-8 cm). Onder adsorptie verstaat men het verschijnsel, dat bij een oppervlak een concentratieverhoging van bepaalde moleculen uit een oplossing optreedt. De moleculaire attractie wordt aangegeven met de naam ,,Van der Waalskrachten". Het verschijnsel is zeer algemeen, doch wordt pas van betekenis bij stoffen met zeer grote inwendige oppervlakten.

+

+

+

De verwijdering van de koolstof met zuurstof of lucht (wegbranden) wordt meestal niet toegepast, daar deze methode niet selectief genoeg is. Het is duidelijk, dat men het proces ook 26 kan leiden, dat koolsoorten met fijne porien ontstaan; deze zijn slechts toegankelijk voor kleine moleculen. Kool met grote porien, toegankelijk voor grotere moleculen of moleculecomplexen, kan slechts met laag rendement worden vervaardigd. De mate van toegankelijkheid van de kool is van groot belang voor de kwaliteitsgradering. Daarnaast is de herkomst van het uitgangsmateriaal van belang. Zo geven de harde, dichte kiezelzuurhoudende schalen van de cocosnoot een veel dichtere en fijnere structuur van de kool van bv. pijnbomenhout. Bij de kwaliteitsbeoordeling is het specifieke oppervlak van het grootste gewicht. Het kan bepaald worden door de belading van de kool te meten met een of andere stof. Gebruikelijk daarvoor zijn benzeen en argon of stikstof bij lage temperatuur. Die methode is genormaliseerd door Brunauer-Emmett en Teller (BET-oppervlak); oorspronkelijk was ze bedoeld voor katalysatoren [24]. De grote porien kunnen gemeten worden met kwikpenetratie. 4.2 Adsorptie-evenwicht Bij de waterzuivering moeten reuk- en smaakstoffen gebonden worden. Dit zijn stoffen, die in het algemeen slechts in zeer geringe concentratie aanwezig zijn en waarvan slechts een geringe belading op het adsorptiemiddel verkregen kan worden. Ln de evenwichtstoestand treedt een verdeling op van de te adsorberen stof tussen de waterfase en de kool, vergelijkbaar met de verdeling die optreedt wanneer we een derde stof brengen in twee- niet-mengende oplosmiddelen. Onze kennis van de adsorptie bzrust hoofdzakelijk op metingen met stoffen als organische zuren, fenolen en methyleenblauw [26]. Zo heeft Freundlich de volgende empirische vergelijking opgesteld: 1 xi - - Xi = K Ci" m waarin xi = geadsorbeerde stof in mg m = actieve kool in g

Xi

= hoeveelheid geadsorbeerde stof

k en n zijn constanten, die afhankelijk zijn van de aard der stof, de temperatuur enz. (Isotherm van Freundlich) 1201.

I

10

per g kool Ci = evenwichtsconcentratie van de stof i in het oplosmiddel.

6 4

'

*IE

3

2

Voor meer dan C6n te adsorberen stof heeft Langmuir een vergelijking opgesteld [21 en 221,nl.: waarin biCi

Xi

- - XI = X i l

m

1

1

3

4

l0

6

- Verband

40

60

IW

tusseil de specifieke adsorptie (xlm) en de drempelwaarde voor de geur

Voor praktische berekeningen betreffende het verloop der reacties wordt we1 de empirische formule gegeven t Q(t)=Q(-)[191 t f T waarbij = hoeveelheid geadsorbeerde op tijdsjip t in = de in de evenwichtstoe-

Q (t) Q

20

Odor TreshM Number

Afb. 9 t231.

Voor 6Cn stof gaat de vergelijking over in: biCi

2

I

+ m X bjCj

Xi = hoeveelheid geadsorbeerde stof i per gewichtseenheid koolstof bij concentratie Ci c i = evenwic~tsconcentratievan de stof i in het oplosmiddel X i l = de waarde Xi voor een monomoleculaire laag bi = constante

Xi

I

(00)

voor eenvoudige stoffen met lage molecuulmassa (bv. pyridine, aniline, f enol, p.chloorfeno1, p.nitrof enol, Bnaftol, indool, skatool). De evenwichtsbelading ligt bij 2.3 B 2.6 x 10-4 gmol/g, met uitzondering van pyridine, dat een lagere adsorptiegraad heeft (1,6 B 2,l x 10-4gmol/g). Grotere moleculen hebben veelal belangrijk hogere halfwaardetijden (tot 70 uur) en lagere evenwichtsbelading (0,3A 2 x 10-4gmol/g). De aanwezigheid van veel grote porien speelt daarbij een rol; grotere moleculen kunnen in deze porien nog we1 geadsorbeerd worden, zodat in de beschikbare tijd toch een niet onbelangrijk deel van het adsorberende oppervlak gebruikt wordt, doch bij afwezigheid van grote porien wordt het diffusiemechanisme door sterische invloeden gehinderd, en treedt zelfs na geruime tijd slechts een geringe bedekking van het inwendige oppervlak op. Dit wordt aan riboflavine in afb. 11 gedemonstreerd. De koolsoorten B en L hebben grote

xi = X i l stand geadsorbeerde stof m 1 biCi 1 biCi (mol/g) waarbij bedacht moet worden dat = adsorptie tijd in uren Xi1 een constante is. Dat er verschil = halfwaardetijd, de tijd T tussen de formules van Freundlich en nodig om de helft der bij Langmuir bestaat, accentueert het empirische karakter van beide. Afevenwichtstoestand S a d sorbeerde stof OP te nehankelijk van de aard en de concenmen. tratie der te adsorberen stof, de waarde der constanten en de hoeveelheid voor waarden van Q (t)/Q (00) tot toegevoegde kool, zal na het bereiken 0,8 beschrijft de vergelijking de situavan het evenwicht een restconcentra- tie geed. tie in de vloeistof overblijven. In afb. 9 wordt aangegeven hoe x/m afhan- Afhankelijk van koolkwaliteit en te kebjk is van een waekeurig gekozen adsorberen stof varieert de halfwaarmaatstaf voor de concentratie aan detijd van 1 uur tot meer dan 10 uur reuk- en smaakstoffen, de zgn threshold oder number [23], waaruit tevens 10 - De adsorptie van fenol aan actieve kool als functie vml de reactietijd en bepaald blijkt, dat de chloring van water een Afb. via spectraalanalyse vat1 de oplossing [19]. verlaging van het adsorptie-effect geeft.

--

+

+

-

E 15

4.3 Enkele kinefische beschouwingei~ In afb. 10 is aangegeven hoe de adsorptie van fenol met de tijd verloopt

U91. Begonnen werd met een concentratie van 5 mg fenol/l, terwijl steeds 200 mg actieve kool/l werd toegevoegd. Ter verkrijging van reproduceerbare waarden werd de kool een week lang met water in een Soxhlett-apparaat geextraheerd. Nu geldt, dat de hoeveelheid geadsorbeerde stof gelijk is aan de aan de vloeistof onttrokken stof.

Phenolliisung aufgenornrnen noch: 1 = 1/2 h

3

2

~

1

L

0.0

200

250 X[rnp]

290

5

10

t[hl

porien; de soorten A en G slechts fijne. Bij de laatste twee koolsoorten treden duidelijk lagere reactiesnelheden op; hier was na een week de evenwichtstoestand nog lang niet bereikt. Uit de rechte vorm van de adsorptielijn voor de koolsoort A zou bij benadering een reactie van de nulde orde kunnen worden afgeleid.

4.4 Dosering van poederkool Dat de dosering van poederkool zo vaak wordt toegepast zal na het voorafgaande misschien verbazing wekken. Nog meer wellicht, dat goede resultaten kunnen worden verkregen bij de smaak- en geurverwijdering. Die toepassing vindt zijn oorzaak in het feit, dat reuk- en smaakstoffen in het algemeen kleine moleculen bezitten, waarvoor de kool een goede toegankelijkheid heeft. Bovendien zijn vaak uiterst geringe concentraties aanwezig, waardoor geringe hoeveelheden kool a1 een goede binding van deze stoffen bewerkstelligen. Dat bij de bereiding van drinkwater geen adsorptie-evenwicht optreedt, is duidelijk als men bedenkt, dat de contact-tijden een kwartier tot omstreeks een uur zijn, terwijl de halfwaardetijden (althans voor enkele aromatische aminen en fenolen) tussen 1 en 10 uur belopen. Het betekent, dat een hogere dosis kool moet worden gebruikt dan met een monomoleculaire laag overeenkomt. Bovendien gaat men in de techniek niet uit van kool, die een week lang met water in een Soxhlett-apparaat is geextraheerd. De technische koolsoorten zullen nog gedeeltelijk bezette oppervlakten hebben en derhalve minder adsorberen. Een hoge concentratie aan geur en smaak in het uitgangswater kan bestreden worden door een hoge dosering actieve kool. Desondanks zal bij sterk ruikend en sterk smakend water steeds een restgeur en restsmaak overblijven. De bestrijding door twee, drie of vier doseringen van kool in successie, e k e dosering gevolgd door verwijdering van de kool door filtratie of sedimentatie, is denkbaar, doch toepassingen daarvan zijn niet zeer verbreid. De dosering, die in de jaren twintig van deze eeuw op 1 i 2 g per m3 Rijnwater gesteld werd [25] bedraagt thans een veelvoud hiervan en is onder omstandigheden (lage afvoeren) tot boven 100 g/m3 opgelopen. Tenslotte zij opgemerkt dat de dosering

---- Aktlvkohle A -Akt~vkohle B Aktlvkohle G

-----

li

,/--

' 0 , . A -

,./-

,

Aktlvkotie L

/'k

OH

,-' ,C. H3c 1 H-C-C,

OHH

Hc-c-PC-C-W l H H H H
I

N ,.

I

,C.

Afb. 11 - Het verloop van de adsorptie van riboflavine aan een viertal koolsoorte~~; de soorten B en L hebben grove porien, de soorten A en G fijne porien.

van kool bij de gebruikelijke verblijftijden geen invloed heeft op de grote moleculen, zodat deze stoffen niet of bijna niet door adsorptie verwijderd kunnen worden (humusachtige stoffen). 4.5 Koolfilters Zoals uit het voorgaande blijkt heeft de dosering van poederkool het bezwaar dat steeds een gedeelte van de geur- en smaakstoffen in het water achterblijven. Men heeft getracht hiervan verbetering te brengen door de aktieve kool nu in korrelvorm, als filter te gebruiken. Reeds in de jaren twintig van deze eeuw werd dit procCd6 in de Verenigde Staten toegepast [30]. In het begin van de jaren zestig troldcen de toepassingen te Dusseldorf en Duisburg de aandacht [27, 28 en 291.

aangegeven (afb. 14). Daarbij zijn v.1.n.r. de grafieken voor lage, middelbare en hoge snelheid aangegeven, terwijl D l , D en D2 resp. lage, middelbare en hoge concentraties aan smaakstoffen weergeven. Uit de aard der zaak zijn ook deze afb, geschematiseerd. Zo werd geen rekening gehouden met het bestaan van vele voor adsorptie vatbare stoffen, welke elkaar beconcurreren. Verder zijn er vele stoffen, die - zoals humusstoffen - door hun molecuulbouw praktisch niet kunnen adsorberen Rekening houdend met fiterbedhoogten van 3 B 4 m en (schijnbare) watersnelheden van 20 tot 30 m3/m2h, kan snel worden becijferd, dat de verblijfstijd in een filter ten hoogste enkele minuten kan bedragen. Stelt men dit naast normale halfwaardetijden van 1-10 uur, dan zal duidelijk zijn, dat vele stoffen niet afdoende geadsorbeerd worden, ter-

Men zou zich bij zulke koolfilters kunnen voorstellen dat hierin een zeer groot aantal kooldoseringen na elkaar plaatsvindt, elk gevolgd door Afb. 12 - Het verloop van het adsorptieproeen filtratie; de kool blijft tijdens het ces in een kolom [31]. proces op dezelfde plaats. Dit betekent, dat een betere efficiency in het koolverbruik te verwachten is. Een geidealiseerd schema vindt men in afb. 12 [31]. Op tijd a is de maxirnale belading bereikt in het intredegedeelte van de kolom; op tijd b is deze verder naar rechts voortgeschreden en bij c zijn de geur- en smaakstoffen tot het einde der kolom doorgedrongen, Soortgelijke geidealiseerde voorstellingen treft men ook aan bij Hopf (27); hier is de invloed van de watersnelheid (afb. 13) en van deze snelheid gecombineerd met de waterkwaliteit

Afb. I3 - De illvloed I1arl de ~oatersrlelheidop /let adsorptie~~erloop [27]; tzar?lir~ksIram recllts is deze s~relheid:kleirr, trliddelbaar erl groot.

wijl die met grotere halfwaardetijden nauwelijks door de kool worden opgenomen. Welke resultaten worden nu met koolfiliers bereikt? Flentje en Hager [32] berichten een besparing van 40 % op het koolverbruik vergeleken met poederkool, terwijl ze op deze wijze smaakvrij water bereiken [33]. Ze geven tevens aan, dat het percentage verwijderde stoffen aanvankelijk 90 % en na 20 dagen bij 84 % van de verwijderbare stof ligt (bepaald met koolfilter en chloroformextractie) (afb. 15). Robeck et al. [34] rnelden dat de verwijdering van bestrijdingsmiddelen uit het water bij contacttijden van 7 mi-

nuten vaak goed is, ook a1 is het koolfilter verzadigd met reuk- en smaakstoffen. Iets dergelijks rapporteert ook Sharp [35]. De verwijdering van poliomyelitisvirus door koolfilters was aanvankelijk beter dan die van zandfilters, doch a1 spoedig trad nivellering op, zodat beide ongeveer gelijke resultaten gaven [42]. Andere methoden van virusverwijdering zijn derhalve nodig. Actieve kool wordt sedert lang gebruikt voor verwijdering van chloor uit het water [36, 37 en 391. De koolstof werkt hierbij hoofdzakelijk als katalysator voor de reactie van hypochoriet-ion tot chloride-ion.

Een oxidatie van de organische stoffen is het gevolg. De reactie verloopt vlot en wordt begunstigd door hogere temperatuur en niet te hoge pH. Een en ander heeft tot gevolg, dat het water in een koolfilter in hygienisch opzicht niet door chloordosering te beschermen is. De concentratie van organische stof op het inwendige oppervlak van de kool betekent een ideaal milieu voor microorganismen en geeft aanleiding tot een levendige groei van bacterien. Het is dan ook niet verwonderlijk, dat in de koolfiltraten soms grote aantallen bacterien worden gevonden, tot meer dan 1.000.000/ml. De enorme groei is er verder de oorzaak van dat vele individuele cellen de strijd moeten opgeven, afsterven en hun celinhoud aan het water afgeven; de soms zeer scherpe, branderige smaak, die bij deze koolfilters kan optreden is hiervan het bewijs. Deze smaak, welke zich vaak reeds na enkele weken ontwikkelt, wordt in modelproeven rneestal niet opgemerkt, omdat de proefopstelling niet lange tijd onafgebroken in bedrijf is. Bij praktijkopstellingen blijkt die scherpe smaak evenwel een zodanig bezwaar op te leveren dat deze mijns inziens - althans op dit moment en met de gebruikelijke technieken - de toepassing van filters met actieve kool als laatste behandeling verhindert.

