T E C H N I S C H E H 0 G E S C H 0 0L
-
Afdeling der Weg- en Waterbouwkunde
Nieuwe zuiveringstechnieken
29e Vakantiecursus in drinkwatewoorziening 6 en 7 januari 1977 te Delft
Overdruk uit HzO Tijdschrift voor watervoorziening en afvalwaterbehandeling
G. WIJNSTRA: New purification methods In the first part the subjects to be dealt with are shody elucidated from a historical point of view. The second part deals with the question concerning the part the purification plays in the public water supply and how this develops itself as a function of the changes in the water source on the one hand and the quality demands made upon the product on the other hand. It is stated that the necessity for the application of new purification methods increases since the water works are now being confronted with a raw water source of which the availability decreases both quantitatively and qualitatively while, on the other hand, there is a tendency to make higher demands upon the delivered product. In view of the fact that the quality of the source and the product is liable to changes, preference is given to flexible purification units which can be operated without many complications.
J. C. SCHIPPERS: Hyperfiltration Hyperfiltration, a relatively new technology, is gradually becoming an established and economical method for demineralization of saline water. The total installed desalting capacity by hyperfiltration in the world is more than 300,000 m3/day. General information on hyperfiltration and cost information on commercial plants, one with a planned 350,000 m3/day capacity is presented. It is concluded that the application of hyperfiltration in The Netherlands deverves serious consideration as an alternative for transport and storage of water with a low salt content.
Ozonization A description has been given of the properties of ozone suoh as the oxidation power, the solubility in water and its own decline to oxygen. Furthermore, there has been gone into the reactions with organic compounds in water. The average reduction of colour and taste by means of ozone is 60 and 75 q~respectively. The total organic compound content reduces to only a small extent. Detailed information has been given about the reaction mechanisms at a neutral pH (electrophilic substitution) and at a high pH (reaction with hydroxyl radicals). Moreover, mention has been made of the strong disinfection action of ozone, which only occurs when a part of those organic compounds has been oxidized. The partial oxidation of the organic compounds results in after-growth in the distribution system which can be controlled by subsequent purification steps or final chlorination. A general view has been given of the technology of the production of ozone where in special attention has been paid to the introduction of ozone into water. F i l l y , attention has been paid to ozonization in combination with other purification steps and the desired place of ozonization in the purification system. B. C. J. ZOETEMAN: Health aspects of potable water freafment Wholesome drinking water should not only contain no toxic contaminants but water treatment should also take into account a number of other aspects such as perceptual quality, reliability of the quality control, stability during distribution and availability of s k i e d water works personnel. A number
of uncertain factors which have to be taken into account in the operation and design of water treatment plants are discussed, as well as potential adverse side effects of several treatment processes. Avoidance of chemical oxidation processes, better conditioning by pH correction, and application of water quality control techniques aiming at detection of effects of contamination on the consumer in stead of detection of individual contaminants are recommended. E. C. SCHWENCKE: Deep bed filtration Some remarks are made on the principle of deep bed filtration, the influence of the filtration rate on filter design, the head loss development during filtration, the fluidization of fiter media during backwashing, and the application of upflow filtration. A short review is given of pilot plant studies executed by the Rotterdam Municipal Waterworks. These studies included experiments of terminal through dual-media filters, after coagulation, sedimentation and ozonization, and upflow filtration through coarse to f i e sand filters, also after coagulation, as method of floc removal instead of sedimentation. M. J. VAN MELICK: Flotation Flotation is the reverse process of sedimentation, the removal by gravitational rising of suspended particles, which are lighter than water. The process, at which finely divided air or gasbubbles are introduced at the bottom of the tank, is suitable to remove the floes during the coagulation of surfacewater. The number of air-bubbles and the fineness of the microair-bubbles are very responsible to the efficiency of the flotation process. Based on experience in The Netherlands and abroad, the flotation process offers the following advantages in comparison with sedimentation. - Lower overall-costs. - Better effluent quality. Easier maintenance. Plexibler exploitation. According experience with flotation at the treatment of sludge, produced by wastewater treatmentplant, we can assume that lightly polluted as well as more heavily polluted surface waters can be treated by means of the flotation, if an adequate coagulation will be possible.
-
J. J. ROOK: Discussion of chlorine and chlorine products A literature survey of the desinfecting properties of chlorine, chloramine and chlorine dioxide is presented. Relations between redox-potentials and germicidal efficiencies as given by several authors are given. The formation of chlorinated byproducts and other degradation products is discussed.
N. P. BURMAN: Slow sand filtration The available methods of construction and operation of slow sand filters make them adaptable for a wide variety of situations from the very simple involving cleaning with hand tools and labour to the highly mechanised using mechanical cleaning equipment operated by skilled labour. A slow sand filter depends for its effect on biological activity. The sand grains are a supporting medium for an abundant microflora and microfauna which utilise and oxidise the organic matter
in solution and have a &eXy of predatory activities which reduce bacterial numbers and consume particulate matter. Be& results are obtained by maintaining a constant filtration rate. Draining the bed down for cleaning or any other purpose distwbs the equilibrium between micro-organisms and sand so that bacteria become detached and wash off more readily into bhe filtrate on returning to work. Periods out of use for cleaning should therefore be as short as possible. Work is proceeding on the possible advantages of wmbining prefiltration ozonation with slow sand fitration so that the organic matter p a m y oxidised by the ozone becomes further utiliied and oxidised by microb'd action in the sand filter. W. C. VAN LIER: Activated carbon in potable water treatment This article deals with a number of aspects of the carbon application in the field of potable water purification. These are: process techniques applied (both for powdered and for granular carbon), economics, role of quality tests reactivation of carbon, etc. Part of this is illustrated by the results obtained with a number of pilot plants for granular carbon in the Netherlands.
Reeds zijn in onderstaande volgorde in boekvorm vmchenen de voordrachten van de volgende cursussen: 1. Fitratie; 2. Vervaardiging van buizen voor transport- en distributieleidingen; 3. W i n g van grondwater; 4. Waterzuivering; 5. HygBnische aspecten van de drinkwatervoorziening; 6. Het transport en de distributie van leidingwater; 7. Keuze, aantasting en bescheming van materialen voor koud- en warmwaterleidigen; 8, 9 en 10. Enige wetenschappelijke grondslagen der waterleidingtechniek I, I1 en 111; 11. Radioactiviteit; 12. Grondwater; 13. De Rijn; 14. Nieuwe ontwikkeliigen in de waterleidingtechniek op physisch, chemisch en biologisch gebied. 15. De watervoorziening en de industrie; 16. Gebruik van moderne statistische methoden; 17. Kunstmatige infiitratie; 18. De biologie en de watervoorziening; 19. Snelfiltratie; 20. Physische technologic van de waterzuivering; 21. Van goed m a r beter water; 22. Het ontwerpen van waterzuiveringsinstallaties; 23. Kwaliteitsbeheersing bij de openbare drinkwatervoorziening; 24. De Maas; 25. De openbare watervoorziening in de maatschappij van morgen; 26. Watertransport door leidigen; 27. Regel- en stuurtechniek in het waterleidingbedrijf; 28. De winning en aanvulling van grondwater en be'invloediig van de omgeving.
Nieuwe zuiveringstechnieken
ting vooral gaat om een voortdurende vernieuwing van het lucht-water grensvlak, wat bij de cokesbedden juist het geval was, was er aanvankelijk geen goed alternatief voorhanden en ontstonden er in sommige gevallen met de ontijzering van het grondwater dermate grote problemen, dat men van het grondwater overschakelde op het toen bijna nog niet vervuilde oppervlaktewater, dat met behulp van de langzame zandfiltratie goed en zonder al te veel complicaties te zuiveren was. Het feit dat men de problematiek van de waterzuivering grotendeels uit de weg kon gaan omdat men over een grondstof kon beschikken die geen of weinig zuivering behoefde, had tot gevolg dat, zoals reeds gezegd, het probleem van de openbare watervoorziening lange tijd eerder de distributie dan de winning en zuivering is geweest. Ook in ons land was dat nog niet eens zo heel lang geleden het geval omdat er bijna water dat geen zuivering behoefde. De oudste overal voldoende goed water in de grond kunstmatige grondwaterwinningen werden aanwezig was en het oppervlaktewatex nog meestal aangelegd in aardlagen, die ijzer- en niet sterk was vervuild. mangaanvrij water leverden en het is In dit verband is het dan ook kenmerkend bekend dat toen men naderhand ook ijzer- dat wij in vergelijking met de gasbedrijven en mangaanhoudend water ging winnen en niet sprelcen van waterbedrijven maar van men de bezwaren van ijzerhoudend water waterleidingbedrijven, hetgeen duidelijk was gaan inzien men met het probleem van aangeeft dat het bdangrijkste deel van de de ontijzering en de ontmanganing grote taak van onze bedrijven werd gezien als het moeite heeft gehad. Eerst heeft men voor de transporteren van water door leidingen mar ontijzering de langzame zandfiltratie, die in de afnemers, dus de distributie van het Engeland werd toegepast voor de zuivering water. van oppervlaktewater, getrouwelijk gekoNu echter de waterleidingbedrijven uit verpieerd. wild of met vervuiling bedreigd oppervlakte- en grondwater, drinkwater moeten Aan beluchting werd weinig aandacht maken en dat in steeds grotere hoeveelbesteed, zodat dikwijls moeilijkheden heden, zijn in de laatste decennia de prowerden ondervonden. Nadat het belang blemen rond de zuivering hoe langer hoe van een goede beluchting was ingezien, meer naar voren gekomen en het is dan heeft men voor deze langzarne zandfilters ook een goede zaak dat daaraan in de veelal colcesbedden aangebracht, waarover Drinkwatervakantiecursus 1977 opnieuw het water sijpelde en telkens weer uiteenspatte. Daarbij wordt het lucht-water grens- aandacht is besteed. vlak voortdurend vernieuwd, hetgeen teDe lezingen staan alle in het kader van de zamen met de lange contacttijd een zeer intensieve beluchting geeft. nieuwe zuiveringstechnieken. Nieuwe tussen De cokesbedden hadden whter ook grote aanhalingstekens, althans voor een aantal nadelen. Op de cokes werd een gedeelte van technieken die behandeld zullen worden. het ijzer afgescheiden, waardoor het cokes- Bedoeld zijn enerzijds processen, die bij de bed ging verstoppen en periodiek moest drinkwaterbereiding nog niet op grote worden leeggehaald en van een nieuwe schaal toegepast worden en anderzijds techvulling worden voorzien. Erger was, dat de nieken die op zich a1 een respectabele staat van dienst achter de rug hebben, maar nog zich op de cokes vormende afzettingen een steeds in het centrum van de belangstelling uitstelcende voedselbron vormden voor staan en als zodanig voortdurend aangepast wormachtige organismen, die in grote getale in het leidingnet konden geraken. worden aan de huidige inzichten. Een Pogingen tot bestrijding van deze organismisschien wat geforceerd voorbeeld van men door desinfectie van de cokes met deze laatste categorie is het hiervoor genoemchloor liepen op mislukkingen uit en men de cokesbed. Het is bekend dat dit naderhand in veel gevallen vervangen kon wwwas genoodzaak de cokesbedden te verden door een intensieve versproeiing boven laten en andere aeratie-processen te gaan toepassen. Daar men toen der tijd echter de filters. Bevat het water naast ijzer en nog niet wist dat het bij een goede beluchmangaan ook ammonialc, dan is een enkelVan de onderwerpen die in de voorgaande 28 Vakantiecursussen zijn gehouden hadden de meeste betrekking op de winning en de zuivering van het water en ook deze 29ste cursus zal weer aan de zuivering worden gewijd. Dit geeft we1 aan dat de problemen van de openbare watervoorziening zich in vergelijking met vroeger sterk hebben gewijzigd. Het zwaartepunt lag toen nanelijk op het terrein van de distributie. Van de oudste tijden af werd grondwater gewonnen in de vorm van natuurlijk bron-
voudige beluchting met filtratie vaak onvoldoende. Dubbele filtratie met een extra beluchting v66r de tweede filtratiestap kan dan noodzakelijk zijn. In plaats van een dubbele beluchting en een dubbele filtratie kan moeilijk te ontijzeren water vaak ook met behulp van een enkelvoudige droogfiltratie goed gezuiverd worden. Dat de zuiveringsreacties in een droogfilter in bepaalde gevallen beter verlopen dan in een nat filter vindt zijn oorzaak onder andere in de omstandigheid dat de lucht vrijelijk tot het inwendige van het filterbed lean toetreden en waarschijnlijk in de hogere turbulentiegraad. Dit zelfde gold in grote trekken ook voor het cokesbed dat bij moeilijk te ontijzeren water voor wat de ontijzering en ontmanganing betreft uitstekend functioneerde. Men zou dan ook het droogfilter kumen zien als een verbeterd cokesbed, dat door terugspoeling kan worden gereinigd waardoor de aan een cokesbed vexbonden ernstige bezwaren van een regelmatige vervanging van de vulling en de groei van wormachtige hogere organismen kunnen worden ondervangen. Een ander duidelijlcer voorbeeld van een oude techniek die nog steeds wordt gebruikt en aangepast is de langzame zandfiltratie die a1 in 1829 door Simpson bij de Chelsea Watercompany in Londen werd geintroduceerd. Bekend zijn de voortreffelijke resultaten die met deze techniek bereikt zijn bij de strijd tegen besmettelijke ziekten. Snow, een huisarts uit Londen, komt de eer toe dit als eerste te hebben onderkend, nog lang voordat Pasteur en Koch de grondslagen van de bacteriologic ontwikkelden. Het is opvallend dat deze techniek, die in Europa grote opgang maakte en voor het eerst in Nederland in het midden van de vorige eeuw werd toegepast bij de duinwaterleiding van Amsterdam, in Amerika nooit van de grond is gekomen. Doordat het hoofdelijk waterverbruik in de Verenigde Staten in vrij korte tijkl tot grote hoogte steeg, werd de aanleg van langzame zandfilters met name in sterk geindustrialiseerde gebieden met een grote bevolkingsconcentratie zeer kostbaar. Voorts hebben de nadelen in de vorm van het tijdrovende schoonmalcen door het afschuimen van de bovenste centimeters filterzand en de strenge winters in grote delen van Noord-Arnerika, waardoor de exploitatie van de open filters moeilijk of zelfs onmogelijk werd, ongetwijfeld ook een rol gespeeld. Het wekt dan ook geen verbazing, dat juist in de VS de hydraulische filterspoeling werd onwikkeld. Deze methode gaf zoveel tijdwinst, dat een kortere filterlooptijd geaccepteerd kon worden, waardoor de looptijden van
enkele weken of maanden tot enkele dagen konden worden teruggebracht. Een tweede voordeel was dat het filterbed bij het spoelen over de gehele hoogte gereinigd kon worden zodat diepbedfiltratie mogelijk werd. De eerste snelfilters met terugspoeling zijn in 1885 te New Jersey gebouwd en hebben sindsdien op grote schaal zowel in de VS als in Europa toepassing gevonden. Door het ontwikkelen van chemische zuiveringsmethoden en door de grote vlucht die de snelfiltratie de laatste decennia heeft genomen (denkt u maar aan meerlaagsfiltratie, opwaartse filtratie en filtratiehulpmiddelen) is de rol van de langzame zandfiltratie na de oorlog geleidelijk minder belangrijk geworden en ook in Europa ontstond de tendens dat ze langzamerhand als verouderd werd beschouwd. Toch kan n e n zich afvragen of deze irnpopulariteit terecht is. 'Het is niet onmogelijk dat de populariteit van de langzame zandfilters weer zal toenemen, enerzijds door toedoen van de technologische vooruitgang die zich ook op dit gebied heeft voorgedaan, anderzijds doordat bij de drinkwaterbereiding zowel de kwaliteit van de grondstof als de eisen te stellen aan het produltt de laatste jaren sterk veranderen, waardoor de mogelijkheden van de langzame zandfiltratie nu wellicht beter tot hun recht l u m e n ltomen. Dr. Burman zal daar nader op ingaan. ECn van de chemische desinfectiemethoden, waarmee het monopolie van de langzame zandfiltratie op het gebied van de zuivering van oppervlaktewater tot hygienisch betrouwbaar drinkwater werd doorbrolten is de ozonisatie. Deze methode werd voor het eerst in ons land beproefd. In 1895 bouwden Schneller, Van der Sleen en Tindal een proefinstallatie in Oudshoorn bij Alphen a / d Rijn, waarin het water uit de Oude Rijn met behulp van ozon gedesinfecteerd werd. Kort daarna werden in Parijs en in Nice grote ozonisatie-installaties op technische schaal gerealiseerd. Met name in Franltrijk nam de toepassing van ozon daarna hand over hand toe, zodat er in dit land omstreeks 1935 meer dan 100 waterleidingbedrijven waren die ozon als desinfectietrap gebruikten. De opmars van ozon als universeel desinfectiemiddel bij d e waterbehandeling werd omstreelcs 1920 gestuit doordat, als resultaat van research op het gebied van gifgassen in de eerste wereldoorlog, goedltoop chloorgas beschikbaar lcwam. Sindsdien heeft het gebruik van chloor als desinfectiemiddel een enorme vlucht genomen. Faber vermeldt in 1961 (Desinfection of Water, Int. Wat. Supply Ass., Berlin) dat chemische desinfectie bij de drinkwaterbereiding in 99 % van de gevallen door chloor en slechts in 1 % van de gevallen door ozon gerealiseerd werd.
In de zestiger jaren is het gebruik van ozon geleidelijk toegenomen; een ontwikkeling die zich dit decennium in versterkte mate heeft voortgezet. In het voorgaande is slechts CCn aspect van de chloring en de ozonisatie aan de orde gekomen. Behalve als desinfectietrappen kunnen beide processen door hun oxydatieve vermogen echter een belangrijke rol spelen bij de chemische zuivering. Zonder daar in dit stadium verder op in te gaan kan gesteld worden dat de toekomstige ontwiltkelingsmogelijlcheden van beide technieken in belangrijke mate mede bepaald zullen worden door de toxicologische aspecten van oxydatieprodukten die bij de chloring en de ozonisatie ontstaan. Terwijl bij ozonisatie de organische stoffen in water worden omgezet tot CO2 of laag moleculaire verbindingen is actieve kooladsorptie een niet destructieve methode voor de verwijdering van organische stoffen. De adsorberende eigenschappen van kool waren a1 ver voor onze jaartelling bekend. Toch heeft het tot in de 18e eeuw geduurd, voordat de eerste commerciele toepassing van kool in de rietsuikerindustrie een feit werd. Nog een eeuw later, in 1862, wordt de eerste toepassing bij de drinkwaterbereiding vermeld. Een grote stap vooruit werd in het begin van deze eeuw gedaan, toen Ostrejko 2 processen voor de bereiding van actieve kool patenteerde. Vrijwel alle actieve koolsoorten worden ook nu nog volgens deze beide basisprocessen bereid. Als grondstof kumen tientallen materialen dienen, waaronder als de meest gangbare: kool, hout, turf en been. De eigenschappen van het produkt hangen af van deze grondstof, maar ook van het aktiveringsproces, de procescondities en de nabehandeling van het produkt. Geen wonaer, dat er zeer vele actieve koolsoorten op de markt zijn, waardoor de keuze er niet gemakkelijker op wordt. Ook de uitvoeringsvormen zijn verschillend omdat gekozen kan worden tussen poederkool en korrelkool. Zonder in details te treden, kan gesteld worden, dat in een jarenlange praktijk gebleken is, dat aktieve lcool gebruiltt in de juiste hoeveelheden, bewezen heeft een zeer effectieve zuiveringstechniek te zijn voor de verwijdering van organische stoffen uit water. Vanzelfsprekend worden niet alle stoffen even goed verwijderd, maar door een juiste keuze van de soort actieve kool ltan dit nadeel zoveel mogelijk beperkt blijven. De laatste jaren is geblelcen, dat ook het hyperfiltratieproces in staat is om aanzienlijke hoeveelheden organische stof uit water te verwijderen. Hoewel hyperfiltratie in wezen een ontzoutingstechniek is, kan de
eigenschap van verwijdering van organische stof belangrijk worden, met name als in de toekomst stringente eisen aan het totale organische stofgehalte van drinkwater gesteld zouden worden. De kosten van koolfiltratie zouden dan aanzienlijk toenemen, zodat het wat duurdere hyperfiltratie-proces als alternatief overwogen kan worden. Hyperfiltratie berust op het verschijnsel osmose, dat voor het eerst in 1748 door AbbC Nollet werd ontdekt. Het zou echter nog meer dan twee eeuwen duren voordat dit proces in 1934 voor het eerst in een kleine proefinstallatie aan de universiteit van Florida werd toegepast. De bottleneck in die tijd vormden de membranen die we1 goede zoutwerende eigenschappen hadden, maar zo weinig produktwater doorlieten, dat schaalvergroting naar semitechnische installaties vooralsnog onrnogelijk leek. Hierin kwam verandering toen Loeb en Soerirajan in 1960 erin slaagden een membraan van cellulose-diacetaat te ontwikkelen dat zowel goede zoutwerende eigenschappen had als een redelijke produktie van ontzout water kon leveren. De research op het gebied van de ontwikkeling van hyperfiltratiemembranen heeft sindsdien nog tot belangrijke verbeteringen geleid. De membraanflux van de vlakke celluloseacetaat-membranen werd nog aanzienlijk verbeterd en bovendien is een geheel nieuw membraantype, de holle vezel, vervaardigd uit cellulose-triacetaat of polyamide, ontwikkeld. Dergelijlte membranen werden in 1967 voor het eerst voor cornmerciele toepassing op de marlct gebracht. In het midden van de jaren zestig is oolt het KIWA met research op het gebied van de hyperfiltratie begonuen. Aanvankelijk lag het accent op de bereiding van betere membranen maar vanaf het moment dat deze cornmercieel beschilcbaar kwamen werd het zwaartepunt van het onderzoek naar de toepassingsmogelijkheden voor de openbare watervoorziening verplaatst. Veel aandacht werd zowel hier als in het buitenland besteed aan de membraanvervuiling en de mogelijkheden om deze te voorkomen of op te heffen door een adequate voorzuivering of goede reinigingsmethoden. Vandaag de dag kan gesteld worden dat bij het hyperfiltratieproces de belangrijkste kinderziekten achter de rug zijn. E r zijn reeds tientallen commerciele installaties gebouwd, waarvan enkele met een capaciteit van honderden m3/h, terwijl nog grotere installaties met capaciteiten tot 5000 m3/h in aanbouw of in bestelling zijn. Evenals hyperfiltratie is ook het flotatieproces een technielt die pas na de 2e wereldoorlog als zuiveringstrap bij de drinkv~aterbereidingge'introduceerd werd. Deze
techniek heeft veel verwantschap met de conventionele bezinking, echter met dit verschil dat de deeltjes door aanhechting van luchtbelletjes een kleinere dichtheid dan die van water krijgen en daarom niet bezinken, maar boven lcomen drijven en dan verwijderd kunnen worden. Hopper wees er reeds in 1945 op dat flotatie een geschikte zuiveringmethode kon zijn voor de verwijdering van gesuspendeerde en colloidale deeltjes uit oppervlaktewater. Toch zou het nog tot 1970 duren, voordat het flotatieproces op grotere schaal bij de drinkwaterbereiding zou worden toegepast. In dat jaar kampte het waterleidingbedrijf van Skagersvik met problemen omdat het bezinkingsproces door het optreden van algenbloei niet meer naar behoren functioneerde. I n antwoord hierop werd een flotatie-installatie gebouwd, waarmee uitstekende resultaten werden bereikt. I n navolging van deze installatie zijn er in Zweden momenteel vele flotatie-installaties werlczaam, die met name voor algenrijk water uitstekend blijken te voldoen. Ook buiten Scandinavie neemt de belangstelling voor dit proces toe. I n Engeland heeft het Water Research Centre de afgelopen vijf jaar uitgebreid onderzoek op dit gebied gedaan, temijl sinds kort ook in Nederland flotatie-experimenten in proefinstallaties worden uitgevoerd. Een uitstekend alternatief voor flotatie vormen de moderne sedimentatietechnieken, waaronder de lamel!enbeziilking. De lceuze tussen beide alternatieven wordt voor een groot gedeelte bepaald door de waterkwaliteit en kan dus van geval tot geval varieren. Zoals bekend, wordt de conventionele bezinking over het algemeen uitgevoerd in tanks of bassins. Het bezwaar van de relatief lange verblijftijd die voor een goede bezinking in deze bassins nodig is, kan ondervangen worden door het oppervlak dat voor de accumulatie van het bezonken materiaal beschikbaar is te vergroten zonder het totale volume van de tank groter te maken. Dit idee werd a1 aan het begin van deze eeuw door Hazen geopperd. Camp onderzocht de mogelijlcheden ervan in 1946, terwijl het nog tot 1960 zou duren voordat de eerste praktische toepassing van Hazens idee beproefd werd. Het succes van deze eerste proeven leidd:: tot uitgebreid verder onderzoeli met name in de VS, waar de eerste commercide installaties volgens dit concept gefabriceerd werden. Het grote bezinkingsoppervlali in deze installaties werd verkregen door gebruik te maken van een groot aantal plastic buizen, waardoorheen het water naar boven stroomde. Vanzelfsprekend zijn ook andere uitvoeringen denlcbaar. Bekend zijn