Beschouwingen over de efficiency van het proces hebben op deze plaats derhalve geen nut. Gewezen zij slechts op de regeneratie van de uitgewerkte kool, rneestal door gespecialiseerde bedrijven die de kosten voor de kool met ongeveer een vierde vermindert [32 en ~c~aterverorlh.eirligir~g op /let adsorptie~~erloop. 331.

A f b . 14 - De ilndoed va~z1c1aterslzellteid ell De ~vatersr~ellleid is na dezelfde tijd va11lirlks r~aarrechis, kleirz, ~rliddelbnaren groot, terwijl de vero~ltreirzigi~lg Dl klein, D rniddelbanr en D z groot is.

4.6 Sainenvatting Geconcludeerd kan worden dat actieve kool geen oplossing biedt voor de integrale verwijdering van de organische stoffen uit water. Slechts de stoffen met kleinere moleculen worden goed geadsorbeerd. Dat zich onder deze laag-moleculaire stoffen vele reuk- en smaakstoffen bevinden is een gelukkige omstandigheid en betekent dat actieve kool een - zij het beperkte - bijdrage kan leveren tot de zuivering van drinkwater. Edoch treedt bij poederkooldosering in de evenwichtstoestand een zodanige verdelingsverhouding tussen kool en water op, dat in het water steeds een zekere restconcentratie van de reuken smaakstoffen aanwezig blijft; bij hoge beginconcentraties kan dit be-

zwaarlijke eindconcentraties opleveren. Door de meestal korte verblijftijd wordt zelfs deze evenwichtstoestand niet bereikt, waardoor de restconcentraties in de praktijk hoger zullen zijn. Bij de actieve koolfilters, die theoretisch aantrekkelijker zijn, treedt bacteriegroei op gepaard aan het verschijnen van een branderige smaak. Deze factoren zijn vaak dermate hinderlijk, dat ze prohibitief zijn voor de toepassing van deze koolfilters. 5. ozon 5.1 Inleiding De toepassing van ozon bij de drinkwaterbereiding 's reeds zeer Oud' Sedert Werner Siemens in 1857 de eerste Ozoninstallatie ontwierp' zijn er reeds vele gebouwd. Uit de vorige eeuw zijn ook enkele Nederlandse toepassingen bekend o'a' en.1n te Oudshoorn bij *Iphen het begin van deze eeuw 0.a. te Scbedam en te Breda (Ginniken)' Deze installaties hebben geen lang leven gehad, waarschijnlijk vanwege de agressieve eigenschappen van ozon. Vrijwel alle materialen worden door dit gas aangetast. slechts glas en staal bfijven hier vrij van. N~ heeft glas de eigenschap te kunnen breken, terwijl bet staal uit die dagen nog wel roesten kon. Toch schijnt de installatie van 1906 te Nice nog steeds in bedrijf te zijn. De situatie veranderde pas wezenlijk toen in de jaren vijftig niet alleen betere staalsoorten, doch ook goedkope kunststoffen aan de markt verschenen, terwijl naast pijp, allerlei hulpstukken in die materialen ter beschikking kwamen. Bedoeld is polyvinyl chloride (PVC), terwijl tot op zekere hoogte ook polyethyleen voor dit doe1 geschikt is. In 1962 heeft Van Heusden uitvoerig gesproken over de achtergronden en de techniek van de ozonisatie (14e vakantiecursus) [44]. Daarop behoeft dus niet nader te worden ingegaan. I n 1964 vormde de ozonisering CCn van de punten van bespreking op het IWSA-congres te Stockholm. Algemeen rapporteur was J. Hallopeau (Frankrijk) [45]. Was aanvankelijk de desinfectie van het water het doe1 der ozonisering, tegenwoordig wordt dit meer en meer als nevenwerking beschouwd en wordt het hoofddoel de verbetering van kleur, geur en smaak. Zoals Van Heusden reeds opmerkte

1

4

3

2

< E

Afb. 15

- Proefopstelling koolfilters 1321.

zal de ozonisering CCn van de fasen worden van de drinkwaterbereiding, waarbij irnmers de oxydatietoestand van het water trapsgewijs verbeterd meet worden. De toepassing van ozon neemf steeds toe, vooral in het buitenland. Deze toepassing berust op praktische ervaring veeleer dan op een inzicht in het chemische gebeuren van de ozonisatie.

5.2 Oxidatie Ozon is een zeer sterk oxidatiemiddel, het levert CCn van de hoogst bekende redoxpotentialen [471. ZO geldt voor de volgende reacties: 2 F-

F2+2e 0 3 f 2 H Cl2 2 e 4 H e CIOz Br2 2 e J2+2e @ + 2 H + 2 e

+ + +

Fluor reageert onmiddellijk met water onder vorming van HF en zuurstof. Ozon reageert zo snel met de organische stoffen van het water, dat meestal na enkele minuten alle ozon verbruikt is. Het is daarom moeilijk om na te gaan of ozon a1 dan niet voldoet aan de oplosbaarheidswetten van Henry - Dalton [ l en 471 of om te onderzoeken welke invloed de pH heeft op de ontledingssnelheid [46]. Chloor is een sterker oxydatiemiddel dan zuurstof; ozon weer sterker dan chloor. Dit blijkt 0.a. uit het feit dat ozon cyclische organische verbindingen zoals benzeen en fenol, kan open-

Ft

+

+

+

02

+ 3320

2 C1C12 HzO 2 Br2 J2OH-

+

normaalpotentiaal normaalpotentiaal normaalpotentiaal normaalpotentiaal normaalpotentiaal normaalpotentiaal normaalpotentiaal

+ 2,85 V + 2,07 V + 1,36V + 1,25 V + 1,07 V + 0,58 V + 0,40V

-

Afb. 16 lnvloed van ozonisatie op de curnulatieve freq~tentieverdelingvan met choroform extraheerbare organische bestanddelen van een watersoort [62].

wa

X

___--__-/

/

70

/'

/

. .------

, , '

EFFET OE L'oZONATIOH SIB LES MICROPOLLUANTS SLBSTANCES EXTRACTlLYES AU CHtOROFORM

/ /

.

EAU BRUTE

----

EPU FILTREE EAU OZONEE

breken, wat chloor niet kan. I n het algemeen kan gezegd worden, dat ozon inwerkt op dubbele bindingen.

100

% .

\c/

II

C

/ \

03 --f

II

90

.

80

.

/'

I

I'

I

0

I

/,'

70.

0

cII

/ \ Dat daarbij als tussenprodukt ozoniden ontstaan [46] kan we1 worden beredeneerd, zekerheid hieromtrent is evenwel nog niet verkregen. Chloor heeft op de aromatische verbindingen substituerende werking, wat bijvoorbeeld leidt tot de vorming van de gevreesde sterksmakende chloorfenolen uit fenol. Zeer vaak - met name bij anorganische reacties - geeft ozon slechts CCn van de drie zuurstofatomen af en blijft moleculaire zuurstof over [46]. Zo wordt bericht, dat cyanide, nitriet en sulfiet tot onschadelijke anorganische verbindingen worden geoxideerd. Zelfs ammoniak kan in nitraat omgezet worden, zij het ten koste van veel ozon (14 mg O3/mg NIX+) [45]. Ferro-ionen worden tot ferri-ionen geoxideerd, terwijl mangano-ionen zelfs het paarse permanganaat opleveren [46, 51 en 521. Dit laatste reageert met de organische stoffen uit het water en slaat als bruinsteen neer. Met organische stoffen is de reactie van ozon minder duidelijk. De vermindering van het KMn04-verbruik per g ozon is sterk afhankelijk van de aard der aanwezige organische stoffen [53] en geringer naarmate de oxidatie voortschrijdt (afb. 16 en 17). Ook bij zeer hoge ozondoseringen (tot 90 mg 03/1 water) blijft een rest - KMn04verbruik over [45]; over de aard der overblijvende organische stoffen kan men slechts gissen. De invloed van ozonisatie gevolgd door koolfiltratie wordt gevonden in afb. 18. Van specifieke stoffen als onverzadigde koolwaterstoffen (uit minerale olie), fenolen en chloorfenolen, indool, skatool, thiolen, thioethers, aldehyden, ketonen en heteroxyclische verbindingen als pyridine is bekend, dat ze met ozon reageren en in niet-ruikende stoffen worden omgezet. Het reactiemechanisme is, zoals gezegd, nog onzeker en bij de gebruikelijke ozondoses zullen niet alle stoffen tot koolzuur en water worden geoxideerd. E r ontstaan waarschijnlijk

80

.

50

.

40

.

.

1 0 .

/

DE L.OZONATION SUA LES M I C R O P O ~ ~ A N T ~

/'

DETERGENTS

EAU BRUTE

I i/

i'

I

-- - -

E N FILTREE

-

EAU OZONEE

/ i I ,' ! /

/!

1

'

//

I / 0

--++-

././.

I'I' 1i

30. 20

_-_-----=--.-. /.-'

,/- ,./.-' /-

\ / C

I

FREQUENCES CUMUTEES

10

20

30

40

50

60

70

80

90

. -* m

,+-.A" K6

Afb. 17 - Itlidoed vat1 de ozorzisatie op defergerlterl [62].

kleine hoeveelheden zuurstofrijke organische verbindingen, zoals oxaalzuur. Dat een verbetering van de geur en smaak van het water verkregen wordt blijkt uit vele publikaties [54 en 551. Er bestaan evenwel enkele industriele afvalstoffen, die min of meer bestand zijn tegen ozon [56]. De verwijdering van deze tegen oxidatie bestendige stoffen zal veelal met succes door de werkina- van de wind tijdens de opslag van het water in een spaarbekken kunnen geschieden. Zowel een bekken als de ozonisatie zullen daarom onderdelen van de zuivering moeten zijn. De humusachtige stoffen van het water hebben vaak een aromatisch karakter; ozon kan daarop inwerken. Men ziet dan ook door ozonisatie een sterke reductie van de kleur, waarbij een kleur nu1 goed bereikbaar is [45].

De met ijzer gevormde beschutte coloiden, die zo vaak in veenachtige wateren voorkomen, moeilijk te verwijderen zijn met de gebruikelijke zuivering en aanleiding geven tot na-uitvlokking in het leidingnet, kunnen door ozonisering worden opengebroken, waardoor het ijzer vatbaar wordt voor coagulatie en filtratie. Een dergelijke werking vindt men toegepast in het waterleidingbedrijf te Ameland (dosering 4-5 g O3/m3 water). Een toepassing van ozon voor zuivering van het water uit zeer weinig verontreinigde meren is het zg. ,,microzone"-proces, waarbij de zuivering bestaat uit microfiltratie en ozonisatie. De ozonisering verbetert de kleur, terwijl voorafgaand eventuele algen door de microfilters moeten worden verwijderd [57]. Voorbeelden hiervan vindt men te Baerum en Skedsmo (Noorwegen), Lock Turret (Schotland) en Roanne (Frankrijk).

Afb. 18 - Filtratie van ,vater over ~ctieve Het procCdC is voor Nederland niet kool [31]. A = rta ozottisatie B = rtiet geschikt, integendeel, de ozonisering geozoiliseerd. van het ruwe Rijnwater zal geen helder water opleveren, doch er zullen allerlei stoffen coaguleren, welke soms zo kleverig zijn, dat de ozondispersieinrichting in ltorte tijd geheel vervuilt. Voorafgaand aan de ozondosering is daarom een geschikte voorzuivering nodig. De bactericide en viricide eigenschappen van ozon zijn bekend [55]. De kiemdodende werking hangt uiteraard samen met een zekere inwerkingsduur en de concentratie in het water, wat betekent, dat de oxidatie van organische stoffen

zover ~oort~eschreden moet zijn, dat ozon een meetbare levensduur in het water heeft (enkele minuten). Dan wordt steriel water verkregen. De pH schijnt minder invloed te hebben op de desinfectie met ozon dan op die met chloor [58]. Ook de invloed van de temperatuur, althans op de werking van ozon op Colibacterien, is gering [59]. Ozon werkt oxiderend in op het cytoplasma, terwijl het chloor een meer specifieke werking heeft 1601. De inactivering van poliomyelitisvirus door ozon is belangrijk effectiever dan die door chloor [61], doch vergt contacttijden van meer dan enkele minuten [62], zoals in afb. 19 is weergegeven [63].

5.3 Enkele argun~entenvoor de toepassing van ozon in de waterleidingtechniek Ozon, opgebouwd uit drie atomen zuurstof, is bijzonder geschikt voor de oxidatieve behandeling van water, daar het geen stoffen en met name geen anorganische stoffen aan het water toevoegt, zoals bij chloor we1 het geval is. Bij de ontleding van ozon ontstaat soms zuurstof, wat stellig niet als een bezwaar is aan te merken. Anorganische stoffen aIs nitriet, sulfide en sulfiet worden in een geoxideerde vorm omgezet, wat bij elke zuivering beoogt wordt. Zelfs het ammonium-ion - zij het ten koste van vCC1 ozon - kan tot nitraat geoxideerd worden.

-

Afb. 19 lnacfivering van poliomyelitisvirus als functie van inwerkingstijd en ozonconcentratie 1631.

De benodigde dosis varieert van geval tot geval. Is de ozonisering bedoeld om colloidaal ijzer toegankelijk te maken, dan moet a1 gauw met hoeveelheden van 5 g 03/m3 water rekening worden gehauden. Soortgelijke hoeveelheden zijn ook nodig, indien ozon wordt gebruikt voor de oxidatie van het in water aanwezige niet-colo'idale ijzer en mangaan. Heeft de ozonisering ten doe1 om de reuk- en smaakstoffen onschakelijk te maken en vindt zij daartoe plaats nB een Massieke zuivering, dan zullen weer afhankelijk van de concentratie en de mate van voorafgaande zuiveIJzer-zouten worden losgemaakt uit ring - doseringen van 0,s-2,5 g 0 3 / beschutte colloiden en in filtreerbare m3 water nodig zijn. vorm verkregen, terwijl mangaan als In beide installaties te Dordrecht kon bruinsteen neerslaat. steeds met minder dan 2 g/m3 worOrganische stoffen worden geoxideerd den volstaan. De ozonproduktie en tot zuurstofrijkere verbindingen, waar- -dispersie vergen daar een stroomverbij menige slecht-ruikende of -smaken- bruik van ca. 35 Wh/g03. Per m3 wade stof in een neutrale overgaat. Dat ter betekent dit dan f 0,006, waarhierbij zeer geringe hoeveelheden naast voor kapitaalslasten en onder(misschien enkele tienden ppm's) assi- houd nogmaals f 0,007 komen. Kosten mileerbare stoffen ontstaan, die toe- per m3 water dus 1,3 cent [64]. gankelijk zijn voor bacterien en enige Concluderend kan gezegd worden, dat nagroei in het leidingnet kunnen beozon geen tovermiddel is [65]. ,,Maar vorderen, wordt soms we1 gesteld. het is het enige zuivere oxidatiemidEr is evenwel geen aanleiding om del, dat de waterleidingman technisch zich hierover zorgen te maken. Het en economisch ter beschikking staat. goed geiizoniseerde water, dat immers De uitgebreide enquete heeft duidelijk geen fenolen e.d. meer bevat, zal een bevestigd, dat ozon CCn van de meest lichte nachloring voor netbescherrning specifieke middelen bij de zuivering gemakkelijk kunnen verdragen. Een van water is gebleven door zijn gelijken ander vergt uiteraard een goede tijdige werking op microben, kleur en apparatuur. Het ligt niet on onze smaak, zijnde de drie meat belangweg om hierop in te gaan; elders vindt rijke factoren voor de kwaliteit van men hieromtrent diepgaande beschou- drinkwater", aldus Hallopeau [65].