men. Omstreeks 1940 waren er in Nederland een 200-tal waterleidingbedrijven, die onderling sterk in omvang en bestuursvorm verschilden. Dit hield nauw verbrand met het karakter van de grondstof. De meeste bedrijven verwerlrten namelijk grondwater en zoals bekend, werkt de grondwaterwinning, gezien de van nature beperkte Aan het einde van dit eerste gedeelte van de capaciteit met relatief kleine produktiealgemene inleiding kan, dacht ilc, de conclu- eenheden. Voor grote bevolkingscentra kan deze beperkte beschikbaarheid een probleem sie getrokken worden, dat de zuiveringsopleveren. In dat geval is oppervlaktewater, processen, die in deze cursus behandeld dat irnmers op CCn plaats in grote hoeveelworden, uitgezonderd flotatie, lamellenheden gewonnen kan worden een voor de bezinking en hyperfiltratie, a1 een eerbiedhand liggende alternatieve grondstof. Het waardige staat van dienst achter de rug feit, dat in ons land v66r de oorlog pralchebben. Zoals te verwachten is, worden tisch alleen Rotterdam oppervlaktewater nieuwe en aangepaste technieken in de verwerkte, geeft duidelijk aan, dat d e omdrinkwatersector ge'introduceerd op een standigheden zowel uit kwantitatief als uit tijdstip 'dat ten gevolge van lokale omstanlcwalitatief oogmerlc gunstig waren voor de technieken onvoldoende resultaten opgrondwaterwinning. levert. Bij het bepalen van de uiteindelijke Tot aan 1950 toen het totale waterverbruik ren. Bij het bepalen van de uiteindelijlce in Nederland ruim 300.10%m"/jaar was, levenskansen van €en op deze wijze geis in deze situatie slechts weinig verandeintroduceerde techniek spelen veel meer ring gekomen. aspecten een rol dan alleen de technologische prestaties van het proces zelf. Zoals bekend, is Nederland daarna in snel Van groot belang is bijv. de prijsontwiktempo van een landbouw- en handelsstaat keling van het drinkwater, die, in opwaartse geevolueerd naar een dichtbevolkt ge'induslijn bewegende, de mogelijlcheden voor de trialiseerd land met zware basis-industrieen wat duurdere geavanceerde technielcen doet en chemische bedrijven. toenemen. Ook de verandel'ingen van de Bekijken we de periode van 1950 tot 1970 grondstof voor het zuiveringsproces enerdan heeft de waterbehoefte van bevolking zijds en van de kwaliteitseisen gesteld aan en industrie een sterk dynamische groei te het produlct anderzijds kunnen er de oorzien gegeven. Juist in het westen van ons zaak van zijn dat zuiveringstechnieken die land, waar de omstandigheden voor grondin het verleden slechts sporadisch werden waterwinning het minst gunstig zijn, was toegepast, in toenemende mate ingang deze groei het sterkst. Gelukkig heeft men vinden. tijdig zien aankomen, dat met name de Tenslotte kunnen andere randvoorwaarden capaciteit van de duinwaterwinplaatsen zoals de energieprijzen en de eisen van onvoldoende zou zijn, zodat a1 in de vijftiger ruimtelijlce en planologische aard het gangjaren twee grote water~inbedrijvenaan de bare zuiveringsproces aanzienlijk verandeLek zijn gebouwd. ren en als zodanig de introductie van Hct betreft de NV Watertransportmaatalterna tieve zuiveringtechnieken bevorderen. schappij Rijn-Kennemerland en de Duinwaterleiding van 's-Gravenhage, die grote Het tweede gedeelte van deze inleiding hoeveelheden oppervlaktewater naar d e handelt over de vraag wat de plaats van de duinen transporteerden, waar ze in de duinzuivering in de openbare watervoorziening gebieden van Amsterdam, het Provinciaal is en hoe deze plaats zich ontwikkeld heeft Waterleidingbedrijf van Noord-Holland en als functie van de verandering van d e van Den Haag werden geinfiltreerd. grondstof enerzijds en van d e kwaliteitsHet uit de duinen teruggewonnen mengsel eisen gesteld aan het produkt anderzijds. van oorspronkelijk duinwater en ge'infiltreerd In onze bedrijfstak kennen wij drie hoofdriv'ierwater is eigenlijk fen soort halfactiviteiten, te weten: fabrikaat dat deels het karakter van grond1. het verkrijgen van de grondstof; water heeft aangenomen, terwijl anderzijds 2. het verwerken van de grondstof tot de afkomst uit rivierbvater nog duidelijk produlct. merkbaar is. 3. het afzetten van het produkt. De sterke stijging van het waterverbruik (in de naoorlogse periode is het verbruik Zoals reeds is opgemerkt, heeft in de eerste meer dan verdrievoudigd) had tot gevolg, dat in het westen van ons land naast jaren van onze bedrijfstak de derde hoofdgrondwater steeds meer oppervlaktewater activiteit, de distributie, een overheersende als grondstof voor de drinkwaterbereiding plaats ingenomen. m o s t worden vexwerkt. De kwaliteit van Tot aan het begin van de 2e wereldoorlog dit water, in hoofdzaak aflcomstig van de is in deze situatie weinig verandering gekobijv. de platenbezinlcers die met name in Europa ingang vonden en de lamellenbezinking die in Zweden ontwikkeld werd en omstreeks 1970 op de markt kwam. Beide systemen worden momenteel door enkele waterleidingbedrijven in Nederland toegepast.
Rijn ging echter snel achteruit. De kunstmatige chloridelast van de Rijn steeg van jaar tot jaar, reden waarom het KIWA als centraal keurings- en speurwerkinstituut van de bedrijfstak de mogelijkheden van ontzoutingsprocessen ging bestuderen. Onderzoelc werd gestart op het gebied van de flash-verdaming, de elektrodialyse en de hyperfiltratie, waarvan met name het laatste proces de beste mogelijkheden leek te hebben om het zoutgehalte van het oppervlaktewater te verminderen. Ook de verontreiniging van de Rijn met organische verbindingen steeg onrustbarend, reden waarom zuiveringstechnieken voor de verwijdering van organische verbindingen zoals actieve koolfiltratie, poederkooldosering en ozonisatie in het centrum van de belangstelling kwamen te liggen. De angst voor schadelijke effecten op de volksgezondheid bij het gebruik van gezuiverd oppervlaktewater gaf daarnaast de stoot tot een sterke verbreding van het analytisch chemisch onderzoelc in de bedrijfstak. Terwijl dit van oudsher geficht was op eenvoudfge anorganische parameters werd nu het accent duidelijk verlegd naar de bepaling van organische verbindingen in steeds kleinere concentraties. Deze ontwiklceling werd mede mogelijk gemaakt doordat de mogelijkheden van de instrumentele analyse vrijwel onbeperlct bleken te zijn en de markt overstroomd werd met steeds geavanceerdere analyse-apparatuur.
verschuiving naar de winning en de zuivering zich in versterkte mate voortgezet. Wat betreft de waterwinning verslechterde de kwaliteit van de Rijn nog verder ondanks alle pogingen om hieraan in internationaal overleg een einde te maken. Dit heeft er de afgelopen jaren toe geleid dat bij de oppervlaktewaterwinn'ing een verschuiving heeft plaatsgevonden van Rijnwater naar het tot op heden wat minder vervuilde Maaswater. Terwijl de problemen op het gebied van de oppe~laktewaterwinningvooral van kwalitatieve aard waren, ontstonden er bij de grondwaterwinning langzamerhand problemen van kwantitatieve aard, met name in die gebieden waar de belangen van natuur en landbouw door grondwaterstandsdalingen geschaad zouden kunnen worden.
meeste gevallen het oppervlaktewater) aanwezig zijn of er tijdens de zuivering aan worden toegevoegd. Voor het bestuderen van deze effecten staan vele wegen open. Zo is het effect van de hardheid van het water op hart- en vaatziekten met behulp van epidemiologische studies onderzocht. Een andere benadering is het uitvoeren van toxicologische onderzoekingen op specifieke verbindingen die in water voorkomen. Een probleem bij deze benadering is dat door de vooruitgang van de instrumentele analysetechnieken steeds kleinere concentraties van steeds meer verschillende stoffen aangetoond kunnen worden. Het lijkt onmogelijk de invloed op de volksgezondheid van a1 deze verbindingen na te gaan, zodat men tot een keuze gedwongen zal worden. Bij de vertaling van de resultaten van dergeDoor deze ontwilckeling, die een bedreiging lijke studies naar werkelijke produkteisen zoals die bijv. bij de EEG in voorbereiding inhielld voor de continu'iteit zowel van de zijn, dienen ook argumenten van praktische grondwater- als van de oppervlaktewaterwinning, is eens te meer duidelijk geworden en economische aard mee te spelen. Hoe vanzelfsprekend het ook is dat voldat het vraagstuk van de waterwinning doende garanties en vei6gheden worden ten behoeve van de openbare watervooringebouwd ten einde een optimale drinkziening niet 10s gezien kan worden van het waterkwaliteit te verkrijgen, het zal nooit waterbeheer als geheel en dat m e name mogelijk zijn een absoluut risicovrij produkt rekening gehouden zal moeten worden met andere belanghebbenden bij een goed water- te leveren. De optimale drinlcwaterkwaiiteit zal daarom beheer, die vaak historisch bepaalde door afweging van kosten en risico's bewensen hebben. Dit noodzaakt tot een paald moeten worden en afhankelijk van de centrale planning en coordinatie van de mogelijkheden op technologisch en finantoekomstige waterwinprojecten in nauwe cieel gebied, de maximale drinkwatersamenwerlcing met de Rijksoverheid. kwaliteit dichter kunnen benaderen. Deze centrale planning heeft inrniddels Samenvattend kan men van de periode van 1950 tot 1970 stellen, dat de evolutie van een gestalte gekregen door het Structuurschema 1972, waarin voor de lange termijn (ca. 30 landbouw- en handelsstaat naar een dicht Door de genoemde ontwiklceling op het jaar) door de Regering de te verwachten bevolkt ge'industrialiseerd land een sterke gebied van de produlctdsen en de onmogelijkomvang van de drink- en industriewaterstijging van het totale waterverbruik in heid om de kwaliteit van het oppervlaktevoorziening met de daarbij te realiseren Nederland heeft veroorzaakt. De gedeeltewater dat als grondstof voor de openbare infrastructurele werlcen is aangegeven. lijke overgang van grondwater naar opperwatervoorziening wordt gebruikt, op korte vlakte~vaterals grondstof voor de openbare Op grond van dit Structuurschema wordt termijn te verbeteren, is het belang van momenteel door het Planbureau van de watervoorziening, die hiermee samenhing, een goede zuivering de afgelopen jaren nog heeft een duidelijke accentverschuiving met VEWIN in overleg met het RID een tienverder toegenomen. Daarbij is steeds duidezich meegebracht naar de derde hoofdactivi- jarenplan opgesteld, dat aangeeft welke lijker geworden dat een goede zuivering projecten in het Structuurschema op de teit: de winning en de zuivering. meer is dan de som van het effect der middellange termijn tot uitvoering dienen De gevolgen van deze accentverschuiving deelprocessen. te worden gebracht. voor de bedrijfstak waren ingrijpend. Een optimale afstemming van de deelEnerzijds veranderde het gezicht van de processen op ellcaar, uitgaande van een bedrijven zelf doordat procestechnologen, Behalve dat de afgelopen jaren de beschikgrondige kennis van de prestaties van elk analytische chemici en bacteriologen hun baarhgid van de grondstof zowel in kwander afzonderlijke technieken, is daarom intrede deden in bedrijven waar van oudsher titatieve als in kwalitatieve zin verslechterde, noodzakelijk. De randvoorwaarden op het civieltechnici en werlctuigkundigen, wellicht is een duidelijke tendens zichtbaar geworden gebied van de economie, de ruimtelijke ondersteund door een enkele chernicus, hun naar het stellen van hogere eisen aan het ordening, de energieprijzen en de afvaltaalc naar behoren hadden kunnen volaf te leveren produlct. Niet voldoende problematielc, zoals bijv. de slibverwerking, brengen. Anderzijds veranderde het gezicht benadrukt kan worden, dat de uiteindelijke zullen de uiteindelijke mogelijlcheden van van de bedrijfstak als geheel, doordat de produkteisen voldoende wetenschappelijk de verschillende processen bepalen. problemen van het heden en de zorg voor onderbouwd moeten zijn. Dit te meer daar Daarbij kan niet genoeg benadrulct worden de contin~l'iteitin de toekomst, tot samendeze eisen aanzienlijke consequenties zowel dat oolc de conventionele technieken die a1 werking noopten, waardoor de historisch op financieel als op technologisch gebied vele jaren hun mogelijkheden bewezen gezien sterlc gedecentraliseerde bedrijfstak met zich mee kumen brengen. Van groot hebben, van grote waarde kunnen blijven. gedwongen werd, zich aaneen te sluiten en belang zijn met name de chronische effecten Zo zullen alleen overtuigende bewijzen over steeds meer taken gezamenlijk uit te voeren. op de volksgezondheid van chemicalien het ontstaan van haloformen en de gezondIn de zeventiger jaren heeft de accentdie in de grondstof (dat wil zeggen in de heidsrisico's ervan tot een drastische
wijziging van het gebruik van desinfectiemiddelen bij de drinkwaterbereiding aanleiding mogen geven. Alvorens tot dergelijke ingrijpende stappen te besluiten zal onderzocht moeten worden in hoeverre de chloring op een andere plaats in het zuiveringsproces minder risico's met zich meebrengt en in hoeverre met behulp van eenvoudige technieken als beluchting de eventueel gevormde verdachte verbindingen weer verwijderd kunnen worden. Andere conventionele technieken zoals bijv. langzame zandfiltratie kunnen in het licht van de veranderende randvoorwaarden in de toekomst wellicht een belangrijkere rol bij de watefbereiding innemen dan nu het geval is. Daarnaast zullen nieuwe ontwikkelingen, waaronder ook diegene die in deze cursus aan de orde zullen komen, nauwgezet gevolgd moeten worden en tijdig in het geheel van het zuiveringsproces moeten worden ge'integreerd. Dit vereist een krachtig onderzoekprogramma, waarbij een nauwe samenwerking vereist is, zowel in de bedrijfstak zelf als tussen onze en andere bedrijfstakken zoals de afvalwatersector, die met een sterk verwante problematiek geconfronteerd wordt. De richting van dit onderzoekprogramma en de prioriteit ervan in het geheel van de belangen van de openbare watervoorziening zal waar mogelijk afgesternd moeten worden op de toekomstverwachtingen, zowel op korte als wat langere termijn. Belangrijke hulpmicfdelen hiemoor vormen het Structuurschema en de tienjarenplannen, die immers een inzicht geven in de toekomstige waterbehoefte in Nederland en de wijze waarop de hiervoor benodigde capaciteit gerealiseerd zal kunnen worden. In het Structuurschema 1972 wordt een sterk stijgende waterbehoefte voorspeld, met het gevolg dat, gezien de beperkte beschilcbaarheid van grondwater, overwegend oppervlaktewater als grondstof voor de openbare watervoorziening gebruilct zal moeten worden. Vanzelfsprekend zal hierdoor een sterk accent op de oppertlaktewatern~kefingkomen te liggen, waarbij een verdere detaillering van het onderzoekprogramma mogelijk is, uitgaande van de gekozen infrastructurele werken. Inmiddels bestaat de indruk dat de waterbehoefte een minder sterke toename zal vertonen dan bij het opstellen van het Structuurschema verwacht werd. De consequentie hiervan voor het oosten, noorden en zuiden van ons land zou kunnen zijn dat hier ook in de verdere toekomst grondwater de voornaamste bron voor de drinkwatervoordening zal kunnen blijven. Voorwaarde is dan we1 dat een goed grondwaterbeleid wordt gevoerd, waarbij de beschikbare hoeveelheid grondwater met grote zorgvuldigheid wordt beheerd.
In het westen van Nederland zal, ook bij een geringere stijging van de waterbehoefte, oppervlaktewater de belangrijkste grondstof voor de openbare watervoorziening blijven. Een belangrijke consequentie van een eventueel wat minder sterke toename van de waterbehoefte kan zijn dat op grond van economische motieven de nadruk meer dan in het verleden komt te liggen op projecten die fasering mogelijk maken. Voor de zuiveringstechnieken betekent dit dat een voorkeur zal ontstaan voor eenheden die zonder al te veel complicaties vermenigvuldigd kunnen worden. Naast deze eis van faseerbaarheid zal ook de eis van flexibiliteit steeds zwaarder worden. De zuiveringsinstallaties zullen zodanig gebouwd moeten worden dat veranderingen ten gevolge van zich wijzigende inzichten, bijv. omtrent de optirnale plaats van een bepaalde techniek in het gehele zuiveringsproces, zonder grote kosten kunnen worden aangebracht. Voor wat de algemene inldding betreft meen ik het hierbij te moeten laten. Samenvattend kan worden gesteld, dat de openbare watervoorziening enerzijds wordt geconfronteerd met een grondstof waarvan de beschikbaarheid zowel in kwantitadeve als in kwalitatieve i5n verslechtert, terwijl er anderzijds een tendens is naar het stellen van hogere eisen aan het af te leveren produkt. Daardoor ontstaat er een groeiende noodzaak van de ontwikkeling en toepassing van nieuwe zuiveringtechnieken. Belangrijk daarbij is dat de technieken die op dchzelf a1 een respectabele staat van dienst achter de rug hebben, onder aanpassing aan de huidige inzichten, nog steeds in het centrum van de belangstelling blijven staan. In dit verband herinner ik mij dat men bij binnenkomst in de ha1 van CCn van de waterleidingen'bdrijven in de VS, ik meen dat het Cincinnati is, een in de vloer aangebrachte zware ronde glasplaat ziet, waardoor men in de re'inwaterkelder kan kijken die zich onder de halvloer bevindt. Op de bodem van de kelder is een verlichting aangebracht zodat men door de glasplaat kan zien hoe helder en schoon het water is. In de rand van de glasplaat staat een bijbeltekst uit 2 Koningen 2, vers 21, waarvan de Nederlandse vertaling luidt: 'Zo zegt de Here: Ilc heb dit water gezond gemaalct, daar zal geen dood nog onvruchtbaarheid meer van worden'. Elisa sprak deze woorden toen hij zout wierp in een bron te Jericho, waarvan het water zoals in vers 19 staat, kwaad was. Dat moet omstreeks 900 voor Christus zijn geweest. Vandaag de dag, dus bijna 30 eeuwen later, gebruilcen we nog steeds zouten in de
vorm van ijzer- en aluminiumzouten voor de zuivering van water, maar clan aangepast aan de hu'idige inzichten.
@@a
Hyperfiltratie
In de evenwichtssituatie die na enige tijd
Inleiding
optreedt is het hoogteverschil tussen beide De naam hyperfiltratie veronderstelt dat vloeistoffen, gelijk aan de osmotische druk. wij hier te maken hebben met een filtratieVerhagen wij hierna de druk op de zoutmethode, die tot meer in staat is dan elke oplossing dan gaat het proces de verkeerde andere filtrarietechniek. of omgelceerde kant uit. Het proces is dan In werkelijkheid is dit ook het geval omdat ook aanvanlcelijk omgekeerde osmose hiermee niet alleen zwevende stoffen, genoemd. Later heeft men ingezien dat wat collo?den, bacterien en virussen uit het water hier gebeurt helemaal niet zo verkeerd is. gefiltreerd kunnen woiden, maar ook opgeEn is het proces hyperfiltratie genoemd. loste zouten en organische stoffen. Nadat Reid in 1954 zijn eerste proeven had Hyperfiltratie is niet alleen een techniek genomen, heeft het nog tot 1960 geduurd die meer kan dan andere filtratiesystemen, voor Loeb en Sourirajan membranen het is bovendien een nog jonge techniek. maakten die voor toepassing in de praktijk gescmt waren [2]. Omstreeks 1967 -zeven jaar later -werden de eerste commerciele installaties gebouwd. Het heeft daarna nog tot 1971 geduurd voor in Greenfield in de VS de eerste installatie, zij het een kleine, in bedrijf is genomen ten behoeve van de openbare drinkwatentoorziening [3]. Voor echter de toepassingen van hyperfiltratie te noemen zal eerst nader ingegaan qorden op Pas in 1953 is door Reid de gedachte gehet principe. opperd dat het mogelijk moest zijn zouten door middel van filtratie uit water te verwijderen. Hij ontleende deze gedachte Principe aan het verschijnsel osmose dat reeds in Het mechanisme van de werking van een 1748 door de geestelijke Nollet was onthyperfiltratiemembraan kan het gemakdekt [I]. kelijkst aan de hand van het model dat Het verschijnsel osmose treedt op wanneer Sourirajan hietvoor heeft opgesteld, wij bijv. een zout-oplossing gescheiden verklaard worden. Hij gaat ervan uit dat het houden van zuiver water door middel van een mechanisme van de filtratie gebaseeid is halfdoorlatend membraan. Halfdoorlatend op zeefwerking. Deze zeefwerlung komt in betekent in d!it geval dat we1 het water maar belangrijke mate tot stand door een verschil niet het zout het membraan kan passeren. in tidsorptie van water en die van de opgeloste Roffen aan het membraan. Het water wordt in hot algemeen veel beter geadsorIn deze situatie zoals in afb. 1 is geschetst, beerd dan zouten. Herdoor ontstaat bij diffundeert er zuiver water door het memhet membraanoppervlak een dun laagje braan naar de zoutoplossing. Dit proces gaat door tot er evenwicht bereikt is. zuiver water met een dilcte van ongeveer 10 A. In afb. 2 is dit in tekening gebracht. Is de pofiengrootte in het mernbraan kleiner Afb. 1 - Principe van ontgekeerde osnzose of Izyperfiltratie. dan tweemaal deze laagdikte, d m zal er alleen zuiver water door het membraan OSMOSE gaan. Sommige organische stoffen worden echter beter dan zouten aan het membraan geardsorbeerd.Hetgeen inhoudt dat zij gemalckelijker het membraan passeren dan zouten.
I
I
Afb. 2 - Meclzanisttte van de ~verkingvan eet; ~tzernbraanvolgens Sourirajan. OSMOTISCHE DRUKVAN OPLOSSING A
OMGEKEERDE OSMOSE
$,#M,
P>OSMOTISCHE DRUK
In de praktijk komt het er ruwweg gesproken op neer dat organische stoffen met een molecuulgewicht kleiner dan 200 gedeeltelijk en die met een groter nagenoeg volledig worden tegengehouden. De werking van membranen wordt in het algemeen beoordeeld aan de hand van het zoutwerend vermogen (oolc we1 retentie genoemd) en de doorlatendheid voor water. Voor het zoutwerend vermogen (R) geldt Cm-cp ) x 100% R =( Cm waaiitx R = zoutwerend vermogen; Cm = concentratie bij het membraan; Cp = concentratie in het produlct. (Voor de retentie van organische stoffen geldt uiteraard een analoge betrelcking.) Voor de doorlatendneid van een membraan voor water geldt F A= Ap-AII waarin A = doorlatendheid van het mernbraan; F = transport van water door het membraan per m' membraanoppervlalc per dag (Flux); Ap = drukverschil; A II = osmoeische druk. Uit het bovenstaande blijkt dat de osn~otische druk het watertransport door het membraan tegenwerkt. Bij hyperfiltratie van zeewater moeten wij rekeriing houden met een osmotische druk van ongeveer 28 atm. Deze speelt dan ook een belangrijke rol. Voor water met een zoutgehalte van 1000 mg/l is deze druk evenredig lager en bedraagt ongeveer 1 atm. Concentratiepolarisatie Tijdens het hyperfiltratieproces wordt water door een membraan geperst en worden zouten tegengehouden. Dit betekent dat deze zouten de neiging zullen hebben zich op te hopen bij het membraan. Anderzijds verwijderen zij zich door diffusie en door transport middels het langsstromende water. Het gevolg is dat er een evenwichtssituatie ontstaat waarbij de concentratie bij het membraan uiteindelijk hoger is dan in de rest van het water. Dit verschijnsel heet concentratiepolarisatie. In afb. 3 is het ontstaan van het verschijnsel in beeld gebracht 141. Concentratiepolarisatie treedt niet alleen op bij zouten maar ook bij organische stoffen, colloiden en zwevende stoffen. Het effect bij deze stoffen is bovendien nog vele malen groter dan bij zouten omdat hun diffusiesnelheid aanzienlijk lager is, met het gevolg dat het transport van het membraan naar de rest van de vloeistof Wager verloopt.
Membraansystemen
WATER
FLUX FW
ZOUT FLUX F,
I Ajb. 3 - Het principe van co~~centratiepola,isatie.