6. Samenvatting De hoofdstukken over de organische stoffen in water hebben ons geleerd, dat van deze stoffen nog veel onbekend is en nader analytisch, alsmede toxicologisch onderzoek dringend nodig is. Het door coagulatie enlof filtratie gereinigde water bevat steeds een hoeveelheid organische stof, getuige het KMn04-verbruik, de geur en de smaak. Deze hoeveelheid kan zo groot zijn, dat hinder wordt ondervonden of althans de aanwezigheid van deze stoffen duidelijk kan worden opgemerkt. In een zodanig geval doet de titel van deze vakantiecursus ietwat euphemistisch aan, daar het bereide water dan niet goed is, zodat de titel ten rechte zou moeten luiden ,,naar beter water". Beter, doch nog geen goed water is te venvachten bij sterk met smaakstoffen voorbelast water waaraan poederkool gedoseerd wordt. Doordat de verdelingscoefficii5nt van verscuende stoffen hierbij niet ideaal is en de evenwichtstoestand veelal bij lange na niet wordt bereikt, blijft er een restconcentratie aan smaakstoffen in het water. De koolfilters zijn theoretisch veel geschikter, doch zij hebben het nadeel van de bacteriegroei en de daarmee samenhangende branderige smaak; dit nadeel kan 26 overheersend zijn, dat het de toepassing van koolfilters verhindert . De behandeling van water met ozon heeft een gunstige invloed op de microbiologische gesteldheid, de virussen, het colloidale ijzer, maar vooral op geur en smaak. De verhoogde kans op nagroei, die door sommigen aanwezig wordt geacht, is op eenvoudige wijze te verkleinen. Het in situ moeten bereiden van de ozon uit gedroogde lucht kan bij de huidige stand van de techniek niet meer als nadeel worden gezien. De bereiding van ozon op technische schaal is pas economisch geworden sinds de kunststoffen zonder dubbele bindingen zoals pvc en polyethyleen hun intrede gedaan hebben. Doch ook ozon kan geen op zich zelf staande zuivering opleveren, zelfs niet in de schone wateren van Schotse en Noorse meren, waar nog microfiltratie nodig is. Ozon, evenals de dosering van poederkool, kunnen slechts deel uitmaken van een reeks van zuiveringstrappen, een reeks, die aangepast zal moeten zijn aan de plaatselijke behoeften. Slechts zo leiden kool en ozon ,,naar beter water".

1. Berger, K., Gesichtspu~tktezur Ozo~tbehandlung volt Tri~tkwasser. Vom Wasser 25 (1958) 82-92. 2. Campbell, R. M.,The use of ozone. J. Inst. Water Engrs. I7 3. Gomella, C., Le traitentent des eaux par I'ozone. La Tribune de Cebedeau 20 (1967) (287) 397413. 4. Spicher, R. 0. and Skrinde, R. T., Effects o f pure KMr10.j 011 pure organic compounds. JAWWA 57 (1965) (4) 472-484. 5. Shapiro, J., Freezing out, a safe techrlique for concentratio~t o f dilute solutiorts. Science I33 (1963) 2063. 6. Sivey et al., J. K. G., Gas Chromatographic studies on taste and Odor in water. JAWWA 60 (1968) (4) 400440. 7. Baker, R. A., Microchemical co~staminantsby Freeze conce~ttration and gaschromatography. JWPCF 28 (1965) (8) 1164-1170. 8. Midwood, R. B. and Felheck Jr., G. F., A~zalysiso f yellow organic nzatter from fresh water. JAWWA 60 (1968) (3) 357-366. 9. Moms et al., R. L., Chemical aspects o f Acti~tomycetesmetabolites as contributors of taste and odor. JAWWA 55 (1963) (10) 1380-1390. 10. Ryckman et al., D. W., New tech~tiquesfor the evaluatio~zo f orga~zicpollutants. JAWWA 56 (1964) (8) 975-983. 11. Spicher, R. G. and Skrinde, R. T., KM1z04-oxidation o f orgartic co~tta~ninants in watersupplies. JAWWA 55 (1965) (9) 1174-1194. 12. Hall, E. S. and Packham, R. F., Coagulatiorz of orgaltic color with Itydrolyzing coagula~zts. JAWWA 57 (1963) (9) 1149-1166. 13. Meyers, A. P., Private mededeli~zg. 14. Bucksteeg, W. and Dietz, F. Ueber Pltenole und Plterzolverwandte Stoffe. Vom Wasser 34 (1957) 282-293. 15. Christman, R. F. and Ghassemi, M., Chemical nature o f organic color in water. JAWWA 58 (1966) (6) 723-741. 16. Baker, R. A., Phe~tolicArtalyses by direct aqueous i~tjection Gaschromatography. JAWWA 58 (1966) (6) 751-760. 17. Dougherty, J. D. and Monis, R. L., Studies on the renzoval of Actirzoittycete Musty Tastes and odors in water srtpplies. JAWWA 59 (1967) (10) 1320-1326. 18. Joint discussion. Taste arid odors. JAWWA 58 (1966) (6) 695-722. 19. Schwuger, M. J. and Jiintgen, H., Modellversuche zur Trinkwasseraufbereiturtg mi! A-Kohle. GWF 109 (1968) (46) 12811286. 20. Freundlich, H., Zeitschr. Physik, Chem. 57 (1907) 385. 21. Weher, W. J. and Morris, J. C., Adsorption in heterogeneous aqueous systems. JAWWA 56 (1964) (4) 447-456. 22. Taylor, H. S., Treatise on physical Chemistry. Vol 2. D. van Nostrand, New York (2nd ed. 1930). 23. Hyndshaw, A. Y., Treatment application poi~ltsfor activated carbon. JAWWA 54 (1962) (1) 91-98. 24. Bmnauer, E., Emmett, P. H. and Teller, E., Adsorption o f fuses i ~ tmztltimolecrtlar layers. J. Am. Chem. Soc. 60 (1938) 309. 25. Rossem, A. van, Intern rapport over kooldoseri~lg te Dordrecht. 1932. 26. Helbig, W. A., Adsorption on Active Coal. JAWWA 30 (1938) 1225-1233, 1320-1234. 27. Hopf, W., Versuche mi! Akfivkohle zur Aufbereitu~tg des Diisseldorfer Trittkwasser. GWF 101 (14) 330-336. 28. Simon, M. and Butgereit, W., Die Beseitigu~tg der Gerrtchr und Gescl~n~acksstoffei m Tri~zkwasser durch Aktivkohle. GWF 101 (1960) (14) 937-939. 29. Holluta, J., Geruclzs- und Geschmacksbeeirttriiclttigung des Trinkwassers. GWF 101 (1960) (40) 1018-1023. 1070-1078. 30. Baylis, J. R., Elintination o f Taste and Odor in water. Mc.Graw-Hill Book Co. New York (1935). 31. Woodward, R. L., Dostal, K. A. and Robeck, G. R., Granular activated carbon beds for odor renroval. JAWWA 56 (1964) (3) 287-305. 32. Hager, D. G. and Flentje, M. E., Rerlzoval o f organic contaminants by granular carbolt filtration. JAWWA 57 (1965) (11) 1440-1450.

33. Flentje, M. E. and Hager, D. G., Reevalltatio~z o f gratlftlar carbort filters for taste arld odor Rernoval. JAWWA 56 (1964) (2) 191-197. 34. Robeck et al, G. R., Effective~~ess of water treatnle~ttprocesses ill pesticide Rerrloval. JAWWA 57 (1965) (2) 181-199. 35. Sharp, D. H., Tlle disposal of waste n~aterialsirz the pesticide I~zdzrstry.Soc. Chem. Industry London (1957). 36. Magee, V., Tlte applicatiort o f gra~tltlar Active Carborl for dechlori~mtio~t o f it~atersftpplies.Proc. Soc. Water freat??1ettt & Exam 5 (1956) 17. 37. Rice, J., Decl~lori~mtionof n~ater with Pittsbzrrg Gra~lzrlar Carbon (1965). 38. Water Qualify and Treatnze~tt.JAWWA Manual New York (1951). 39. Stodoger, K. von and Ellen, W., Das Main~t~assentrerkin Frar~kfurt.Oesterr. Wasserwirtscbaft 12 (1960) 198. 40. Weberg, W. J. and Morris, J. C., Adsorptio~l ill heterogeueous aqueous syste~?ts.JAWWA 56 (1964) (4) 447-456. 41. Baker, R. A., Chro~natographicevalzmtion o f Activated Carbon. JAWWA 56 (1964) (1) 92-98. 42. Robeck, R. G., Dostal, K. A. and Woodward, R. L., Studies of ~nodifications in waterfiltration. JAWWA 56 (1964) (2) 198-213. 43. Hyndshaw, A. Y., Bttllc hartdli~lg o f activated carboll. JAWW 60 (1968) (5) 562-569. 44. Heusden, G. P. H. van, Ozo~zisatie.Water 46 (1962) (17) 255261. Water 48 (1964) (22) 45. Heusden, G. P. H. van, Ozor~iseri~lg. 307-308. 46. Holluta, J., Das OZOIIill der Wasserchenzie. GWF 104 (1963) (44) 1261-1271. 47. Axt, G., Ueber ei11 itzdirektes Verfallren zztr Wasserozor~isierlrrlg. Vonl Wasser 25 (1958) 93-106. 48. Schafer, G., Die Ozo~~a~llage Schaffl~arrsert.GWF 107 (1966) (30) 833-834. 0 1 1 Color Probletns. JAWWA 59 (1967) 49. Researcl~ Conl~~littee (8) 1023-1035. 50. Hofmann, E., Betriebserfahrzrrtge~lrnit der Ozor~zrr~gbein1 Bode~tseewassenverk der Stadt St. gal let^. GWF 104 (1963) (44) 1272-1278. 51. Schenk, P., Die Wasseraztfbereiturtgsanlage des Wassenverkes Diisseldorf .,Am Staad". GWF 103 (1962) (30) 791-798. 52. Hopf, W., Problerlte der Wassem~rfbereitzt~~g nit Ozo~z. Kommunalwirtschaft 6 (1958) 233-238. Giebler, G., and Koppe, P., Methode zftr B e s t i ~ ~ t ~ ~ der nt~lg CVirk~o~g des 0 ~ 0 1 1 bei s der Aztfbereitu~lg vo11 Wasser. GWF 106 (1965) (8) 215-219. Powell et al, M. P., Actiort o f ozopze on tastes and odors a11d JAWWA 44 (1952) (12) 1145-1150. colifornl orga~~isr~zs. Hann, V. A., Desir~fectiorl o f drit~ln'r~gwaterit~ith ozorle. JAWWA 48 (1956) (19) 1316-1320. O'Donovan, D. C., Treatrne17twith ozone. JAWWA 57 (1965) (9) 1167-1194. Campbell, R. M., The use o f ozo11e in the treatnle~tto f Lock Tzwret water. J. Inst. Water Engrs. 17 (1963) (4) 333-339. Smith, W. W. and Bodkin, R.E., I~zflzte~lce o f the Hydrogen lo11 C o ~ z c e ~ l f r a t0i1o1~the ~ Bactericidal Actior~ of ozone ar7d Chlorine. J. Bacterial. 47 (1944) 445-449. Leiquarda et al, R. H., Tlte Bacte~icidal Actio17 o f ozone. Anales assoc. Quim. Argentina 97 (1949) 165-185. Bringmann, Z., Besti~~~ntzrt~g der Letlzaldose fiir Chlor u11d OZOIIarrf Escherichia Coli. Z. Hyg. Infectionkr. 139 (1954) 130. 61. Kessel et al, J. F., Cor~~pariso~l o f chlori~ze and ozorle as ~dticidalagents o f polio~~zyelitis virrts. Proc. Soc. Expt. Biol. Med. 53 (1943) 71. 62. Gomella, G., Le traitenlerlt des eatts par l'ozo~ze.La triburle de Cebedeau 20 (1967, okt.) (287) 397-413. 63. Coin et al, L., I~~activatiorzpar l'ozo~ledzt virus de la polionzgklite prkse~~tdans les ealcs. La presse medicale 72 (1964) (37) 2153-2155. 64. Schippers, J. C., Tech~zologischeaspecten van het filterstafioiz Baa~lltoek te Dordrecht. H 2 0 1 (1968) (23) 536-538. 65. Hallopeau, J., Ozor~isatio~z.Alg. rapport voor het zesde congres der IWSA te Stockholm (1964).

IR. C. VAN DER VEEN Directeur Gemeentewaterleidingen te Amsterdam

Ontharding Het vraagstuk van het ontharden van water is reeds oud. In Amerika bestaan bedrijven die geruime tijd geleden begonnen zijn water centraal te ontharden. In Engeland wordt door een vijftigtal bedrijven onthard water geleverd. Daarnaast vinden onthardingstoestellen bij de waterverbruikers toenemende belangstelling. In Nederland wordt veelal hard water geleverd, zodat ook in ons land een begin is gemaakt met het toepassen van onthardingstoestellen. Dit is aanleiding geworden voor de Nederlandse Waterleidingbedrijven, verenigd in de VEWIN, aan het vraagstuk van ontharding opnieuw aandacht te schenken. Zeer onlangs werd een Commissie Centrale Ontharding ingesteld, die op 18 oktober 1968 haar eerste vergadering hield. Hierover deed de VEWIN het volgende bericht verschijnen. Het Bestuur van de VEWIN heeft het KIWA dezer dagen gevraagd een commissie in het leven te roepen met de opdracht het vraagstuk van de centrale ontharding van drinkwater in a1 zijn facetten te bestuderen en daarover te rapporteren. Deze commissie is thans samengesteld en zal binnenkort haar werkzaamheden aanvangen. In november 1966 had het bestuur van de VEWIN aan haar leden reeds een rondschrijven doen toekomen waarin voorlopige richtlijnen werden gegeven ten aanzien van het a1 dan niet verlenen van toestemming tot het aanbrengen van 0.a. onthardingstoestellen in drinkwaterinstallaties. De aanleiding tot dit rondschrijven was de toenemende belangstelling bij de aangeslotenen voor het plaatsen in drinkwaterinstallaties van onthardingstoestellen. Zoals bekend, is naast de toename van het aantal industrieen dat over onthard water dient te beschikken ook vooral de behoefte aan onthard water bestemd voor huishoudelijk gebruik sterk groeiende. In bovengenoemd rondschrijven is omtrent de factoren die tot de snelle toenerning van het aantal bij de aangeslotenen geplaatste onthardingsinstallaties hebben geleid onder andere het volgende opgemerkt. a. De warmwatertoestellen worden in steeds grotere aantallen gebruikt. In deze toestellen kan, en dit is van verschillende factoren afhankelijk, in meerdere of rnindere mate afzetting van ketelsteen plaatshebben. De bezwaren daarvan zijn: I. warmteverlies en daardoor verhoogde energiekosten voor gebruiker (in geisers); 2. verhoogde slijtage door oververhitting (geisers en boilers); 3. noodzakelijke verhoging van de frequentie van de controle; de schoonmaak is bewerkelijker en daardoor duurder. b. Wameer bij het wassen van textiel in hard water de

klassieke zepen worden gebruikt, vormt zich een kalkneerslag. Vooral in automatische wasmachines en spoelcentrifuges heeft deze neerslag een ongunstige invloed op het wasresultaat. Bij het gebruik van die toestellen wordt namelijk minder ruirn gespoeld en niet gewrongen doch gecentrifugeerd, waardoor een groot deel van de neerslag op het wasgoed wordt afgefiltreerd en daarin achterblijft. De indertijd uitgesproken verwachting, dat de opkomst van de synthetische wasmiddelen het hardheidsprobleem in de wasbehandeling zou oplossen is niet uitgekomen. AUe comrnerciele wasinrichtingen gebruiken nog de klassieke zepen. De belangrijkste reden hiervoor schijnt te zijn dat die zepen een beter wasresultaat geven mits geen hard water wordt gebruikt - dan de moderne wasmiddelen. c. In toenemende mate wordt ook het werk in de keuken gemechaniseerd, waardoor onder meer het aantal gdnstalleerde afwasmachines stijgt. Gebleken is, dat deze apparaten ook bij gebruik van wasmiddelen die geen neerslagen met hard water kunnen geven slechte resultaten geven. De hoge temperatuur die het water moet hebben, leidt tot ketelsteenvorming op glaswerk en bestek en door het cumulatieve effect van dit proces worden deze voorwerpen binnen korte tijd ontoonbaar. d. Voor bepaalde industriele processen kan uitsluitend geheel of gedeeltelijk onthard of gedemineraliseerd water worden gebruikt. Gebruik van hard water voor ketelvoeding en bij koelprocessen kan grote bezwaren en soms gevaar opleveren. Daar, afhankelijk van de omstandigheden, aan het gebruik van onthardingsinstallaties voor de gebruikers risico's zijn verbonden, heeft het KIWA vrij spoedig nadat de toenemende belangstelling van de aangeslotenen voor onthard water werd geconstateerd, een werkgroep ingesteld. Deze werkgroep verricht onderzoekingen om te komen tot eisen waaraan de onderhavige toestellen bij eventuele toepassing zullen moeten voldoen en tot het opstellen van voorschriften inzake de installatie en de aansluiting ervan. Vooruitlopend op het werk van genoemde werkgroep is in de richtlijnen die door de VEWIN eind 1966 aan de leden zijn verstrekt, getracht een voorlopig antwoord te geven welk standpunt door de waterleidingbedrijven speciaal ten aanzien van de behandeling door derden van het voor huishoudelijk verbruik bestemde water zou moeten worden ingenomen. Naast het probleem van de waterbehandeling door derden dient echter, gezien het toenemende belang dat de aangeslotenen hebben bij water dat niet alleen speciaal voor de consumptie is bereid, maar tevens een geschikte hoedanigheid heeft voor gebruik voor andere doeleinden in het huishouden en voor gebruik in bepaalde industrieen, het vraagstuk van de centrale ontharding van leidingwater zowel uit hygienisch en technisch als uit nationaal economisch oogpunt te worden bestudeerd.

Zoals bekend, verscheen in 1956 de door dr. W. Kauffman, in leven Hoofd van het Laboratorium van de Intercommunale Waterleiding Gebied Leeuwarden, geschreven Mededeling nr. 3 van de Raad van Bijstand van de Samenwerkende Waterleidinglaboratoria, getiteld: ,,Het gebruik van huishoudelijke onthardingsapparaten als oplossing van het probleem der ontharding"? De conclusies die in deze Mededeling naar voren kwamen waren onder meer: 1. de uit technisch en economisch oogpunt meest juiste oplossing van het vraagstuk van de ontharding is centrale ontharding door het waterleidingbedrijf; 2. het is raadzaam dat de waterleidingbedrijven die hard water distribueren zich gaan bezinnen op hun toekomstige taak tot centrale ontharding. 3. Voor deze bezinning is het nodig dat de ontharding in verband met de plaatselijke omstandigheden en de samenstelling van het water in technisch en economisch opzicht wordt bestudeerd.

De Raad van Bijstand achtte het toendertijd prematuur de bedrijven te adviseren, indien de samenstelling van het gedistribueerde water daartoe aanleiding gaf, tot centrale ontharding over te gaan. D e Raad sprak er zich ook niet over uit welke hardheid nog toelaatbaar werd geacht. Thans heeft de Raad zich opnieuw beraden over het hardheidsprobleem, dat aan het grootste deel van het in Nederland gedistribueerde leidingwater is verbonden en speciaal over de vraag in hoeverre de eerdervermelde conclusies thans nog geldigheid hebben. Hij heeft daartoe verschillende onderzoekingen gedaan en veel gegevens verzameld. Daar echter aan het vraagstuk van de centrale ontharding niet alleen hygienische en technische, maar daarnaast ook belangrijke economische en beleidsaspecten zijn verbonden, voelde de Raad zich niet competent tot het uitbrengen van een ter zake goed gefundeerd rapport. Naar de mening van de Raad was het gewenst dat het bestuur van de VEWIN aan het KIWA zou vragen een commissie in te stellen met de opdracht het vraagstuk van de centrale ontharding in a1 zijn facetten te bestuderen en daarover te rapporteren. Dit is thans geschied. Deze commissie is als volgt samengesteld: Voorzitter: Ir. C. van der Veen, Directeur Gemeentewaterleidingen Amsterdam; Leden: drs. A. Boes, Hoofd Scheikundig-Bacteriologische Afdeling NV Intercommunale Waterleiding Gebied Leeuwarden; Ir. L. van der Burg, Chef Technologische Afdeling Gemeentelijk Energiebedrijf Dordrecht; Drs. J. B. J. Hagemeier, Administrateur NV Waterleiding Maatschappij Gelderland; Ir. J. L. van Sloten, Adjunct-Directeur NV Waterleidingmaatschappij ,,Midden-Zeeland"; de heer A. de Weerdt, Bedrijfseconoom Gemeentelijk Energiebedrijf Dordrecht; Ir. M. Ch. J. van der Weijden, Hoofd Inspectie Gemeentewaterleidingen Amsterdam; Ir. W. C. Wijntjes, Hoofd Distributie Duinwaterleiding 's-Gravenhage; Ir. D. Kuiper, Chemicus KIWA NV; Secretariaat: KIWA NV Sir Winston Churchill-laan 273, Rijswijk (ZH).

Het ligt voor de hand thans allereerst het werk van de beide genoemde commissies, ,,waterontharders" en ,,centrale ontharding" af te wachten alvorens conclusies te trekken. In dit stadsium loont het evenwel de moeite het vraagstuk van het ontharden van water te overzien en een aantal facetten daarbij extra te belichten. 2. Hardheid van water Hard water manifesteert zich doordat het een overmaat van zeep vereist om schuim te produceren waarbij als bijprodukt een grijze stof neerslaat die de wasbak verontreinigt. Hard water veroorzaakt tevens ketelsteen in warmwaterbuizen, boilers, gewone ketels en stoomketels. Hardheid van water wordt veroorzaakt door de aanwezigheid van kationen van een aantal metalen, te weten calcium, magnesium, strontium, ijzer (11) en mangaan. De voornaamste hiervan zijn: calcium en magnesium. In tabel I zijn deze kationen gegroepeerd naast de voornaamste reeks van anionen waarmee zij zijn geassocieerd. TABEL I kationen die hardheid veroorzaken

anionen

Voor het gemak beperk ik mij hoofdzakelijlc tot de elementen calcium en magnesium in mijn beschouwingen. Het zou in het kader van dit betoog te ver voeren a1 te diep in te gaan op de zuiver chemische aspecten van het ontharden. Terzijde valt te vermelden dat door ontharden tevens strontium, dat radio-actief besmet kan zijn, kan worden verwijderd. Dit is belangrijk met het oog op het beperken van de schadelijke gevolgen van een fall out. Regen uit de wolken is zuiver HzO, dat tijdens het vallen bepaalde stoffen die zich in de lucht bevinden, in zich opneemt zoals stikstof, zuurstof en koolzuur. I n de buurt van industrie kan dat tevens zwaveldioxyde en ammoniak zijn. Vlak langs de kust is een smalle strook waar door verstoven zeewater keukenzout alsmede 0.a. calcium- en magnesiumzouten worden opgenomen. Het water dat in de bodem dringt, ondergaat allerlei chemische en biochemische processen die samenhangen met de aard van de grond. Organisch materiaal dat in de grond aanwezig is, ondergaat bacteriele omzetting, met als eindprodukt voornamelijk koolstofdioxyde (CO.7). Dit vormt met water koolzuur (HzC03) dat in staat is allerlei mineralen en andere bestanddelen in de bodem aan te tasten. Een van de bodembestanddelen is kalk (CaC03). Dit wordt als volgt aangetast: d.w.z. het onoplosbare calciumcarbonaat CaC03 wordt omgezet in het oplosbare calciumbicarbonaat, dat juister genoemd wordt calciumwaterstofcarbonaat: Ca (HC03)s Op soortgelijke wijze wordt 0.a. het zich in de bodem bevindende magnesiumcarbonaat MgC03 omgezet in magnesiumbicarbonaat, of juister magnesiumwaterstofcarbonaat, Mg (HC03)z. Het water dat door de bodem siepelt lost op deze wijze

calcium en magnesium ionen op en verkrijgt daardoor een zekere hardheid. Als er veel kalk in de bodem zit, bestaat de kans dat er zeer hard water wordt gevormd. In oppervlaktewater kunnen hardheid veroorzakende kationen mede afkomstig zijn uit op dit water geloosde huishoudelijke en industriele afvalstoffen. De in water opgeloste calcium- en magnesiumzouten splitsen zich in ionen, waarvan in tabel I een overzicht is gegeven. De meest voorkomende hardheid veroorzakende kationen zijn calcium en magnesium, zoals hiervoor reeds werd vermeld. Daarnaast komt veelal natrium als kation voor; dit veroorzaakt evenwel geen hardheid. De meest voorkomende anionen zijn HCO:<, SOA-en C1-. Voor de volledigheid zij er aan herinnerd dat de elektrisch positief geladen deeltjes kationen worden genoemd; bij het doorsturen van een elektrische stroom bewegen zij zich naar de negatief geladen elektrode: de kathode. De elektrisch negatief geladen deeltjes heten anionen; zij begeven zich naar de positief geladen anode. In water is een heel samenstel van verschillende anionen en kationen aanwezig; bij de analyse is zelfs niet meer uit te maken welke ionen oorspronkelijk als zouten bij elkaar hebben behoord. Hardheid veroorzakende kationen reageren met zogenaamde klassieke zepen, die zijn vervaardigd uit dierlijke en plantaardige vetten c.q. olien. Calcium c.a. dat in water is opgelost, vormt met zeep een neerslag doordat de calcium ionen bij voorbeeld de natrium ionen verdrijven: 2C17H35COONa Ca++ + (C17H35C00)2Ca J. 2Na+ natriumstearaat calciumstearaa t

+

+

Eerst als alle calcium en magnesium is neergeslagen, begint de schuimwerking van de zeep. Zeep is derhalve een onthardingsmiddel van het water, doch een zeer kostbaar middel. Wat gebeurt er nu wanneer water in een ketel wordt verhit? I n het bijzonder wanneer de temperatuur boven 70" Celcius komt, gaan de Mg++- en Ca++-ionen reageren met de HCOs--ionen volgens de vergelij!cing:

COs ontsnapt als gas en het onoplosbare calciumcarbonaat CaC03 en magnesium hydroxyde Mg(OH)2 zetten zich tegen de wand van de ketel als ketelsteen af. In werkelijkheid is het proces ingewikkelder, mede doordat ook andere stoffen daaraan kunnen deelnemen. Zo komt siliciumdioxyde S O 2 , a1 dan niet gebonden aan verschillende componenten, in veel watersoorten voor. Wanneer dit gehalte hoog is, maakt het de ketelsteen hard, welke daardoor moeilijk is te verwijderen. Voor een algemeen inzicht is evenwel de hiervoor geschetste procesgang voldoende. Bij verhitten van water zal volgens bovenstaande chemische vergelijkingen slechts zoveel calcium en magnesium neerslaan als er overeenkomt met de hoeveelheid in het water aanwezige waterstofcarbonaat. Daarom wordt deze hoeveelheid calcium en magnesium aangeduid als bicarbonaat hardheid of kortweg carbonaat hardheid. Bij langdurig koken verliest het water dus deze hardheidseigenschap (ten koste van het vormen van ketel-

steen) die daarom ook we1 tijdelijke hardheid wordt genoemd. De totale hardheid wordt berekend naar de totale hoeveelheid calcium- en magnesiumionen. Het verschil tussen de totale- en bicarbonaathardheid is de blijvende hardkeid, d.w.z. blijvend 66k na koken. Bij volledig indampen van water slaan niet alleen alle calcium- en magnesiurnzouten neer, maar ook alle andere in water voorkomende zouten, zoals bijvoorbeeld NaC1. Natriumzouten reageren niet met zeep, vormen geen ketelsteen en vallen daardoor niet onder het begrip hardheid. Ontharden is dus iets anders dan ontzouten c.q. dernineraliseren. De hardheid van water wordt uitgedrukt in hardheidsgraden. Ongelukkigerwijze gebeurt dat volgens verschillende systemen zodat er weinig eenheid is. Het verdient de voorkeur de hardheid uit te drukken in milli-equivalenten per liter. In Nederland wordt de hardheid nog vaak uitgedrukt in Duitse graden ( OD), waarbij l o D overeenkomt met 10 mg Calciumoxyde (CaO) per liter. In Frans sprekende landen wordt de Franse graad toegepast, waarbij 1 Franse hardheidsgraad overeenkomt met 10 mg CaC03 per liter. Daaruit volgt dat: l o F = 0,56" D. In Amerika en tegenwoordig ook Engeland werkt men met een eenheid voor hardheid die overeenkomt met 1 mg CaC03 per 1000 g water, uitgedrukt als 1 p.p.m. (part per million), dat is het tiende deel van de Franse eenheid. Men dient erop te letten dat p.p.m. niet hetzelfde is als mg per liter, daar 1000 g water slechts overeenkomt met een liter als het soortelijk gewicht van de vloeistof (water) gelijk aan de eenheid is. De samenhang tussen de verschillende systemen is in tabel I1 aangegeven: TABEL I1 Amerikaanse eenheid (p.p.m. CaCOa)

Franse graad

Duitse graad

1

0,lO

0,056

Amerikaanse eenheid Franse graad

10,O

1

0,56

Duitse graad

17,9

1,79

1

Men dient de tabel zo te lezen dat 1 Amerikaanse eenheid gelijk is aan 0,10 Franse graden en 0,056 Duitse graden, etcetera. De wijze waarop de totale hardheid en de bicarbonaathardheid kunnen worden bepaald is onder meer aangegeven onder XXIX en XXX van bijlage B behorende bij het Waterleidingbesluit van 1960. Hierbij wordt de hardheid aangegeven in milli-equivalenten per liter (m.eq. per 1). Hieronder verstaat men het aantal mg per liter van de aanwezige soort kationen gedeeld door het equivalentgewicht. Het equivalentgewicht 1 gramion is gelijk aan . Daaruit volgt dat voor calwaardigheid 40 cium 1 m.eq.11 = - = 20 mg Ca++ per liter. Voor 1

L

24 magnesium is 1 m.eq.11 = - = 12 mg Mg++ per liter. 1

20 mg Ca++ per liter en 12 mg Mg++ per liter l o D = 0,36 m.eq. per liter.