FLUX IN M31KZ.IT'
A f b . 4 - Het verband trisserl flux en zoutkerend~~ernrogen voor cellulose-acefaat nze~r~branert bij 40 nto er1 20 "C.
eigenschappen, dat toepassing in de praktijk binnen bereik kwam. Zij maakten hun membranen van celluloseacetaat en konden door een warmtebehan1. De osmotische druk neemt toe bij het deling toe te passen die zoutwerende eigenmembraan, daar de concentratie van zouten schappen bereiken die ze wensten. hier hoger is. Het gevolg is dat de drijvende Een hoog zoutwerend vermogen bleek kracht afneemt zodat de flux door het echter steeds gekoppeld te zijn met een Iage membraan afneemt. doorlatendheid voor water. 2. Het zouttransport door het membraan Dit geldt evenzeer voor de door Dupont in neemt toe daar de concentratie bij het 1967 op de markt gebrachte membranen melnbraan is toegenomen. van polyamide. 3. Minder goed oplosbare zouten zoals Afb. 4 illustreert het verband tussen retentie calciumcarbonaat en calciumsulfaat kunnen en doorlatendheid voor cellulose-acetaatomdat hun oplosbaarheidsprodukt wordt membranen. overschreden op het membraan neerslaan. De membranen die op de markt zijn, Hierdoor neemt ,de flux door het membraan heb'ben een retentie van 90 i 97 %. Het is af. hiermee mogelijk brak water met een totaal 4. Stoffen met een hoog molecuulgewicht, zoutgehdte tot ongeveer 5000 mg/l in CCn collo'iden en zwevende stoffen kunnen zich fase te ontzouten tot een gehalte van 500 op deze wijze eveneens op het membraan mgll. afzetten. De flux door het membraan neemt (Dit gehalte van 500 mg/l wordt door de hierbij eveneens a£. WHO aangegeven als het maximaal genrenste zoutgehalte voor drinkwater.) Daar de genoemde effecten ongewenst zijn Voor de ontzilting van zeewater met een is het no8ig de concentratiepolarisatie bintotaal zoutgehalte van ca. 35.000 mgjl is de nen de perken te houden [5]. retentie van deze membranen te gering om Wij kunnen dit op de volgende wijze in CCn stap een voldoende resultaat te bereiken: bereiken. Dit proces is dan ook aanvankelijk 1. De stofoverdracht verbeteren bij het in twee stappen uitgevoerd. membraan door bijv, de snelheid van het De afgelopen paar jaar zijn echter memwater langs het rnembraan te verhogen. branen van andere polymeren ontwikkeld 2. De flux van het water door het memwaarmee wi?l in CCn fase zeewater ontzout braan te verlagen door bijv. de druk te kan worden tot een gehalte van 500 mgjl. reduceren. In de komende jaren kunnen wij gezien de hoeveelheid research die op dit gebied Beide methoden worden in de praktijk uitgevoerd wordt verwachten dat memtoegepast. branen ontwikkeld zullen worden met een hoge retentie en met een grotere doorMembranen latendheid voor water, dan nu reeds het Membranen worden gemaakt van organigeval is. Hierdoor kan de druk van 27 ato sche polymeren en hebben een dikte van die momenteel toegepast wordt bij behanongeveer 0,l mm. deling van licht brak water en die van 54 Zoals reeds gezegd is waren Loeb en ato die voor ontzilting van zeewater nodig Sourirajan de eersten die membranen is, waarschijnlijlc nog met 20 i 40 % vermaakten met een zodanige doorlatendheid laagd worden. De energiekosten worden voor water en voldoende zoutwerende hierdoor in belangrijke mate verlaagd [6]. Het optreden van concentratiepoiarisatie heeft voor de praktijk dan ook enkele belangrijlce nadelige effecten, zoals
Een membraan bestaat zoals reeds gezegd uit een dun vlies met een dikte van 0,l mm. Het zal duidelijk zijn dat dit niet in staat is zonder meer de betrekkelijk hoge drulclcen die worden toegepast (27 tot 54 atmosfeer) te weerstaan. Om aan deze eis toch te voldoen zijn een aantal systemen ontwikkeld. De vier belangrijkste membraansystemen die voor ontzilting van water worden toegepast, zijn: - het buisvormig; - het spaghetti; - het spiraalgewonden; - het holle vezel. 1. Buisvormig mem braansysteem Bij dit systeem wordt het membraan aangebracM aan de b'innenzijdevan een poreuse buis van bijv. ge'impregneerd papier. Deze buis is vervolgens in een drukbestendige steunbuis geplaatst die van kleine gaatjes is voorzien voor de afvoer van het produkt. Het water stroomt dus van binnen naar buiten door het membraan. Een aantal van deze buizen wordt in serie geplaatst, door de uiteinden in flenzen met kanalen te steken, zoals in afb. 5 is te zien. Het geheel wordt een module genoemd. Het nadeel van dit svsteem is dat de capaciteit van een module betrekkelijk gering is. Anderzijds heeft het het voordeel dat het betrekkelijk ongevoelig is voor vervuiling. 2. Spaghettinlem braansysteem Hierbij is het membraan aangebracht op een geweven kunststof kous, die over een flexibele staaf met groeven is geschoven. Dit geheel doet denken aan slierten spaghetti, A f b . 5 - Buisvorr~tign~er~zbraa~t systeenl.
A f b . 6 - Spaghetti r~re~r~brann systeent. I
1
Afb. 8 - Holle vezel membraan systeem.
1
I
Afb. 7 - Spiraal gewonden membraan systeem.
waaraan het dan ook zijn naam ontleent. Enkele tientallen spaghetti's worden in bundels in een drukbestendige buis geplaatst, om op die wijze een mfodulete vormen (die afb. 6). De capaciteit van deze module is hoger dan van die, welke met buisvormige membranen is uitgerust. Het heeft daarentegen het na'deel dat het gevoeliger is voor vervuiling.
gevoelig voor vervuiling. Ongeveer 20 % van de gebtalleerde capaciteit van de hyperfiltratie-instdlatiesis op dit moment uftgerust met deze modules. Opbrengst Het percentage voedingwater dat omgezet wordt in produkt wordt de opbrengst genoemd. Omdat het voedingwater met een redelijke snelheid langs de membranen m o b stromen om de concentratiepolarisatie binnen de perken te houden is de opbrengst per module meestal onvoldoende. Om toch een voldoend hoge opbrengst te halen worden een aantal modules in serie geplaatst. De snelheid in de modules neemt echter af omdat er produktwater door de membranen vedwijnt. Om dit euvel te ondemangen k u ~ e wij n een zgn. kerstboomopstelling toepassen (zie afb. 9). Hetzelfde effect kan bereikt worden door BBn of meer circulatiepompen toe te passen (zie afb. 10). Dezeopstding heeft echter het nadeel 'dat de extra pompen en het extra leidingwerk dat nodig is de installatie duur'der maken. Er wordt in h b algemeen naar gestreefd een hoge opbrengst te bereiken, omdat er dan weinig energie met de brijn verloren gaat. Een hoge opbrengst heeft eehter weer het nadeel dat de concentratie van de v m n t reinigingen toeneemt, waardoor de membranen sneller vervu'ilen.
3. Spiradgewonden mem braansysteem Dit systeem 5s in principe opgebouwd uit twee Vlakke membranen, die op elkaar gelegd worden en aan dfie buitenzijden aan elkaar gelijmd worden, zodat een enveloppe ontstaat. Aan de brinnenzijde is deze enveloppe gevuld met een poreus materiaal, aan de buitenzijden wordt een spacer van kunststof gaas gelegd. Nadat de open zijde van de enveloppe op een buis is aangesloten, wordt het geheel opgerold en in een drukbestendige buis gebracht. Het voedhgwater stroomt hierbij dus in de lengterichting van de module langs het membraan terwijl het produkt via het poreus mateiiaal aan de binnenkant van de enveloppe naar de centrale afvoerbu'is gaat (zie afb. 7). Deze module heeft een betrekkelijk hoge capaciteit terwijl het betrekkelijk ongevoelig is voor vervuiling. Meer dan 70 % van de gei'nstalleerde capaditest van hyperHet grootste technologische probleern dat filtratie-installaties,*isdan ook u5tgerust zich voordoet bij hyperfiltratie is het optremet Qt type module. den van v e n d i n g van de membranen. 4. Holle vezelmembraansysteem Deze vavu'iling kan een aanzienlijke daling van de capaciteit van de installatie veroorDe membranen van dit systeeni bestaan uit zaken, zodat dit ongewenst is. holle vezels met een dikte van ongeveer De belangrijkste oorzaken van vervuiling 0,l mm. De ulteinden van een bundel vezels van ca. 1 miljoen stuks wolden in een van membranen is de aanwezighdd ven: kunststof flens gegoten. Het geheel wordt in Afb. 9 - 'Kerstboom' schakeling. een drulcbestendige buis geplaatst, waarbij de kunststof uitehden als afdichting diens't doen. Het water stroomt hierbij dus van de buitenzijde van de vaels naar binnen (zie a&. 8). Deze module heeft het grootste membraanoppemlak en heeft dan ook de grootste capaciteit. 1Hb is echter tevens het meat
1
-
I
Afb. 10 Circulatie sysfeem.
1. opgeloste stoffenmet een geringe aplosbaarheid, zoals - calciurncarbonaat en calciumsulfaat; - organische humusverbindingen; - ijzer- en mangaancomplexen van humusverbindingen; 2. colloi'den, zoals - olie;
- ijzer- en mangaanoxiden; - zwavel; - humusverbin~gen;
3. gesuspendeerd materiaal, zoals - kleideeltjes;
- bacterien; - detritus. Voor de praktijk betelcent dit in het algemeen dat oppervlaktewater gemiverd moet worden door bijv.: - chloring (desinfectie); - coagulatie met ijzer- of aluminiumzouten; - vlokverwijdering; - snelfiltratie. De kwaliteit van het water na d a e behandeling is meestal voldoende voor het buisvormig membraansysteem. Voor het spaghetti- en spiraalgewondensysteem hangt het sterk af van de kwaliteit van het ruwe water of de genoemde voormivering vddoende is. Holle vezels daarentegen vergen meestal een extra coagulatiestap, gevolgd door snelfiltratie (zgn. 'in line coagulatie'). Wordt brak grondwater als grondstof gebruikt dan kan vaak een voorzuivering achterwege blijven. Vervuiling door precipitatie van calciumcarbonaat kan door de veflaging van de pH door bijv, de dosering van zoutzuur, zowel voor g r o ~ dals - oppervlaktewater afdoende bestreden worden. Ook worden complexvormende stoffen zoals polyfosfaten toegepast, hiermee ban boventfien de precipjtatie van calciumsulfaat worden voorkomen. Naast de dosering van zoufx.mr en polyfosfaten wordt ook ontharding toegepast. Ionenwisseling wordt vaak voor kleine installaties gebruikt. Voor grote installaties zoals die op dit moment in Saoedi-Arabie worden gebouwd met een capaciteit van 120.000 m3/tIag, past men kdk-sodaontharding toe. Ondanks een zorgvuldige voorzuivering en de dosering van chemicaen is het nodig de
Een interessante bijzonderheid bij dit project is dat een flashverdamper (kosten $17.100) die bedoeld was om in de behoefte te voorzien, buiten bedrijf is genomen. De reden hiervan is dat het Office of Water Research and Technology van het Ministerie van Binnenlandse Zalten de subsidie voor het in bedrijf houden van deze verdamper heeft ingetrokken, met het argument dat verdampingsprocessen in vergelijking met membraanprocessen te veel energie vergen.
membranen na korte of langere tijd te reinigen. Chemicalien zoals zoutzuur, citroenzuur en detergenten worden afhankelijk van de aard van de vervuiling toegepast. De milieuvriendelijkste reinigingsmethode is echter die waarbij schuimpropjes gebruikt worden om de membranen schoon te vegen. Deze methade kan echter alleen bij buisvormige membranen worden toegepast. energieverbruik
Om een zoutoplossing te scheiden in een oplossing met weinig zout en &n met een hoger zoutgehalte zoals bij alle onziltingsprocessen gebeurt, is energie nodig. De energie die hiervoor minimaal nodig is wordt verbruikt wanneer het gehele proces uit them~odynamischeoogpunt volledig omkeerbaar plaatsvindt. Voor zeewater is deze minimaal benodigde energie 0,7 kWh/m3. Water met een lager zoutgehalte zoals Rijnwater vergt evenredig minder energie en is ongeveer 0,02 kWh/m3. In de praktijk is echter steeds een veelvoud nodig omdat wij de processen uit economische overwegingen in belangrijke mate onornkeerbaar laten verlopen [7]. Zo is bijv. de energie die nodig is bij hyperfiltratie minhaal wanneer het drukverschil over een membraan minimaal is. Dit zou echter betekenen dat wij voor de produktie van enig ontzout water een oneindg groot mernbraanoppervlak moeten gebruiken. Dit is uiteraard niet mogelijk. Afb. 11 geeft dit effect nog eens op andere wijze weer [8]. De energie die in de praktijk op dit moment nodig is voor licht brak water en zeewater is bij een toegepaste druk van rap. 27 en 54 ato 1,s kWh/m3 en 9 kWh/m3. Hierbij is clan gerekend met een opbrengst van 75 O/o voor brak water en 25 % voor zeewater. Wordt de energie die in de vonn van druk met de brijn verloren gaat teruggewonnen dan daalt de energie die voor zeewater nodig is tot circa 6,s kWh/m3. Voor brak water lijkt het echter niet lonend energie terug te winnen, zodat d a e hoeveelheid gelijk blijft. Vergelijken wij deze waarden met die, welke nodig zijn voor flashverdamping dan is voor hyperfiltratie 15-mad minder energie nodig voor brak water en 3-maal minder voor zeewaterontzilting. Hyperfiltratie is dus uit energetisch oogpunt vergeleken met flashverdamping een aantrekkelijk proces 191.