=

2,s" D

Het verdient de voorkeur het laatste systeem aan te houden, vooral ook internationaal, waardoor een einde kan komen aan de bestaande verwarring. Men onderscheidt vaak de volgende totale hardheidsgraden:

< 1 m.-eq. per liter ( < 3" D) zeer zacht 1 - 2 m.-eq. per liter ( 3 - 6" D) zacht 2 - 3,s m.-eq. per liter ( 6 - 10" D) vrij zacht 3,s - 5,s m.-eq, per liter (10 - 15" D) vrij hard 5,s - 9 m.-eq. per liter (15 - 25" D) hard > 9 m.-eq. per liter ( 25' D) zeer hard Het spreekt voor zich dat een dergelijke indeling op min of meer subjectieve maatstaven berust.

<

Een schaal die wordt gebruikt door de Werkgroep Huishoudelijke Ontharders is:

> 1 m.-eq. per

liter 1 - 3 m.-eq. per liter 3 - 5 m.-eq. per liter > 5 m.-eq. per liter

> 3" D)

zeer zacht (3 - 9" D zacht (9 - 14" D) vrij hard (> 14" D) hard (

3. De problemen door hard water Zoals gezegd geeft hard water met klassieke zepen een neerslag waardoor veel zeep oneconomisch wordt gebruikt, terwijl bovendien de neerslag in wastafels en baden onaangenaam is en extra werk geeft. Zij die in dit opzicht zacht water gewend zijn, beschouwen hard water als van mindere kwaliteit. Bij textielwas zet de neerslag zich af op de vezels en maakt deze hard en stug, terwijl aan de helderheid van de was afbreuk wordt gedaan. Bovendien veroorzaakt de neerslag een sterk verhoogde slijtage. Synthetische zepen hebben deze bezwaren niet of slechts gedeeltelijk; deze zepen vinden echter nog lang geen algemene toepassing zelfs niet in de wasserijen naar het schijnt. Daarnaast ontstaat, zoals vermeld, door hard water ketelsteen. Dit zet zich af in ketels en boilers en vermindert daarmede het nuttig effect van de toegevoerde verwarmingsenergie. Bovendien kan zich ketelsteen vormen in heetwaterpijpen en ter plaatse van kranen en beweegbare andere onderdelen, waardoor deze minder goed gaan werken. Ook in koud water kan onder bepaalde omstandigheden calcium- en magnesiumcarbonaat neerslaan. In buisleidingen kan dat de stromingsweerstand verminderen; kranen, kleppen en afsluiters kunnen er minder veilig door worden. Bij geisers (watertemperatuur 60-70" C) is door het afzetten van ketelsteen herhaald schoonmaken van de verwarmingsspiralen en kranen nodig. Ook is er een grotere kans op lekkage. I n boilers (watertemperatuur 85-90" C) kan ketelsteenafzetting op verwarmingselementen aanleiding zijn tot doorbranden. In wasmachines met verwarming tot 90" C kan zich naast ketelsteen ook kalkzeep afzetten op de verwarmingselementen. Bij het wassen en spoelen van vaatwerk heeft hard water de neiging meer vlekken te vormen dan zacht water. Bij vaatwasmachines wordt daarom meestal een waterontharder aanbevolen. Dit geldt ook voor het spoelen van films en foto's.

Peulvruchten schijnen in zacht water beter gaar te worden terwijl thee, met zacht water gezet, een betere kwaliteit heeft. In de industrie is hard water voor vele processen niet aanvaardbaar en moet in zo'n geval worden onthard, in het bijzonder water dat voor de produktie van stoom wordt gebruikt. Thomas R. Camp*) geeft hiervoor de volgende waarden op: TABEL 111 - Siiggested limits of tolera~lcesfor boiler feed water presslire (plsi)

total hardness (ppm as CaC03) Silica, SO2, ppm Bicarbonate HC03-, ppm Carbonate, CO--3, ppm pH value, minimum

80 40 50 200 8,O

40 20 30 100 8,4

10 5 5 40 9,O

2 1 0 20 9,6

Voor een aantal andere processen geeft hij de waarden vermeld in tabel IV. for i~lditst~ial TABEL IV - Suggested water qualit)'*) tolera~~ces use hardriess (as CaC03)ppl~z

Canning (legumes) Carbonated beverages Cooling Laundering Paper and Pulp groundwood Kraft pulp Soda and sulfite High grade light papers Rayon (viscose) pulp production h4anufacture Tanning *) Alleen de waarden voor hardheid worden hier vermeld.

D e hardheid van het in Nederland geproduceerde water wordt door de VEWIN jaarlijks in een kaart vastgelegd. I n afb. 1 zijn de hardheid-gegevens voor 1967 weergegeven. Hieruit blijkt dat in het Westen en Noorden van het land over het algemeen hard water wordt geleverd. In de overige delen van het land is het leidingwater overwegend zachter; zeer zacht water komt betrekkelijk weinig voor. De cijfers hebben betrekking op de totale hardheid. 4. Ontharden De principes van het ontharden worden thans in het kort aangetipt. Voor een uitvoeriger verhandeling wordt verwezen naar de zeer gedegen voordracht van dr. E. L. Molt voor de vierde vakantiecursus januari 1952. A. Door toevoegen van chernicaliEn Als regel wordt kalk Ca(OH)% (calciumhydroxyde) en soda Na2C03 (natriumcarbonaat) toegevoegd, soms kalk alleen afhankelijk van het doe1 dat men wil bereiken. Het principe is zeer eenvoudig: onafhankelijk van de verbindingen waarin calcium en magnesium in het te ontharden water voorkomen, slaat de calcium in het hier behandelde onthardingsproces steeds neer als CaC03 (calciumcarbonaat) en het magnesium als Mg (OH)?

*) Camp, Thomas R., Water and Its Impurities, New Work, Reinhard Publishing Corporation, 1963, pp 139-141.

molecuul Ca(0H)z is nodig om het onoplosbare Mg(0H)z te vormen, dat neerslaat. HAWHHD in

&n

Opnlerking Het toevoegen van Ca(0H)z heeft nog een tweede effect. Het reageert namelijk met het vrije COz en vormt evenceils calciumcarbonaat dat neerslaat volgens: COa Ca(0H)z -+ CaC03 J. H z 0

van her door de NEOERLANDSE WATWLEIDINGBEDRIJYEN GELEVEROE WATER C= 0 - SDZe*,Wht

3 . O'w ~achl a 9 . f4-I3 wnj hard FSS 14.0 *n

h~ar:hbrd Z > 7 ' b cza'o

+

+

2. Verwijdering blijvende hardheid. a. calciunl Blijvende hardheid veroorzakende calcium kan voorkomen in de vorm van 0.a. calciumsulfaat (CaSO4) en calcium chloride (CaClz).

De Ca++ kationen kunnen tot precipitatie worden gebracht door toevoeging van NazCO3:

In tegenstelling met het opheffen van de bicarbonaathardheid, blijven hier natriumzouten in het water aanwezig na ontharden zodat het vaste stofgehalte van het water (de indamprest) hier niet daalt. b. magnesiunz Hier moeten zowel Ca(0H)a als Na2C03 worden toegevoegd. (magnesiumhydroxyde). Dit zijn niet de meest onoplosbare verbindingen van calcium en magnesium, maar we1 de vrijwel niet oplosbare verbindingen die op een goedkope wijze kunnen worden geprecipiteerd. Zoals uit het vervolg zal blijken is het mogelijk de bicarbonaathardheid van calcium zowel als magnesium op te heffen door toevoegen van Ca (OH)a. Voor het verwijderen van de blijvende hardheid is voor calcium de toevoeging van Na2C03 vereist. Om de blijvende hardheid van magnesium weg te nemen is zowel Ca(0H)z als Na2C03 nodig. 1. Verwijdering bicarbonaathardheid Ca(HC03)z Ca(0H)z -t 2 CaC03 J.

+

+ 2 Hz0

Hier doet zich het ,,wonderw voor dat hardheid verwijderd wordt door calcium toe te voegen. Tevens kan men het neergeslagen calciumcarbonaat in een oven branden en daardoor calciumoxyde verkrijgen dat door menging met water als calciumhydroxyde in het onthardingsproces weer is te gebruiken. branden -+ CaO COz CaC03 825" C Er slaat meer CaC03 neer dan men nodig heeft voor de regeneratie; de afvoer van het teveel (sludge) is t t n van de problemen die aan deze onthardingsmethode vast zit. Uit de tweede chernische vergelijking is te zien dat voor het neerslaan van het magnesium per molecuul twee keer zoveel Ca(0H)z nodig is als bij calcium. Dit is zo omdat 1 molecuul Ca(OH)2 zou leiden tot de vorrning van MgC03, dat echter te oplosbaar is. Een tweede

+

+ + + + MgClz + Ca(0H)z + Narc03 + 2 NaCl + CaC03

MgSO4 Ca(OH)2 Na2C03 Naz So4 CaC03 J.

+ +

+ Mg(0H)z J.

-t

Mg(OH)2 J.

J.

Het gehalte aan vaste stoffen wordt ook hier niet verminderd, zelfs iets verhoogd. Opmerking In plaats van kalk: Ca(OH)2 kan men ook loog: NaOH toepassen. Men krijgt dan als voorbeeld de volgende reactie:

Ca(HC03)2 2 HzO.

+

+ 2 NaOH

-t

CaC03 .$

+ NazC03 +

Bij het hiervoor beschreven kalk-soda proces bestaat de mogelijkheid dat een geringe hoeveelheid CaC03 en Mg(0H)z tijdens het proces niet neerslaat maar als het ware in oververzadigde oplossing blijft en pas later zou precipiteren. Dit zou het merkwaardige gevolg hebben dat kalk afzettingen in het leidingstelsel zouden blijven voorkomen ondanks het ontharden. Om de potentieel aanwezige later te precipiteren CaC03 en Mg(0H)z onschadelijk te maken, worden deze aan het eind van het onthardingsproces omgezet in de oplosbare calcium- en magnesiumbicarbonaten door COz toe te voegen:

+

+

CaC03 COz H z 0 -t Ca(HCO3)2 2 COz + Mg(HC03)z Mg(0H)z

+

Dit proces wordt in de Angelsaksische literatuur aangeduid met de naam ,,recarbonation", dat zou kunnen worden vertaald met ,,ophardenWvan het water. Dit vindt als regel plaats juist voor dat het water in de filters gaat,

Uit overwegingen van gezondheid is het gewenst, dat aan consumptiewater niet teveel fosfaten worden toegevoegd. Het gehalte aan fosfaten in drinkwater mag niet meer dan 5 mg P2O5 per liter bedragen. Daar de dosering van fosfaatsluizen veelal niet zeer nauwkeurig is, kan het toelaatbare maximum worden overschreden. Daarom kunnen fosfaatsluizen niet worden aanvaard als het water voor consumptie bestemd is. Voor huishoudelijk niet consumptief gebruik worden zogenaamde fosfaatsluizen nog we1 toegepast.