-
Afb. I 1 Het verband tussen produktiekosten, investenngskosten en energieverbruik.
er 370 installaties in bedrijf met een capaoiteit van elk meer dan 100 m3/dag, hetgeen 13 O/o van de totale ontziltingscapaciteitis. Elektrodialyse zorgt voor 5 O/o en de verdampingsprocesssen verzorgen de rest. Tabel I geeft een gedetailleerd overzicht van het aandeel dat de verschillende ontziltingstechnieken aan de totale gehtalleerde capaciteit leveren [lo]. Verdarnpingsprocessen wordkn voornamelijk toegepast voor zeewater terwijl hyperfiltratie en elektrodialyse tot nu toe brak water als grondIn Nederland zijn de ontwikkelingen niet m stof hebben. De belangrijkste ontwikkespectaculair als in het buitenland. De toepaslingen voor wat de toepassing van hyperfiltratie betreft vinden wij in het buitenland. sing van hyperfiltratie in de tuinbouw mag echter niet onvermeld blijven, daar op dt Zo is de grootste installatie die voor de moment meer dan 100 tuinders hun giet- en bereiding van drinkwater in bedrijf is opge- sproeiwater voor hun planten met behulp van steld in Venice (Florida VS). De capaciteit hyperfiltratie uit grondwater bereiden. van deze installatie is 3600 m3/dag en Er zijn op dit moment meer dan 100 instalzuivert grondwater. laties in het Westland en omgeving van Aalsmeer in bedrijf met een capaciteit van Bij de industrie zijn echter reeds geruime elk 25 k 50 m3/dag. tijd grotere installaties in bedrijf. Zo is op dit moment de grootste met een capaciteit van 15.000 m3/dag in Japan in bedrijf. Kosten Oppervlaktewater wordt hiermee o n t d t voor industride toepassingen [I 11. In Orange Een verhaal over een nieuwe filtratietechniek die meer kin dan e k e andere County (California VS) wordt op dit filtratiemethode zou niet compleet zijn als moment een installatie gebouwd met een geen indruk gegeven wordt van de kosten. capaciteit van 18.000 ms/dag. Voorgezuiverd afvalwater zal hiermee worden behan- Het is mijns inziens nog moeilijk om een volldge berekening voor Nederlandse deld, met het dod het na infiltratie in de bodern, weer te gebruiken als drinkwater of omstandigheden te geven, daar er op dit moment in ons land geen installaties in irrigatiewater vaor de sinasappelplantages bedrijf, aanbouw of in ontwerp zijn van 1121. TABEL I
- De
Processen
totale ontzoutingscapaciteit op 1-1-1976 in de wereld. Technieken
Capaciteit m3/dag
%
460.000
18,2
-
Distillatie
Toepassingen In de korte tijd dat hyperfiltratie voor toepassing in de praktijk beschikbaar is, heeft het reeds een interessant aandeel verworven in de totaal geinstalleerde ontziltingscapaciteit in de wereld. Op 1 januari 1976 waren
In 1978 zal in Saoedli-Arabieeen installatie in bedrijf worden genomen voor de ontzilting van het grondwater ten behoeve van de drink- en industriewate~oorziening. De capaciteit zal 120.000 m3/dag zijn. Voorts is in ontwerp een installatie met een capaciteit van 350.000 m3/'dag voor de behandeling van een deelstroom van de rivier de Colorado in de VS (Yuma). Dit project staat in verband met contractuele verplichtingen van de Verenigde Staten tegenover Mexico om het zoutgehalte van de rivier de Colorado benden een bepaald niveau te houden. Het ligt in de bedoeling de installatie in 1981 in bedrijf te nernen [13].
Compr&everdamper Meer-effect-verdampers Ondergedompelde spiraalverdamper Meertraps-ontspanverdampers Totaal destillatieorocessen
Membman
Hyperfiltratie Electrodialyse Totaal membraan-~rocessen
enige ornvang, waarvan de gegevens beschikbaar zijn. Wij moeten daarom volstaan met het geven van een h&uk hieNan aan de hand van een twedal voorbeelden uit de VS, namelijk Orange County en Yuma (zie tabel II) [13,14].
TABEL I1 - Kosten van hyperfiltratie per ms nrodukt. 1. Orange County (ii aanbouw) Capaciteit 18.000 m3/dag, bezettingsgraad 92 qo Afschrijving 20 jaar, rente 7 % kwh $ 0,02 Investering
Installatie Terrein, gebouwen, leidingen, etc. Hyperfiltratie kan naar mijn mening ook Contract onderhoud incl. vemanging membranen in Nederland een aantrekkelijke bijdrage leveren bij de openbare dridcwate~oorzie- Energie Chemicalitn
Toepassingsmogelijkhedenin Nederland
ning. Wij moeten hierbij in de eerste plaats denken aan toepassing als ontziltingstechniek. In de roekomst kan ook de verwijdering van organkche stoffen, zware metalen en virussen uk 0ppeNlaktewateI-enaantrekkelijk worden. Voorlopig zijn de conventionele methoden zoals actieve koolfiltratie en coagulatie echter nog goedkoper. Wordt de norm voor het toelaatbaar organisch koolstofgehalte drastisch verlaagd voor drinkwater, dan is hyperfiltratie in elk geval een goede aanvulling op actieve koolfiltratie. Voor wat de toepassing als ontzilt!ingsmethode betreft is hyperfilkatie een alternatief voor of aanvulling op de volgende metholden die gebruikt worden wanneer het zoutgehalte van het water te hoog is.
Kosten per
voor onder andere flashverdamping, vooral voor kleinere installaties. Ook kan brak grondwater, dat meestal aanwezig is in de situatie dat zeewater ontzilt wordt, als grondstof dienen voor hyperfiltratie. D a e methode is in het algemeen aanzienlijk goedkoper dan verdamping.
$ 2,5 106 $ 0,037 $ 0,5 106 $ 0,008 $ 0,036 $ 0,045 $ 0,019
De d!ktributie van water dat een hoger zoutgehalte heeft dan de norm die men zich gestelkl heeft is geen echte oplossing. Het verdient mijns inziens in die situatie dan ook zeker aanbeveling hyperfiiltratie toe te passen.
Voomivering Totaal
$ 0,255
2. Yuma (in ontwerp) Capaciteit 350.000 m3/dag, bezettingsgraad 90 % Afschrijving 20 jaar, rente 534 qo Investering
Kosten per
Samenvattend mag uit het bovenstaande geconclddeerd worden dat toepassing van hyperfiltratie bij de bereiding van drinkwater in Nederland serieuze overweging verdient.
Literatuur 1. Fischer, E., 1976. Umkehrosmose in Theorie und Praxis. Gas, Wasser, Warm, 2: 46-48. 2. Sourirajan, S., 1969. Reverse Osmosis, Logos $ 23.106 $ 0,010 Press, Londen. $ 0,088 3. Doud, D. H., 1976. Field Experience with five Reverse Osmosis Plants. Water and Sewage Works, Totaal $ 0,157 96 - 98. 4. F l i i , J., Membrane Science and TechUit de twee genoemde voorbeelden volgt een kostnology. Plenum Press, New York. 1. Mengen door middel van voorraadvorprijs van f 0,25 f 0,36/m3 exclusief voorzuive 5. Kuiper, D., 1976. Hyperfiltration for treatment ring. De gehanteerde rentevoet en kwh-prijs zijn ming, wanneer het zoutgehalte tijdelijk of brackish water, especially polluted surface Nederlandse omstandigheden wat voor de huidige te hoog is (Spaarbekkens, Infiltratie). water. Eleventh Congress of the International aan de lage kant, anderzijds vertonen de kosten Water Supply Association, Amsterdam. 2. Aanvoer van water met een voldoend van de modules een dalende tendens zodat een prijs 6. Channabassappa, K. C., 1976. Need for new and laag zoutgehalte, over relatief grote afstand. voor onze omstandigheden van f 0,35 ?I f 0,50/m3 better membranes. Desalination, 18: 15-42. dan ook r&l lijkt. 3. Ontzilring van het water dat permanent Hierbij moet bovendien worden opgemerkt dat het 7. Spiegler, K. S., 1969. Principles of Desalination. een te hoog zoutgehalte heeft, door middel Academic Press, New York. produkt voor dit bedrag voor 90 qovan het zout van flashverdamping (Terneuzen, Texel). ontdaan wordt, hetgeen vaak niet nodig is zodat 8. Porteous, A., 1975. Saline water distillation 4. Disff~butievan water met een zoutgehalte met een deelstroom ontzout volstaan kan worden. processes. Longman, London. De prijs van het eindprodukt wordt dan belangrijk dat de norm die men ziich gesteld heeft 9. Channabassappa, K. C. 7975. Status of Reverse lager. overschrijdt. Osmosis Desalination Technology. D d i t i o n 17: 31-67. Ad 1. 3. Zeewater 10. Maurel, A., 1976. Comparmson des proci2di2s et Berekening van the Office of Water Research and les coilts de l'eau dessalee. Session d'6tudes sur le Voor het eerste geval kan hyperfiltratie Technology in de VS geven voor de ontzilting van Dessalement des Eaux, Institut National des ertoe bijdragen dat de omvang van nieuwe zeewater met een installatie van 3600 m3/dag Sciences et Techniques Nucleaires Saclay. spaarbekkens of infiltratiegebieden beperkt inclusief voomivering en kostprijs van f 1,50/m3. 11. Kirnura, S., 1976. Present Status of the kan worden tot een grootte die nodig is om Deze prijs is lager dan die met flashverdamping Reverse Osmosis Process in Japan. Progress of bereikt kan worden. Hyperfiltratie zal dan ook andere functies, die deze hebben te vervulDesalination Technology in Japan. Japan Cooperanaar het zich laat aanzien een belangrijke concurtion Center for the Middle East. len, zoals de opvang van een calamiteit, rent voor flashverdamping worden. 12. k g o , D. G., 1976. Energy and Water Supply. de verb&ering van de kwaliteit van het Orange County, California. Eleventh Congress of water en overbrugging van perioden waarin the International Water Supply Association, we1 ter plaatse aanwezig is - een interesgeen ruw water bachikbaar is. Amsterdam. sant alternatief. De aanleg van lange Een bijzonder groot voordeel van hyper13. Taylor, J. G. and Haugseth, L. A., 1976. Yuma desalting plant design. First Desalination transportleidingen kan dan immers achterfiltratie is dat de capaciteit in relatief Congress of the American Continent, Mexico City. wege blijven, hetgeen in ons dichtbevolkte kleine stappen kan worden uitgebreid, 14. Argo, D. C. and Nusbaum, J., 1976. Water land een voordeel is. Bwendien worden omdat het systeem uit eenheden met een Factory 21. An Alternative Approach. Fourth betrekkelijk kleine capaciteit is opgebouwd. aanloopverliaen, die bijv. op'treden wanneer Annual Conference National Water Supply de capaciteit van de leidingen nog slechts Aanloopvefiezen kunnen hierdoor tot een Improvement Association, Oklahoma City. ten dele benut worden, vermeden. minimum beperkt worden. 15. Channabassappa, K. C., 1976. A comparison of seawater desalination processes and their Ad 3. economics. First Desalination Congress of the Als ontziltingsmethode voor zeewater wordt American Continent, Mexico City. Moet het water over een grote afstand
aangevoerd worden dan is ontzilting van licht brak water -dat veelal in Nederland
Voonuivering Hyperfiltratie Terreinen, gebouwen, leidingen etc. Exploitatie, onderhoud, reparatie, energie
$ 56.10s $ O,M6 $ 70.10s $ 0,033
hyperfiltratie geleidelijk meer toegepast, zadat deze methode een concurrent wordt
Ozonisatie
Ten gevolge van de toenemende verontreiniging van het oppervlaktewater is er een steeds grotere behoefte aan goede zuiveringsprocessen, onder andere voor de afbraak van de reuk- en smaakstoffen. Ozon blijkt hiervoor een belangrijk middel. Mede ten gevolge van de technische vooruitgang van het ozonproces gaan steeds meer waterleidingbedrijven over tot opnarne van een ozon'installatiein het zuiveringsproces. Bij de drinkwaterzuivering wordt ozon reeds veelvuldig toegepast vanwege de
desinfecterende eigenschappen. Naast het steriliseren van water kan ozon ook dienst doen voor: - het opheffen van reuk- en smaakbezwaren; - kleurverbetering; - ontijzeren en ontmanganen.