5. Vergelijking van de onthardingssystemen Alvorens de vraag te behandelen of ontharden aanbeveling verdient, afhankelijk van de omstandigheden, worden de beide voornaamste processen: toevoegen van kalk-soda en ionen-uitwisselen, met elkaar vergeleken. Voor huishoudelijk gebruik komt alleen een ionen-wisselaar in aanmerking vanwege zijn afmetingen en het gebruik. Een punt van nadere beschouwing is daarbij de bacteriologische kwaliteit van het afgeleverde water. Vooral wanneer het leidingwater organische stof bevat, kan er nagroei ontstaan waardoor het uitwisselend materiaal wordt bedekt met een bacteriehuidje. Hierdoor kan de capaciteit van de ionen-wisselaar teruglopen maar vooral ontstaat hierdoor de kans op een te hoog kiemgetal. Bij het huishoudelijk toepassen van ionen-wisselaars voor drinkwater moet daarom een ernstig vraagteken worden geplaa tst . Voor de beheerders van waterleidingbedrijven ontstaat hierdoor een netelig probleem. Het door deze bedrijven afgeleverde water moet in de eerste plaats veilig zijn om te drinken. Om dit zo veel mogelijk te kunnen waarborgen, oefenen de bedrijven als regel een zekere controle uit op de drinkwaterinstallaties in de percelen. Daarbij worden gewoonlijk de Algemene Voorschriften voor Drinkwaterinstallaties gebruikt (AVWI-1960). Deze geven technische voorschriften over het plaatsen van drinkwaterinstallaties. Men kan aannemen dat als regel voor het plaatsen van een ontharder door een afnemer toestemming van het leverende waterleidingbedrijf is vereist. Indien het vermoeden bestaat dat daardoor de bacteriologische kwaliteit van het water onvoldoende wordt, kan het bedrijf toestemming weigeren. Het is interessant bespiegelingen te houden of deze bevoegdheid in deze toepassing ook door de wetgever is bedoeld en door de rechter zal worden gehonoreerd in gevallen die tot een juridisch conflict zouden leiden. Voor een uitvoeriger behandeling van dit probleem in zijn algemeenheid, verwijs ik naar ir. C. van der Veen: De taak van Inspectie, een voordracht gehouden voor het Koninklijk Instituut van Ingenieurs op 23 april 1968, gepubliceerd in H 2 0 nr. 3 van 6 februari 1969. Hier volsta ik met in het kort als mijn mening te geven dat het waterleidingbedrijf zich niet aan een zekere toezichthoudende taak als hierboven omschreven, kan onttrekken en de plaatsing van die ontharders welke gevaar kunnen geven voor de volksgezondheid niet behoort toe te staan. Dat betekent dat in zulke gevallen dergelijke ontharders we1 mogen worden gebruikt voor het bereiden van huishoudelijk gebruikswater, maar niet van drinkwater. In dit verband is het interessant te citeren uit de circu-

laire van 4 november 1966 van de VEWIN aan de bij haar aangesloten bedrijven betreffende de te volgen gedragslijn bij het toestaan van ontharders:

Behandeling van rnede voor consurnptie besternd water 1. Indien het te behandelen water voor menselijke consumptie kan worden gebruikt, moet in de eerste plaats onderscheid worden gemaakt tussen onthardingsinstallaties met behulp van ionenwisseling enerzijds en toestellen door middel waarvan chemicalien aan het water worden toegevoegd (onder andere fosfaatsluizen) anderzijds. 2 . Indien het een aanvraag voor plaatsing van een onthardingsinstallatie (ionenwisselaar) betreft, moet zowe1 de aanvrager als - in een later stadium - de afnemer worden gewezen op de risico's die aan het in gebruik hebben en aan het bedienen van zulk een installatie zijn verbonden, alsmede op hun verantwoordelijkheid voor alle gevolgen vandien. Een goede voorlichting is hier van groot belang. 3 . Persisteert de aanvrager bij zijn wens de ionenwisselaar te plaatsen, dan zal het bedrijf nader moeten beslissen of het a1 dan niet toestemming zal geven. Indien wkl toestemming wordt gegeven ware ten overvloede zowel aan de aanvrager als aan de afnemer schriftelijk mede te delen dat het bedrijf geen aansprakelijkheid aanvaardt voor schade die aan de drinkwaterinstallatie mocht ontstaan of aan de gezondheid van de verbruikers mocht worden toegebracht als gevolg van het hebben en het gebruiken van het desbetreffende toestel. De circulaire zegt vervolgens dat voor gebouwen waarin meer gezinnen wonen of andere mensen dan de eigenaar verblijven (flatgebouwen, kantoorgebouwen, hotels, ziekenhuizen etc.) de toestemming tot het plaatsen van waterbehandelingstoestellen steeds moet worden geweigerd. Deze gedragslijn betekent dat aan het toepassen van ontharders van water voor consumptie zeer strenge beperkingen worden gesteld. Bij centraal ontharden, dat wil zeggen door het waterleidingbedrijf zelf, zal het kalk of kalk-soda proces als regel het meest aangewezen zijn, zeker wanneer het water toch a1 wordt gecoaguleerd. Als de hardheid voornamelijk uit bicarbonaat hardheid bestaat, geldt dat des te meer omdat dan met toevoeging van slechts kalk Ca(OH)2 kan worden volstaan en het proces nog goedkoper wordt. I n het geval dat het ruwe water niet behoeft te worden gecoaguleerd en de hardheid voornamelijk uit blijvende hardheid bestaat, zal men naast het kalk-soda procCdC toepassing van een ionen-wisselaar moeten overwegen. Voor industriele toepassing zal men geval voor geval moeten nagaan welke van de twee methoden het meest economisch is, c.q. of demineralisatie de voorkeur verdient. Hier gelden voor dat deel van het water dat als drinkwater wordt gebruikt dezelfde restricties als hiervoor bij huishoudelijk gebruik werden vermeld. In alle gevallen zal men moeten nagaan wat het ontharden betekent voor het buizennet waardoor het water wordt getransporteerd. Bij centraal ontharden beslaat dat naast de binnenleidingen ook het gehele distributienet van het bedrijf. Behalve de invloed van kalkafzettin-

gen c.a. van niet onthard water moet aandacht worden besteed aan mogelijk oplossen van metalen door onthard water uit de materialen waaruit het leidingnet is opgebouwd. De vraag is dan tot welke hardheidsgraad onthard dient te worden. Dit komt in het volgende hoofdstuk uitvoeriger aan de orde. Eerst daarna ltan op de vraag: ,,welk onthardingssysteem past men toe?" beter worden geantwoord. Eerst dient nog te worden gewezen op een belangrijk facet van het centrale ontharden. De geprecipiteerde hoeveelheden CaC03 en Mg(OHI)2 vormen tezamen een slibmassa (sludge), die van tijd tot tijd moet worden opgeruimd. Bij waterleidingbedrijven van enige omvang kan het slibprobleem ongerief veroorzaken omdat het moeilijk is deze afval een bestemming te geven. Een deel van de kalk kan men gebruiken om zelf Ca(0H)- te vervaardigen. De rest moet worden opgeruimd, zo mogelijk nog nuttig worden gebruikt. Het probleem wordt verzwaard doordat het vullen van terreinen met slib (lagooning) en het lozen op open water steeds minder aanvaard wordt. De hoofdfilterinstallaties van Chicago lozen dagelijks ongeveer 51 miljoen gallon (rond 200.000 m3) ,,washwater and sludge" in Lake Michigan. Het is duidelijk dat Chicago's slibprobleem heel wat groter zou zijn als Lake Michigan niet vlak bij huis lag of wanneer het deponeren van slib op deze wijze niet was toegestaan. Het afvoeren van slib naar rivieren waar benedenstrooms water door waterleidingbedrijven wordt onttrokken is niet erg zinvol. Men praat dit we1 goed met de slogan ,,the solution to pollution is dilution". Aan de ,,dilutionw komt evenwel een eind. Als men in de nabijheid van zee is, kan men het slib daarin deponeren. Op de duur is ook dat waarschijnlijk niet zonder bezwaren. Slib uitsluitend in de vorm van CaCO:: kan men met behulp van bepaalde systemen verwerken tot zogenaamde pellets, kleine tamelijk harde bolletjes. Deze zijn vrij goed hanteerbaar en kunnen, als ze niet te veel verontreinigingen bevatten, als kunstmest worden toegepast. Zij leveren dan nog iets op zelfs. P. W. Doe vermeldt bijvoorbeeld*) dat in de 15 m g d (rond 70.000 m3 per dag) Fylde Water Board's Broughton Treatment Plant de opbrengst over de periode juni tot oktober 1967 & 674 bedroeg. Zoals hiervoor reeds opgemerkt, lcan men in een dergelijk geval een deel van de geprecipiteerde CaC03 weer gebruiken om Ca(0H)a te vervaardigen. Dit leidt tot de volgende berekening:

+

+

Ca(0H)a Ca(HC03)z = 2 CaC03 2 H a 0 162 ton = 200 ton 36 ton 74 ton

+

+

verhitten CaC03 + CaO Coy 200 ton = 112 ton 88 ton CaO H 2 0 + Ca(0H)y 112 ton 36 ton = 148 ton.

+

+

+

+

+

Ca(OH)2 wordt teruggewonnen terwijl slechts de helft, namelijk 74 ton nodig is. I n werkelijkheid wordt niet 100 % teruggewonnen maar 90-95 %, zodat het teveel aan Ca(0H)a in plaats van 74 ton globaal 60 tot 65 ton t.0.v. 74 ton bedraagt. Als regel zal het weinig voorkomen dat men alleen door ontharding veroorzaakt slib krijgt. Meestal is het een mengsel van slib en allerlei door de coagulatie mede verwijderde verontreinigingen. In zo'n geval geeft ontharden een vergroting van de hoeveelheid slib. Bij zeer hard water kan dat kwantitatief echter toch van betekenis zijn. Naast de hiervoor genoemde methoden wordt slib in voorkomende gevallen ingedikt, door bezinking of centrifuge, geperst, verwerkt tot koeken door filtratie onder vacuum, chemisch behandeld en zelfs onderworpen aan een ,,freezing - thawing" procCdC. Ik zal niet op de technische aspecten ingaan; daarmede is een afzonderlijke Vakantiecursus te vullen. Voldoende zij hier op het probleem van de slibverwerlring de aandacht te hebben gevestigd. 6. Wat is de meest gewenste hardheid en welk onthardingssysteem is te prefereren? In het voorgaande is gewezen op de nadelen die aan hard water zijn verbonden. Echter ook zeer zicht water kan bezwaren opleveren; bijvoorbeeld door het oplossen van voor de gezondheid schadelijke metalen (Pb) uitleidingen. De vraag doet zich voor: wat is de meest geschikte hardheid die water onder normale omsiandigheden dient te hebben, zodanig dat van de voordelen zoveel mogelijk wordt geprofiteerd en schadelijke gevolgen uitgesloten worden. Met deze vraag houdt zich de Commissie Centrale Ontharding thans bezig. Om een antwoord te kunnen geven, worden de volgende factoren onderzocht: I. minimum grens Hierbij spelen een rol: a. aantasting van leidingen: lood - koper - asbest cement - PVC - gietijzer c.q. staal en beton; b. wassen met zeep; c. smaak; d. industriele behoeften. 11. maximum grenzen

a. b. c. d. e. f. g.

Hierbij moeten de volgende punten onder ogen worden gezien: boilers; geisers; wasmachines; afwasmachines; autowasmachines c a.; afzetting in kranen, lteerkleppen, afsluiters; corrosie koperen buizen.

Dit betekent, als men afziet van magnesium, dat 148 ton

*) British Waterworks Association Journal, Nov. 1968 number 446, p. 6.

Over de genoemde factoren zijn maar fragmentarische gegevens beschikbaar. Globaal kan men zeggen dat een minimale bicarbonaathardheid van 4" D en een totale hardheid van 6" D vermoedelijk acceptabel is. Ten einde

de nadelen van hard water zoveel mogelijk te beperken zal de minimale hardheid tevens de meest gewenste hardheid zijn. Bij de vraag naar de meest gewenste hardheid spelen tevens de kosten een rol. Daarbij gaat het niet alleen om de kosten die voor ontharding worden gemaakt, doch tevens om de besparingen die daarbij worden verkregen. Omdat de verschillende watersoorten die geleverd worden zeer uiteenlopen en ook de bewerkingsmethoden niet dezelfde zijn, is hc! moeilijk een kostenvergelijking op te zetten, vooral nu de gegevens die de Commissie Centrale Ontharding wil verzamelen nog ontbreken. In Engeland zijn reeds een vijfiigtal bedrijven die waterontharding toepassen. Volgens gegevens van de Water Research Association zouden de extra kosten voor waterontharden, indien coagulatie en sedimentatie reeds worden toegepast in het zuiveringsproces, rond 2,s pence per 1,000 gallons bedragen, dat is rond 2 cent per m3. De totale kosten van coagulatie, sedimentatie en ontharding zijn gemiddeld 6.5 pence per 1,000 gallons, dat is 4,8 cent per m3. Op de Wasserfachliche Aussprachetagung ,,WassergiiteM van de DVGW en VGW in 1965 berekent dr. L. Gerb dat het ontharden volgens het kalkproces op 4,2-6,l Pfennig per m3 komt, dat is rond 4 tot 5% cent per m3. Volgens inlichtingen verstrekt door dr. Wolf namens de DVGW werd door deze Duitse vereniging enige jaren terug voor een dagverbruik van 25.000 m3 water berekend dat de kosten van ontharding 5 tot 8 Pfennig per m3 zouden zijn. Daarbij werd uitgegaan van toepassen van het kalksodaproces; bij ionenwisselaars liggen de kosten aanmerkelijk hoger. Dit laatste hoeft overigens niet altijd het geval te zijn; onder speciale omstandigheden zijn ionenwisselaars voor centrale ontharding we1 toegepast. In het algemeen zal echter toevoegen van chemicalien voordeliger zijn. Voor Nederlandse omstandigheden zullen de kosten van centrale ontharding per geval varieren. Ter bepaling van de gedachten neem ik aan dat de gemiddelde kosten in orde van grootte 5 cent per m3 zullen bedragen. I n Nederland wordt door de gezamenlijke drinkwaterbedrijven globaal 800 miljoen m3 water geleverd. Stel dat 75 % hiervan in aanmerking komt voor ontharding, zo bedragen daarvan de kosten jaarlijks:

kosten worden als men 7 % rente rekent en een afschrijvingstermijn van 10 jaar rond f 150.000.000,-. Daarbij komt dan nog het jaarlijkse onderhoud, alsmede de exploitatiekosten. Voorts is nog niet gerekend met de onthardingskosten voor industriele toepassing, welke bij centrale ontharding gedeeltelijk achterwege kunnen blijven. Bij toepassen van huisontharders voor het vervaardigen van consumptiedrinkwater zouden volauiomatische ontharders moeten worden geeist waarvan de kosten van installatie en aanschaf rond f 1500,- zullen zijn. De jaarlijkse lcosten zouden dan meer dan f 500.000.000,gaan bedragen. In zulk een geval zou het ontharden vermoedelijk als gevolg van de hoge kosten beperkte toepassing vinden. Naast deze cijfers, die overigens slechts een orde van grootte aanduiden, wijs ik nog op de volgende aspecten. Bij centraal ontharden wordt CCn kwaliteit drinkwater vervaardigd: uit iedere aangesloten kraan komt dezelfde soort water. Het toepassen van ontharders ,;huis aan huis" is echter volgens de thans geldende door de VEWIN verstrekte richtlijnen voor drinkwater slechts in bepaalde gevallen mogelijk. Op de kwaliteit van het water dat na behandeling uit de kraan komt, bestaat slechts beperkte controle, terwijl afhankelijk van de toegepaste ontharders het water anders van samenstelling zal zijn. Onder ongunstige omstandigheden kan het water nadelig voor de gezondheid zijn. Men moet zich afvragen of een dergelijke situatie, waarbij ontharders een uitgebreide toepassing zouden vinden, erg gelukkig is, ook a1 heeft men de aangeslotenen schriftelijk op de bezwaren gewezen. Ionenwisselaars belasten daarnaast het huishoudelijk afvalwater met een niet te verwaarlozen hoeveelheid keukenzout; weliswaar mist men het slibprobleem van het centraal ontharden, maar dan ook alleen door toepassing van het principe ,,the solution to pollution is dilution". Keren wij terug tot de hiervoor gegeven cijfers. Deze zijn uit de aard der zaak globaal. Toch staat we1 vast dat centraal ontharden aanzienlijk goedkoper is dan individueel ontharden, zelfs indien slechts een deel van de bevolking, zeg: een kwart, er toe zou ltomen zelf onthardingsapparaten aan te schaffen. De, zeer belangrijke, technische aspecten zijn hierbij nog buiten beschouwing gelaten.

Men kan dit getal in de eerste plaats gaan vergelijken met de situatie die zou ontstaan wanneer van de bevolking d.i. rond 2% miljoen gezinnen, individueel een waterontharder zou aanschaffen, even 10s van de verdere consequenties daaraan verbonden.

Vergelijkt men de kosten van centraal ontharden op zichzelf met de verkregen besparingen door ontharden, dan slaat de schaal eveneens door naar centraal ontharden a1 valt dat moeilijk exact in cijfers weer te geven. Het Manual ,,Water Quality and Treatment", van de American Waterworks Association, berekent in 1951 dat voor iedere dollar uitgegeven voor het centraal ontharden van water de consument aan zeep alleen a1 3.75 dollars spaart. Een deel van de thans gebruikte zepen zijn synthetisch bereid, doch het is geen gewaagde veronderstelling dat de balans wat zeep betreft alleen a1 in het economische voordeel van centraal ontharden doorslaat. Daarnaast komen als economische voordelen a1 dan niet in geld te waarderen:

Gaat men uit van een zeer eenvoudig, niet automatisch werkend apparaat, dan zullen daarvan de kosten van aanschaf en installatie zeker op f 400,- mogen worden geschat. Daarmede is een investering gemoeid van totaal 2.500.000 x f 400,- = f 1.000.000.000,-. De jaarlijkse

geen ketelsteenafzettingen (industrie); minder onderhoud, reparaties en mankementen aan boilers en geisers; minder afzettingen op kranen, afsluiters, kleppen;

Bij 13 miljoen Nederlanders komt dat neer op rond f 2,50 per inwoner per jaar. Worden de kosten verhaald op de 75 % van de bevolking waarvoor het water wordt onthard, dan is het per inwoner rond f 3,- per jaar. (Zou deze raming 100 % te laag zijn, dan bedragen de kosten in de orde van grootte toch nog niet meer dan rond f 5,- per inwoner per jaar).

een beter produkt, onder meer door minder ,,viezigheidV bij het wassen, minder slijtage aan textiel. Wat betreft het onderhoud aan boilers en geisers verstrekte het gemeentelijk energiebedrijf te Dordrecht de volgende interessante gegevens. bicarbonaat hardheid water in m.-eq./l

% vervanging binnenwerk per jaar voor geisers voor boilers

De kosten van vervanging - - van het binnenwerk van een boiler c.q. een geiser kunnen ruwweg worden gesteld op f 70,-. Dat betekent dat bijvoorbeeld voor water met een bicarbonaathardheid van 4 m.-eq./l (d.i. ongeveer 1 l o D) x f 70,- = rond f 20,de kosten per geiser jaarlijks bedragen en per boiler f 7,- per jaar. Deze getallen moet men vergelijken met de kosten voor centraal ontharden ad f 3,- per persoon per jaar, dit wil zeggen voor een gemiddeld Nederlands gezin f 10,- ?i f 15,- per jaar. Men kan zich in het licht van deze cijfers de vraag stellen waarom het water in Nederland slechts zelden wordt onthard. Een duidelijke verklaring is hiervoor niet te geven. We1 zijn er enige moeilijkheden verbonden aan centraal ontharden: 1 . het verrichten van relatief grote investeringen en een verhoging van de waterprijs; 2. de slibberging, als probleem van afval en ruimtelijke ordening; 3. het overschakelen in een bedrijf van hard naar zachter water; 4. het kunstmatig veranderen van de kwaliteit van het aangeboden water. Ad 1 In de zich wijzigende maatschappij die technologisch met zulke reuzensprongen vooruitgaat, moeten de waterleidingbedrijven zorgen bij te blijven door water te leveren van uitstekende kwaliteit. Goed genoeg is niet voldoende. De prijsverhoging van het water door centraal ontharden (f 3,- per jaar per Nederlander) kan redelijkerwijs geen bezwaar zijn. De vereiste investeringen zijn niet zo hoog dat een financieel krachtig bedrijf deze niet zou k ~ ~ n n edragen. n De restricties welke in dit opzicht worden gesteld aan de overheidsbedrijven kunnen remmend werken; dit is een ongewenste situatie doch geen argument. Jaarlijks investeren de Nederlandse waterleidingbedrijven rond f 300.000.000,-. Men kan becijferen dat voor centraal ontharden in totaal een investering nodig zou zijn in orde van grootte gelijk aan het investeringsbedrag van de gezamenlijke Neder!andse waterleidingbedrijven van CCn jaar.

Ad 2 Het slibprobleem is hievoor a1 aangesneden en blijft een lastige zaak voor een bedrijf. Een doorslaggevende factor mag het niet zijn; financieel is het dat zeker niet. Wellicht is het mogelijk het slib in ,,hewelsm op te slaan in het

kader van de aanleg van recreatiegebieden in Nederland waar men vaak gaarne een gevarieerd terrein heeft. Dit moet onder strikt toezicht van competente chemici, zo mogelijk zeer geleidelijk, geschieden met het oog op ontregeling van de kwaliteit van het water of onvoorziene consequenties voor leidingnet en apparaten. Indien men het gebruik van de particuliere ontharders niet wil verbieden, kan men zich afvragen: geeft men de voorkeur aan een bedrijfszekere verandering in de kwaliteit van het water, onder centraal toezicht van de Volksgezondheidsinspectie en met de intensieve kwaliteitscontrole die de chernische diensten van de bedrijven uitvoeren; of tolereert men een ontharder per aansluiting, zonder feitelijke controle op de kwaliteit van het verkregen water, met alle gevaren van dien.

Slot Zoals reeds betoogd, zal voor het beantwoorden van de vraagstukken die samenhangen met het ontharden van water in Nederland allereerst het rapport moeten worden afgewacht van de KIWA cornmissie ,,Centrale Ontharding". Ik heb in deze voordracht getracht het terrein te verkennen, zonder a1 te veel in conclusies te treden. Toch tekent het beeld zich we1 af. Wanneer de tendens zich voortzet dat het publiek onthard water op prijs stelt, dan verdient het in de meeste gevallen centraal ontharden zeker de voorkeur. Dit is goedkoper en uit een oogpunt van volksgezondheid veiliger. D e kosten kunnen redelijkerwijs geen bezwaar zijn. Het is tijd dat de waterleidingbedrijven zich tezamen en stuk voor stuk op dit punt ernstig bezinnen. Het gevaar bestaat namelijk dat men op een zeker moment achter de feiten aan komt te lopen. Kaufmann, in de hiervoor vermelde KIWA-publikatie, noemt in dit verband een door Olson beschreven situatie omstreeks 1947 in de stad ,,Madisonm in de Verenigde Staten waar water wordt gedistribueerd met 17,7"D hardheid. I n 1947 waren er 9500 onthardingsapparaten in de huizen ge'installeerd (op een totaal van 18-19.000 aansluitingen op het waterleidingnet). D e investeringskosten daarvan bedroegen rond $1.075.000,-. In 1940 had de stad een aanbod ontvangen voor een centrale onthardingsinstallatie voor $ 750.000,-. Tenslotte: 1 . er spelen ook nog imponderabiele factoren. In sommige streken waar zacht water is, plaatsen verbruikers toch een ontharder. Het is een ,,gadgetw van de moderne maatschappij, een statussymbool (heeft u ook a1 een ontharder?). Ook bij centrale ontharding zal men trouwens ontharders voor bepaalde doeleinden blijven plaatsen, bijvoorbeeld voor wasserijen, industrieen etc. De ontharder (ionenwisselaar c.a.) behoudt dus een nuttige functie. 2. wij zagen dat men moet streven naar een optimaal gunstige hardheid, bijvoorbeeld 2 m.-eq. per liter (5" D). Dat betekent dat zeer zacht water opgehard zou moeten worden. Ontharden is daarom een niet zo goede naam. Ik zou voortaan liever willen spreken van conditioneren op hardheid.

IR. J. R. A. LUDERT

Ontzouting Met het ontwikkelen van werkwijzen voor de ontzouting van water heeft de procestechniek een nieuwe bewerking toegevoegd aan het arsenaal dat de waterleidingdeskundigen reeds ter beschikking stond. Bij deze werkwijzen wordt het water of het zout van de oplossing, het te ontzouten water, gescheiden; zij kunnen in het kader van de waterbehandeling als zuiveringsprocessen worden beschouwd ter verbetering van de kwaliteit. Voor een overzicht van de verschillende ontzoutingsprocessen moge ik U verwijzen naar artikelen van Burley [I] en Lerk [2] uit de laatste tijd en U hier slechts een korte schets geven van de meest belangrijke proc6db.

onder bijzondere omstandigheden toepassing, zoals op schepen en voor de voorziening van kleine gemeenschappen, bijvoorbeeld in zeer zonnige gebieden. Alle destillatieprocessen zijn, in welke vorm dan ook, in principe zowel voor de verwerking van zout als van brak water geschikt. Zij leveren gewoonlijk zeer zuiver water met zoutgehalten van 1 tot 10 p.p.m. Dit water kan direct worden gebruikt als industriewater, ketelwater of proceswater, maar het is erg corrosief en niet geschikt voor onmiddellijke consumptie. Voor de distributie voor huishoudelijk gebmik moet het water harder worden gemaakt door middel van toevoegingen van kalk en bicarbonaten of met niet ontzout water worden gemengd.

pen, vooral wanneer het oppervlaktewater betreft dat organisch is vervuild. In het algemeen zal het produkt van een ontzouting door middel van elektrodialyse direct voor huishoudelijk gebruik en distributie geschikt zijn en voor de toepassing als ketelvoedingswater een nabehandeling behoeven. Hyperfiltratie (Omgekeerde Osmose) Dit procCd6 dat nog in volle ontwikkeling verkeert heeft de laatste jaren hoge verwachtingen gewekt doordat het zeer eenvoudig te bedrijven is, flexibel is ten opzichte van het zoutgehalte van het aangeboden water en ten opzichte van de op te stellen capaciteit en vooral bij hogere zoutgehalten een laag energieverbruik heeft.

Het vinden van membranen met een behoorlijke levensduur en geschikte Veruit de grootste toepassing heeft tot Het werken met ontspanningsverdam- scheidingskarakteristieken is nog een op heden de destillatie gevonden in de pers vraagt over het algemeen geen punt van veel onderzoek, terwijl nog vorm van vaak reeds zeer grote meer- vergaande en kostbare voorbewerking slechts CCn fabrikant een uitvoering trapsontspanningsverdampers. Er zijn van het ruwe water, hetgeen onder van de apparatuur heeft ontwikkeld a1 meer dan dertig zulke installaties sornmige omstandigheden een beslis- die zich voor de toepassing in grote met capaciteiten van meer dan 1 mil- send voordeel tegenover andere wijzen technische eenheden leent. ..--lioen m3 per jaar in gebruik, 0.a. op van ontzouting kan zijn. Het is nog onvoldoende bekend in Curaqao met ruirn 2 millioen m3 per welke mate de membranen voor jaar, terwijl binnenkort de grote ver- Elektrodialyse hyperfiltratie een voorzuivering van damper in Terneuzen klaar komt met Dit is na de ontspanningsverdamper het te ontzouten water noodzakelijk een capaciteit van meer dan 10 mil- het m e a t ontwikkelde proc6d6, het zullen maken; men moet er we1 mee lioen m3 per jaar. enige dat ook reeds technisch-com- rekenen. De kwaliteit van het afgetoepassingen heeft gevonden. leverde water zal misschien niet direct merciele In de Verenigde Staten, Rusland en Israel wordt gewerkt aan de bouw van De orde van grootte van de ca. tien geschikt zijn voor industriele doelgrote waterfabrieken volgens hetzelf- huidige waterbedrijven op basis van einden maar we1 voor huishoudelijk de principe met capaciteiten van elektrodialyse is een factor 10-100 gebruik. meerdere tientallen millioenen m3 per kleiner dan de fabrieken met ontsvanningsverdampers; het grootste is dat Ionenwisselaars jaar. in Buckeye, Arizona, USA, met een Deze voorbeelden zijn een duidelijk capaciteit van 750.000 m3 per jaar. De toepassing van ionenwisselaars bewijs van het reele belang van de Daarnaast zijn een groot aantal proef- voor het ontharden en ontzouten van ontwikkelde ontspanningsverdampers bedrijven in bouw of voltooid met water met minder dan 500 mg zout en van het feit dat zij op een aantal capaciteiten varierend van ca. 10.000 per liter om het geschikt te maken plaatsen in de wereld econornisch tot enkele honderdduizenden m3 per voor ketelvoedingswater is welbekend. Er zijn en worden nog nieuwe proc6 kunnen worden bedreven. Daarbij jaar. speelt de prijs van de energie een grote In tegenstelling tot de destillatie wordt d b ontwikkeld met gebruikmaking rol. hier niet het water maar het zout uit van ionenwisselaars, die wellicht ook Zeker zijn alle technische problemen het te bewerken uitgangsprodukt ver- in een aantal gevallen voor grotere nog niet achter de rug en moet men wijderd, zodat het zoutgehalte van het ontzoutingstrajecten economisch aanveel aandacht geven aan het voor- ruwe water een grote rol speelt bij de trekkelijk zullen kunnen zijn. Het is komen van afzettingen en het tegen- economie van het elektrodialysepro- te verwachten dat evenals bij de membraanprocessen een voorzuivering van gaan van corrosie, maar men mag ces. Ook is dit het geval met de toehet te behandelen water hier noodverwachten dat hiervoor, voor elke gepaste membranen, gevoelige onderzakelijk zal blijken te zijn. situatie op zich, adequate oplossingen delen waarvan de levensduur sterk afhangt van de kwaliteit van het te be- Behalve de reeds vermelde technische kunnen worden gevonden. De andere verdampers zijn van wei- handelen water. Dit laatste zal in vele factoren die bij de keuze van een benig belang voor de bereiding van gevallen aan een zorgvuldige voor- paald ontzoutingsprocCd6 een rol spewater op grote schaal a1 vinden zij zuivering moeten worden onderwor- len is het natuurlijk noodzakelijk na

kortpnjs c t ~ m 3

0

I

2 L -tonne"

6

8 1 0 1 2 1 L w o t c r l t o n stoorn

!