in de waterbehandeling daar het met water reageert volgens: F2 H z 0 + 2Hf 2FOr. In tabel I1 (lit. 2) wordt een overzicht gegeven van de eigenschappen van ozon. De oplosbaarheid van ozon in water is afhankelijk van de temperatuur en de druk, zie de afbeeldingen 1 en 2 (lit. 3 en 4). Bij toenemende temperatuur neemt de oplosbaarheid sterk af. De ozonopname blijkt sterk te worden belnvloed door de zuiverheid van het te behandelen water, zoals uit afbeelding 3 (lit. 2 en 5) blijkt. Bij het doorleiden van ozon bedroeg de evenwichtsconcentratie 0,27 mg 03/l. Dit was bij dubbel gedestilleerd water na 30 minuten doorleiden bereikt. De andere watersoorten vertoonden na 60 minuten nog steeds een ozonopname. In oplossing blijkt ozon niet stabiel. De ontlding tot zuurstof is afhankelijk van de
+
+
+
A f b . 1 - Znvloed van de tenlperatuur op de verdelingscoefficient S. S = C ~vater/Clucht.
temperatuur en de pH terwijl sporen organische en anorganische stoffen katalytisch werken. De invloed van de pH op de ontleding van ozon in water vindt men in afbeelding 4 (lit. 2, 6 en 7). In basisch milieu vindt een zeer snelle ontleding plaats. Bij pH = 8,l en een temperatuur van 14,6 "C bedraagt de halveringstijd 18 minuten. 2. Reacties met organische stoffen Ozon is in staat dubbele verbindingen, zoals in benzeen en fenol open te breken (lit. 8 en 9). Van de specifieke stoffen zoals onverzadigde Itoolwaterstoffen, indol, skatol, thiolen, thio-ethers, aldehyden, ketonen en hetero-cyclische verbindingen zoals pyridine, is bekend dat ze met ozon reageren en in niet-riekende stoffen worden omgezet (lit. 10).
1. De eigenschappen van ozon
Bij normale ternperatuur is ozon een lichtblauw gas dat gemakkelijk in zuurstof uiteenvalt. Dit uiteenvallen gaat sneller naar mate de temperatuur hoger is, zodat opslag en vervoer niet mogelijk zijn en bereiding ter plaatse nodig is (lit. 1). Bovendien explodeert geconcentreerde ozon gemakkelijk, zodat het met zorg behandeld Afb. 2 - Oplosbaarheid van ozon in water dient te wofden. Ozon bezit een veel bij 10 ' C . hogere redox-potentiaal en dus oxiderende kracht dan chloor en chloordioxyde (zie tabel I). Alleen door fluor wordt het hierin overtroffen. Fluor is echter niet te gebruiken TABEL I
A f b . 3 - Ozonopnarne van verschillende watersoorten.
A f b . 4 - Het eigen verval van ozon als functie van de tijd en de pH in gedestilleerd water van 14,6 ' C .
- redo spot en ti ale^^.
1
+druk
in mm Hg
1
TABEL I1 - Eigensclrappen van ozon. Mol. gewicht Kookpunt Kleur Vormingsenergie Vormingsreactie Vorming atomaire zuurstof Molecuulstructuur Reukgrens Schadeliike concentratie
48 -112,3 "C blauw 69,O kcal 30 2 =20 3 2 0 2 20 =20 3 49,2 kcal 118,2 kcal 0 2 =2 0
+
o+
\
+ +
+
o+
-
/ -0
0 00,05-0,3 mg/m3 lucht onrreveer 1 m a I m 3 lucht
\0 1
I =Zeit
(min)
I
vlietwater (x) bij opvoering van de ozondosis van 1 tot 2,s mg/l ozon de kleur dufdefijk verder afneemt. Een hogere * ozondosis geeft geen aditionele kleurafname meer te zien. Bij onbehandeld grondwater van Ameland (Al) ligt het knikpunt bij ongeveer 5 mg/l en bij duinwater uit 20 Katwijk (K) vermoedelijk bij ongeveer X colour reduction 4 mg/l. Bij welke ozondosis het knikpunt par mgll ozone voor de andere watersoorten ligt zal nog experimenteel nagegaan dienen te worden. In afbeelding 6 zijn voor een groot aantal 10 Nderlandse watersoorten de kleurafnamen als functie van de aanvangskleur weergegeven. In afbeelding 7 is voor dezelfde llozondorap. watersoorten de smaakafname gegeven. Door verschillende auteurs worden beschou0,6 08 1 Pfingen losgelaten op de afname van het totaalgehalte van de organische stoffen (lit. 2 en 14) . Hier wordt dan het Afb. 5 - Kleurafnarne van grondwater en plassenwater als functie van de ozondosis. permanganaatgetal als maats'taf gebruikt. Het lijkt evenwel onjuist aan deze permanganaatgetallen veel waarde toe te kennen. Immers kaliumpermanganaat oxideert de organische stoffen slechts ten dele. Het is onbekend welk deel van de niet door ozon omgezette organische stoffen we1 door permanganaat geoxideer'd wordt. Voorts is het onbekend of de partieel door ozon geoxideerde organische stoffen nu in meer of mindere mate door permanganaat geoxideerd worden. Alleen de volledig door ozon afgebrolcen stoffen leveren een betrouwbare afname van het permanganaatgetal op. In afb. 8 is de afname van het KMn04getal vreergegeven als functie van de aanvangswaarde van verschillende Nederlandse watersoorten. De gemiddelde reductie bedraagt 25 %. Afb. 6 - Kleurafname als functie van de kleur voor ozonisatie. Ozondosis 2 2.5 mgll, getrokken lijn: 60 % venvijden'ng. In afbeelding 9 is de COD-reductie (> 60 %) van gezuiverd Seine-water gegeDetergenten worden gedeeltelijk afgebroken. (respectievelijk 60 en 75 % door ozon). ven (lit. 15) en in afbeelding 10 de reductie Reichert (lit. 11) voerde onderzoelc'ingen Het organische stofgehalte wordt door ozon van de W-absorptie van =-water @t. 16). maar in geringe mate verlaagd (10 % van uit inzake het elimineren van kankerverwelckende stoffen. Hij vond dat bij de de TOC). In vele van de onderzochte geval- De relatief grote W-afname is te verklaren gebruikelijke ozondoseringen met een len lijkt een dosis van 2 B 2,s mg/l ozon door de voorkeur van ozon voor de oxidatie reactietijd van ongeveer 15 minuten, men aan het maximal te behalen effect te van dubbele bindingen, welke voornamelijk zou kunnen rekenen met een aanzienlijke voldoen. de W-absorptie bepalen. reductie van de opgeloste, kankerverwekAfbeelding 11 laat de afname van enkele In afbeelding 5 is de procentuele afname kende polycyclische aromaten. organische stofparameters zien bij vervan de kleur per mg/l gedoseerde ozon Robeck (lit. 12) heeft de afbraak van e n hoogde temperatuur en afbeelding 12 bij uitgezet tegen de reciproke ozondosis voor aantal pestkiden door ozon bestudeerd en verschillende pH-waarden van het water plassenwater en grondwater. Afbeelding 5 kwam tot de conclusie dat er slechts een laat zien, dat voor gelnfiltreerd Haring(lit. 17). zeer gedeeltelijke af braak plaatsvond van TABEL I11 - Desinfectie door chloor en ozon. lindaan, dieldrin en DDT. Ozonisatie kan voorts alleen bij betrekkelijk dosis mg/l IetaIe werking min lage aanvangswaarden van de kleur, de chloor smaak en het organische stofgehalte leiden ozon tot een ten opzichte van de normen chloor gewenste kwaliteit drinkwater (lit. 13). ozon Voor de verwijdering van kleur en smaak uit sterk verontreinigd oppervlaktewater PM-virus, stammen ~hl00r van MV- en Levirus ozon kan ozon in combinatie met andere prosuspensie 1 : 1000 cessen een aantrekkelijke reducde geven - -
-
taste before ozone
370.02-4
Afb. 7 - Srnaakafnatne als functie van de srnaak voor ozonisatie. Smaak voor ozon 2 3, ozondosis 2 1.5 nzgll, getrokken lijn: 75 ql, verwijdering.
parmanganate
I
-
demand reduction 10
Afb. 9 De afname van de COD als functie van de confacttijd, contacttijd per bassin = 4 min. gefilireerd water voor ozonisatie 0 eerste bassin, dosis: 1,34 mgll 03,effluent: 00,4 mgll O3 hveede bassin, dosis: 0.55 mgll 0 3 , effluent: 0,4 mgll 0 3 derde bassin, dosis: 0,55 tngll 0 3 , effluent: 0.4 nrg/l O3 vierde bassin, dosir 0.25 ~ n g l l0 3 , effluent: 0.4 mgll O3 X drinkwater
A
I I
perrnanganats demand before ozone
$70.0>-4.
I
I
-
Afb. 8 KMnO+-afname als functie van het 1YMn04-verbruik voor ozonisatie. Ozondosis 2 2 ntgll, waarnemingen na chloren enlof coagulatie niet opgenonzen.
Het betrof hier oplossingen van DMFextracten uit koolfilters (TOC = 43 mg/l, COD = 100 mg/l). Verwacht mag worden, dat bij de ozonisatie van oppervlaktewater in de zomer een wat grotere reductie van het organische stofgehalte optredt. Op de aanzienlijlce reductie bij hoge pH wordt in hoofdstuk 5 teruggekomen. 3. De desinfecterende werkmg Ozon heef t een zeer sterke desinfecterende werking (lit. 3, 18, 19 en 20). Zoals uit tabel 111 blijkt werlct ozon aanzienlijk sneller dan chloor. De afbraak van bacterien in dubbelgedestilleerd water vindt bij zeer lage doseringen uitermate snel plaats (afbeel&ng 13). Wanneer nog ozon verbruikende stoffen aanwezig zijn nemen beide parameters (dosering en reactietijd) aanzienlijk toe. Voor leidingwater uit Karlsruhe betekent dit echter nog dat bij een dosering van 0,12 mg /l ozon alle lciemen in minder dan 1 minuut gedood worden (afbeelding 14). Voor virussen treedt een zelfde beeld op. De inactivering van poliovirus I (afb. 15) en Coliphaag Tz (af b. 16) in modeloplossingen is uitermate snel (lit. 21), terwijl bij
toevoegen van organische stoffen (pepton) met aanzienlijk langere tijden gerekend moet worden (afb. 17, lit. 22). De desinfectie zal in een ozoncontactkamer plaatsvinden, waarin gedurende enige tijd bijvoorbeeld 0,l mg/l ozon in het water g&andhaafd dient te wofden. Dit houclt in dat de concentratie in het gas boven het waterniveau minimaal0,55 mg/l zal zijn. Dit gas wordt tevens afgezogen, waardoor het ozonren'dement betrokken op de gasfase nooit 100 O/o kan, zelfs niet mag zijn. Volgens vroegere Franse onderzoekingen dient voor virusdesinfectie het restozongehalte gedurende 4 minuten 0,4 mg/l te bedragen. Tegenwoordig staat men in Frankrijk op het standpunt, dat een contacttijd van 10 minuten of zelfs 15 minutcn beter is.
Er wordt vooral in Nederland de nadrulc op gelegd dat ten gevolge van de ozonisatie, assimileerbare stoffen ontstaan, welke nagroei in het leidingnet kunnen veroorzaken (lit. 8). Dit is ook begrijpelijk omdat het ruwe water, , w a r men van uit moet
Afb. 10 - De afname van de UV-absorptie door ozon bij WRK-wafer, UV256 voor ozon = 0,096-0.138; contacttijd na passage door kolonz: X = I5 ~nin; 0 = 30 111in;A = 60 min.
gaan, meestal vele malen slechter is dan de vergelijkbare grondstof in het buitenland. Snoek (lit. 23) constateert een vergrote nagroei wanneer hij leidingwater uit Amsterdam en geozoniseerd leidingwater in flessen enige tijd bewaart (zie tabel IV). Ook Dietllcher (lit. 24) vond nagroei in het leidingwater van Ziirich. Schalekamp (lit. 25) voerde onderzoekingen
TABEL IV
- Toettante van her bacteriegetal van biologisclt gezuiijerd oppervlakte~c~ater door ozottisatie.