Afb. I

te gaan hoe het ligt met het energieverbruik en andere kostenbepalende factoren. De thermodynamisch minimaal nodige hoeveelheid energie wordt zoals bekend bij alle procCdCs ruim overschreden. Daardoor blijkt in de praktijk de hoeveelheid energie die bij het verdampen van water wordt verbruikt, in tegenstelling tot de theorie, vrijwel niet afhankelijk te zijn van het zoutgehalte van het water. De bepalende factor daar is de mate waarin de toegevoerde warmte wordt teruggewonnen. Hoe meer warmte er teruggegewonnen wordt, hoe lager het energieverbruik. Bij een ontspanningsverdamper betekent dit het toepassen van meer trappen, meer kamers dus met een groter warmtewisselend oppervlak. Hieraan worden echter door diverse factoren grenzen gesteld 131, 0.a. door het stijgen van de investeringskosten. Voor deze verdampers geldt tegenwoordig dat een optimum wordt bereikt bij een opbrengst van 10-12 ton water per ton toegevoerde stoom met toepassing van ongeveer veertig trappen (afb. 1). Het totale energieverbruik bij zulk een verdamper bedraagt 12 tot 15 k w h / m3 geproduceerd water, hetgeen 35 tot 50 % van de totale kosten is. Bij ontspanningsverdampers is het dus belangrijk over een goedkope warmtebron te kunnen beschikken. Elektrodialyse geeft een geheel ander beeld. Daar is het energieverbruik ongeveer recht evenredig met het zoutgehalte van het water v66r de ontzouting. Het verbruik bedraagt 1,s tot 2 k w h per 1.000 p.p.m. verwijderd zout per m3, hetgeen voor zeewater neerkomt op ca. 40 kWh/m3 verkregen ontzout water en voor brak water met bijvoorbeeld 1600 mg zout per liter op 2 tot 2,5 kWh/m3.

Het grote belang dat gelegen is in het verlengen van de levensduur van de gebruikte membranen is reeds eerder genoemd [4], het blijkt uit afb. 2. Voor een economische opzet moeten dus de kosten van de voorbehandeling mede in aanrnerking worden genomen. Bij de hyperfiltratie is het energieverbruik ruwweg evenredig met de toegepaste druk. Om een voldoende stroom water door de membranen te verkrijgen is deze aanmerkelijk hoger dan de osmotische druk die bij het te behandelen water behoort. Bij zeewater met een osmotische druk van

ongeveer 25 atmosfeer wordt een werkdruk van ca. 100 atmosfeer toegepast, bij licht brak water van ca. 40 atmosfeer. Dit vraagt aan energie ca. 8,4 kWh/m3 en 3,s tot 4 kWh/m3. De levensduur van de membranen is nog onvoldoende in de praktijk bekend. Wanneer men deze stelt op zes maanden bedragen de membraankosten tussen 30 en 45 % van de totale waterkosten. Het is dus ook hier van groot economisch belang de levensduur van de membranen te verlengen. De volgende tabel maakt een vergelijking van de drie procCdCs mogelijk.

TABEL I - Vergelijking va?~ e~tkele011tzoufi1zgsprocCd6s Uitgangswater Ontspanningsverdamper Elektrodialyse

Hyperfiltratie

Produktwater mg totaal zoutlliter

zeewater brak water zeewater brak water 5000 mg/l brak water 1600 mg/l zeewater brak water

Energieverbruik kWh/m3

Investeringskosten ct/m3/ jaar

ca. 40

17 - 26-1) 14 - 192) ca. 303) ca. 153) ca.

83)

Dual-purpose, capaciteit 5 millioen ms/jaar, afschrijving 15 jaar, rente 6 yo Dual-purpose, capaciteit 50 millioen m3/jaar, afschrijving 15 jaar, rente 6 vo 3) Capaciteit 3,5 millioen ma/jaar, afschrijving apparatuur 10 jaar, mernbranen 4 jaar, rente 6 % 1) 2)

Uit deze cijfers blijkt dat voor het ontzouten van zeewater allereerst de verdampers geschikt zijn en dat elektrodialyse daarvoor niet in aanmerking komt. De energieverbruikcijfers zouden hyperfiltratie boven verdampers doen verkiezen. Of dit nieuwe procCdi: ooit de verdampers voorbij zal streven hangt af van zijn toekomstige ontwikkeling. Op het ogenblik zijn de membranen nog ongeschikt voor zeewaterontzouting, zij hebben bij de zeer hoge werkdruk een te kort leven, terwijl de vergrotingsproblemen van de installaties nog niet zijn opgelost. Voor brak water met minder dan 5000 mg zoutlliter kunnen vooral elektrodialyse en hyperfiltratie een goede oplossing bieden, terwijl voor licht brak water beneden 1600 mg zout/liter elektrodialyse de voorkeur heef t. Ten aanzien van de investeringskosten bij elektrodialyse valt op te merken dat deze in hoofdzaak afhangen van het aantal benodigde ontzoutingstrappen, dat wil zeggen van het zoutge-

halte van het te behandelen water en van het ontzoutingstraject per trap. Schaalvergroting leidt hier niet zoals bij verdampers tot een duidelijke bezuiniging. Vrij kleine eenheden kunnen dus a1 economisch werken. De investering voor hyperfiltratie is Afb. 2

nog onvoldoende bekend om hierover iets betrouwbaars te zeggen. Bij het afwegen van de twee alternatieven voor de ontzouting van brak water: elektrodialyse en hyperfiltratie moet men niet alleen op het zoutgehalte maar ook op de zoutsamenstelling letten. In het elektrodialyseproces zullen monovalente anionen sneller worden verwijderd dan bivalente, chloride dus sneller dan sulfaat. Bij de kationen is het omgekeerd, calcium en magnesium worden gemakkelijker verwijderd dan natrium; het water wordt dus onthard. De huidige membranen voor hyperfiltratie zijn vooralsnog minder geschikt voor het tegenhouden van monovalente ionen, terwijl de bivalente vrij gemakkelijk worden afgescheiden. Elektrodialyse komt dus meer in aanmerking voor situaties zoals die zich in Nederland voordoen, waar chloride een overlast betekent, terwijl hyperfiltratie nuttig is bij het ontzouten van sterk sulfaathoudende bronnen als in Amerika en Israel. Het is dus mogelijk op grond van de voorgaande overwegingen in een bepaald geval waarvoor het te ontzouten water gegeven is en ook bekend is welk gebruik van het ontzoute water moet worden gemaakt tot een keuze van de juiste ontzoutingsmethode te komen.

TABEL I1 Natuurlijke situatie watervoorziening Zoet

1. doorlopend voldoende 2. voldoende, onregelmatige aanvoer 3. gedurende bepaalde perioden onvoldoende 4. gedurende bepaalde perioden onvoldoende 5. doorlopend onvoldoende 6. doorlopend onvoldoende 7. geen 8. geen

Brak

Zout

Opslag van Opslag Opslag in Van natuurlijk Ontzouting ontzout combmtie water water

+

voldoende

intermitterend voldoende

+

fiefst niet intermitterend voldoende

+

+

+

+

additioneel voldoende

additioneel voldoende voldoende

wanneer wij zo mogelijk dicht bij huis blijven:

1. Nederland in het verleden; 2. Nederland op k t ogenblik; 3. Nederland met het Rijnwater, het IJselmeer en brak grondwater; 4. Nederland met de Noordzee, open zeearmen en zout grondwater; De belangrijke vraag blijft wanneer, 5. Nederland in de toekomst met het onder welke omstandigheden, ontzouZeeuwse Meer en brak grondting door de watertechnici in hun bewater; de toestand in Arizona en schouwingen betrokken dient te worCalifornie (binnenland); den? 6. Nederland in de toekomst met zeeHet zal U bekend zijn dat bij het ontwaterontzouting of ontzouting van wikkelen van ontzoutingstechnieken zout grondwater; Californie (kust); en het bestuderen van hun mogelijk- 7. Israel, Sahara met zoute bronnen; heden een aantal landen voorop 8. Curaqao, Griekenland (eilanden). lopen; deze zijn De Verenigde Staten van Noord- Zoals hieruit blijkt zijn er ook in ons land mogelijkheden voor de toepasAmerika; sing van waterontzouting. Het nagaan Engeland; van de betekenis hiervan voor onze Israel en watervoorziening is het werk van de daartoe in het leven geroepen ComNederland. missie Ontzouting. Aangezien het Daar ook zijn de watertechnici zich vaststellen van de toepasbaarheid van in de laatste jaren meer bewust met de verschillende technieken en hun de toepassingen van ontzouting gaan onderlinge vergelijking een nauwkeubezighouden [5, 6 en 71. rige evaluatie noodzakelijk maakt, Ik wil trachten deze mogelijkheden heeft zij een aantal werkgroepen hiermet het volgende staatje, uitgaande mee belast. Deze zullen ook voor een van de natuurlijke situatie van de aantal in aanmerking komende plaatwatervoorziening, schematisch weer te sen, a1 naar de daar geldende condities, plannen moeten opzetten. Het geven. uitwerken hiervan betekent telkens Voorbeelden van deze situaties zijn een studie op zich.

Uit een beschouwing van tabel LI valt nu reeds af te leiden dat voor de Nederlandse verhoudingen de combinatie van opslag met ontzouting, indien er a1 ontzout wordt, van belang zal zijn. Juist het zich verdiepen van watertechnici in deze ploblematiek voert tot een veel fijnere evaluatie van de mogelijkheden van ontzouting dan de nog weinig gedetailleerde uiteenzettingen van de procestechnici. Deze, die de ontzoutingsprocessen hebben ontwikkeld, komen tot kostprijzen voor het ontzoute water waar menig waterleidingman nog van schrikt (zie bijvoorbeeld afb. 1 en 2). Onder de waterdeskundigen echter hebben Golze [8] en Allen en medewerkers [9] de aandacht gevestigd op het belang van het laten werken van ontzoutingsinstallaties ter ondersteuning van wateropslagsystemen, waarvan de belasting te hoog wordt door een toenemende afname. Dit is nog eens uitvoeriger uiteengezet door Burley en Mawer [lo] die op de flexibiliteit wijzen die in het ontwerp van een ontspanningsverdamper aanwezig is en die aan een intermitterend gebruik zou kunnen worden aangepast. In het bijzonder wordt gewezen op de geschiktheid van het elektrodialyseproces voor dit doe1 indien over brak water kan worden beschikt. Met beide ontzoutingssystemen worden kostprijzen van de meeropbrengst bereikt die lager zijn dan die van het ontzoute water zelf indien

dit afzonderlijk moest worden gemaakt. Terwijl de Amerikaanse en Engelse deskundigen over opslag van water spreken in verband met tekorten in de aanvoer in de loop van een jaar of over een aantal jaren gezien en zij in vorengenoemde artikelen de tekorten in hoeveelheid door middel van ontzouting denken aan te vullen is de situatie hier in Nederland anders.

niet noodzakelijkerwijs op dezelfde wateraanvoer aangesloten behoeft te zijn als het ermee gecombineerde bekkensysteem of infiltratiegebied komen

er door deze omstandigheid een aantal combinatiemogelijkheden naar voren die zeer interessant zouden kunnen zijn.

Een tekort in de hoeveelheid water doet zich niet voor, we1 beschikken wij gedurende zekere perioden niet over water van de gewenste kwaliteit. Dit euvel dat speciaal voor het water van de Rijn geldt is door Huisman en Martijn [ll] bestudeerd. Zij hebben de werking van doorstroombekkens nagegaan als middel om de schommelingen in kwaliteit en we1 speciaal in het chloridegehalte af te vlakken. Door vernuftige indeling en bedrijfsvoering van deze bekkens komen zij tot interessante resultaten tegenover bepaalde kosten. Door het gebruik van spaarbekkens in plaats van doorstroombekkens [12] kan de inhoud van de bekkens nog worden verkleind met behoud van een even goed resultaat. Voor gelijke inhoud zijn deze bekkens echter duurder.

II

De vraag rijst wat met het invoeren van een ontzoutingsinstallatie als onderdeel van een dergelijk systeem valt te bereiken. Men kan daarbij aan de vervanging van BBn of meer bekkens Zoetwaterfabriek Terneuzen. denken en een kostenvergelijking maken in de geest van Allen, Burley en Mawer [9 en 101 waarbij de overweging geldt dat de vaste lasten van Literatuur een bekken groter kunnen zijn dan die van een ontzoutingsinstallatie. Men 1. Burley, M. J., Conference on Desalination, september 1966, Proceedings. beschikt nog niet over voldoend nauw2. Lerk, C. F.,Overzicltt van bestaaitde en in o~ltwikkeli~zg ziittde ontzoutingsieclt~tieken, keurige cijfers betreffende ontspanWater 51 (1967) 21 ; 373-382. ningsverdampers of elektrodialysein3.l Torren, stallaties in ~ ~ d omsfandin~ ~ J. ~H. vandder, O~ttzilting ~ ~ door verdamping, Water 51 (1967) 21 ; 383-390. -~ heden en evenmin zijn de kosten van 4. Ludert, J. R. A., Ontzilting met behltlp van elektrodialyse, Water 51 (1967) 21 ; 391-395. spaarbekkens behoorlijk bekend, zo5. First International Symposium on Water Desalination, Washington, oktober 1965. dat een berekening hier nog niet kan 6. Conference on Desalination as a Supplementary Water Resource, Londen, September worden gemaakt, maar dit zal zeker moeten gebeuren. 1966. Ook in de voordracht van de heer Martijn van vanmorgen, waarin hij de uitvoering van de kunstmatige infiltratie met behulp van voorraadterreinen behandelt doet zich de mogelijkheid voor CBn of meer voorraadterreinen te vervangen door een spaarbekken. Ook hier kan in principe een voorraadterrein door een ontzoutingsinstallatie worden vervangen. Aangezien een ontzoutingsinstallatie

!-A

7. Vergadering Vereniging voor Waterleidingsbelangen, Apeldoorn, december 1966. 8. Golze, A. R., Relationship between storage capacity and load factor o f a desalination planf, Desalination 1 (1966), 267-290. 9. Allen, R. G., The need for desalinatiorl, Journal of the British Nuclear Energy Society, 7 (1968) 1 ; 21-26. 10. Burley, M. J., and Mawer, P. A., Tlte conjunctive use of desali~uctionand cortventio~tal inzpounding reservoirs, Water and Water Engineering, juli (1968) ; 275-277.

11. Huisman, L., en Martijn, Th. G., Kwaliteitmerbeteri~tg in doorstroombekkens, H20 1 (1968) 3 ; 64-71, 4 ; 86-93. 12. Martijn, Th. G., Kwaliteitsverbeteri~tg in spaarbekke~ls,H20 1 (1968) 21 ; 482-488, en 1 (1968) 27 ; 572-579.

lnhoud

Voorwoord

-

Prof. ir. L. Huisman

Van goed naar beter water

-

.

.

.

.

Prof. ir. L. Huisman

. .

.

Normen aan oppervlaktewater te stellen - ir. C. Biemond

.

.

Gesloten buffering - ir. Th. G . Martijn .

.

Open buffering

Nafiltratie

-

-

ir. Tj. Hofker .

ir. C. J. Vaillant

.

,

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

,

,

Grundwasseranreicherung zur Qualitatsverbesserung - dr. Klaus Haberer Kool en ozon - ir. L. van der Burg

.

Ontharding - ir. C. van der Veen

.

Ontzouting

-

ir. J. R.A. Ludert