Bacteriegetallen per ml water na drie dagen kweken op pepton-gelatine bij 22 "C watersoort rein rein rein rein
bacteriegetal bepaald nadat het water 4 dgn. bij 22 "C bewaard was
bacteriegetal direct bepaald 20 16 16 200
duinwater duinwater geozoneerd plassenwater plassenwater geozoneerd
Exl.- Abnahme lbei 265nml
.-
80-
0
CODTOC
-
-
/*
:--:
[ *la1
60 -
40 -
-
Afb. I3 - De afttartte van het kietitgetal door ozort it1 drtbbelgedestilleerd ivater.
20 -
-
u 0
10
20
30
LO
50
Tempera!ur I ' C ] Afb. 11 - De invloed vat1 de tettrperatzcrtr op de afnatrre van het orgatusclte stofgehalte door ozon. Volrotte reactievat: 500 ntl, reactietijd: 2 uur, toevoer ozon 1.9 g/ll.
0
E x t -dbnahme m h I h €11.-
-
-
bei 265nm
A f b . 14 - De afnattte van het kiettzgetal door ozotl in leidingivater. (1) = 0,05;(2) = 0,07;(3) = 0.10; (4) = 0,12 ttrgjl ozon.
A f b . 12 - De indoed van de pH op de afnat~levan /let organische stofgehalte door ozon. Volrotle reactievat: 500 tttl, reactietijd: 4 uur, toevoer ozon: 1.9 gjh.
TABEL V - Nagroei bij tttengen vat1 JtJalersoorten. onderzoekingen concludeert hij dat de kiemgetal actinomyceten bij 22 "C bij 37 "C per 100 rnl na 1 dag A B A + B A BF A F + B
+
na 4 dagen A B A + B A BF AF B
+
+
A B A F
3 1 8 16 1
6 0 0 0 0
1 0 1 0
2600 1070 2400 10000 10000
420 20 220 10000 10000
640 0 70 1650 0
1
grondwater A grondwater B B = mengwater A en B = gedesinfecteerd water A of B = =
+
uit inzake de nagroei in leidingnetten te St. Gallen, waardoor geozoniseerd water getransporteerd wordt. Op basis van deze
aanwezige nagroei te wijten is aan jarenlange verontreiniging van deze leidingnet'ten door onvoldoend gezuiverd water. De geconstateerde nagroei staat daarom volgens Schalekamp 10s van het feit dat er geozoniseerd water door de leidingnetten stroomt. Hij adviseert desinfecterende rniddelen van een langdurige werkzaamheid, zoals chloordioxyde, toe te voegen aan het gezuiverde water ten einde de geconstateerde nagroei te bestrijden. In Dordrecht wordt ter bestrijding van de nagroei aan het eind van het proces licht gechloord, tenvijl langzame zandfiltratie ook aanbevolen wordt om de nagroei te bestrijden (lit. 26). De meningen rond de oorzaak van nagroei zijn dus verdeeld. Buydens (lit. 27) stelt dat een voldoend hoge ozondosering toegevoegd moet worden
1
r-
A f b . 15 - De afnartle van Poliovirzts I bij 5 "C. 0 = 0.3; = 0,8;A = 1,5ntgjl ozon.
om desinfectie te verlcrijgen. Hiertoe is een goede helderheid van het water essentieel, daar gesuspendeerde deeltjes ijzeren mangaanoxiden de sterilisatie hinderen. Terdege geozoniseerd water geeft geen nagroei. Het verschijnsel van nagroei is in zijn opinie geheel te wijten aan menging van gedesinfecteerd water met niet- gedes-
I
RI\
:R
0,
3
C=C
\ R4
R1\
,R3
C-C
RI; OI*lOI'R~ -
I
Reaktionsfdhigcs Oxyperoxyd
I
A f b . 18
- Reactientechanisr~~ertvan olefinen en
I
Ozon concentratie mg/~.
-
a:)
I
t 4
R-S-R
+202
0 Sulfone
tllioethers.
modelsystemen. Hij constateerde dat bij de gebruikelijke pH van water ozonisatie verloopt volgens elektrofiele substitutie, een elektrofiele aanval van ozon op de organische stoffen. In tabel VI zijn enltele reactiesnelheden gegeven. Olefinen en aromaten reageren snel. CNoorhoudende verbindingen blijken trager of in bet geheel niet te reageren. Dit laatste is ook het geval bij hexachloorbutadieen en polychloorbifenylen. Polyaromaten geven aanleiding tot soms stabiele peroxiden, bijvoorbeeld
A f b . 17 De invloed van de toevoeging van pepton op het percentage overlevende pl~agenna 10 rninrtten contacttijd. pH = 7,O; ten~peratuzrr= 25 "C.
2. Zwitterion
Reoktionsfdhiges Ozonid
-
+203
01-1
R4
Thio61her (Merkoptone)
Afb. 16 - De afnarne van Coliphaag Tz bij 1 ' C . = 0.01; = 0,09; A = 0,26 ~ n g / Iozon.
I
R, Keton
1. Zwinerion
I-$R
R3\
,c-0
01-1
Olefinkohlenworscntoff
+,, CHI-0-
R~\
is duidelijk specifiek. De best aantastbare verbindingen reageren het eerst. De mechanismen zijn ook bij lagere concentraties dezelfde, de reactiesnelheden zijn echter trager vanwege de lage concentraties: d(org.stof) = k (orgstof) (03) dt --
De pH heeft geen invloed
deze reacties.
A f b . 19 - Tussen- en eindprodukten bij de ozonisatie van fenol.
I
(20 % uit naftaleen)
Bij humuszuren zullen eerst de dubbele bindingen, later de aromaatkernen geoxiinfecteerd water, a1 bestaat dit nietdeerd worden; polyaromaatkernen zullen gedesinfecteerd water uit zeer zuiver grond- aanleiding tot stabiele peroxiden kunnen water of zelfs gedesfileerd water (zie geven. tabel V). Bij onderzoek van mengsels van fenol, benzeen of nitrobenzeen met een tienvoudige 5. Reactiemechanismen concentratie van humuszuren is gevonden dat fenol sneller, benzeen gelijk en nitroHolluta (Lit. 2) gaf de reactiemechanismen van olefinen en thioethers (zie afbeelding benzeen trager reageert dan de humus18). zuren, zodat voor de verwijdering van Kruithof (THD, persoonlijlce mededelingen) microverontreinigingen wellicht aan tweetrapsozonisatie gedacht moet worden. Afb. 20 - Reacties van ozon bij luge en hose pH. onderzocht het mechanisme van de ozoniTabel VII laat zien welke eindprodukten satie van een groot aantal stoffen in on kunnen ontstaan bij een vergaande ozonisatie. TABEL VI - Reactiesnelheden van enkele organiOpvallend is dat er geen ozonide structuren scl~estoffen ?net ozon.
K(l/mol, sec)
K(l/mol, sec) O Z O N * ORGANISCHE STOF
benzeen chloorbenzeen dichloorbenzeen tetrachloorbenzeen
0,5 0,2 0,1 40
naftaleen bifenyl fenantreen fen01 p-chloorfenol
26 0,5 5,6 16 14
'0-0' ontstaan. Deze tussenprodukten reageren direct met water weg. Elektrofiele oxidatie
OZON OH'.
.
OH-of
R
-
ORGANISCHE
LANGZAAM
PRODUCTEN
2EER SELECTlEF
! OH'
STOF
SNEL
-
'YEINID SELLCTLEF
PRODUCTEN
i
TABEL VII - Eindprod~tktenbij ozonisatie.
benzeen-aromaten
kooldioxide oxaalzuur mierenzuur glyoxal glyoxalzuur
naftaleen
o-ftaalaldehyde ftaalzuur anhydride peroxide
nitrobenzeen
salpeterzuur nitroglyoxal
aniline
ammoniak salpeterzuur gekleurd polyrneer anilinezwart
In de praktijk zullen mogelijk de ozonconcentratie en de reactietijd te klein Zijn zodat de reacties niet aflopen. Gould en Weber (fit. 28) lieten een fraai beeld zien van het verloop van de ozonisatie met fenol, zie afbeelding 19. Hoignee en Bader (lit. 29) hebben de ozonisatie bij verhoogde pH bestudeerd en kwamen tot een radicaalmechanisme. Zij kwamen tot de volgende hypothese. Bij lage pH vindt een directe zeer selectieve oxidatie door ozon plaats. Bij hoge pH ontleedt ozon tot OH-radicalen en ontstaat een snelle weinig selectieve oxidatie (afb. 20). In de afbeelding 21 zijn de relatieve reactiesnelheden van enkele combinaties van organische stoffen weergegeven. Duidelijk is te zien dat bij hoge pH de selectiviteit sterk afneemt. In tabel VIlI zijn een aantal reactiesnelheden voor ozonisatie in tetra en chloroform opgegeven. Daar de relatieve snelheden van ozonisatie weinig afhankelijk zijn van het oplosmiddel, zullen dergelijke verhoudingen ook voor water bij pH = 7 representatief zijn. Tabel M geeft een aantal reactiesnelheidsA f b . 21 - Relatieve reactiesnelheden van ~nengsels llan orga?tiscliestoffen iflet ozon als fltnctie \lan de p H . chloorbenzeenl tolueen A o-syleen/allylbenzeen octanol /syleen Icl~loorbenzeen/butanol.
+
2D
.-.-.
I
TABEL VIII - Reactiesnelheden van organisclte stoffen ntet ozon in tetra en chloroform bij 25 "C. k organische stof I/mol, sec benzeen 0,03 tolueen 0,17 o-xyleen 0,82 mesithyleen 4,2 cyclopentaan 26 cyclopentanol 1,3 n-butanol 0,39 ethyleen 2,5 x 101 monochloorethyleen 1,l x 103 dichloorethyleen 22 1 tetrachloorethyleen cyclopenteen 2 x 105 l-hexeen 0,76 x 105 styreen 1 x 105
constanten van reacties tussen OH-radicalen en ~ ~ g a n i s c stoffen. he Volgens Hoignee en Bader gelden deze ook als in water gevomd worden. DeZe passen goed in de hypothese van Sontheimer en Reicherter (lit. 17) dat afbraak van organische stoffen versneld wordt onder condities dat de ozon zelf snel afgebroken wordt. Ook de experimenten van Dahi (lit. 30), die werkte met ultrasonore trillingen, bevestigt deze hypothese. Er kan dus gesteld worden dat bij de gebruikelijke pH van water een directe zeer selectieve oxidatie door O3 plaatsvindt en dat bij verhOOgdepH een weinig selectieve Oxidatie PIaatsvindt.
6. De technologic van ozon D~ oZonbereiding Ozon wopdt ber&d uit murs8tof: hetzij uit mivere zuurstof, hetzij uit Afb. 22 - De prodltktie van ozon als fltnctie I1an de lucl~tvochtigheid.
$ 16 8
14
m 12
.P 10
2
8
u
Z
4
P
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 1 0
--#.-+-
Luchtvochtigheid g~20/m31ucht
TABEL IX
- Reactiesnelkeden
de zuurstof van de buitenlucht. De voorkeur zal veelal uitgaan naar lucht, daar deze grondstof goedkoop is. De bereiding van ozon vindt plaats met behulp van elektrische ontladingen in zeer droge lucht (respectievelijk zuurstof). Droging van de lucht is noodzakelijk om een zo hoog mogelijk ozonrendement te verkrijgen (afb. 22) en om te voorkomen dat zich stikstofoxyden vormen, waardoor zich salpeterhoudende condensaten in de gasleidingen kunnen afzetten (lit. 3 1 en 32). Dit heeft tot gevolg dat er een conditioneerinstallatie nodig is om de lucht in de gewenste toestand aan de ozonisatoren af te leveren. De conditioneerinstallntie In principe moet de vochtigheid van de lucht zo laag mogelijk liggen en we1 zodanig dat het dauxvpunt ligt bij -50 OC. De benodigde lucht wordt daarom door een stoffilter aangezogen en gecomprimeerd. Vervolgens wofdt de lucht in een warmtewisselaar gekoeld waarbij een gededte van het water condenseert. Extra drogers gevuld met geactiveerde aluminiumoxyde of silicagel zijn evenwel noodzakelijk. Wanneer de droogcellen verzadigd zijn moeten ze geregenereerd worden. Dit kan gebeuren met behulp van elektrische verwarmingselementen of door verwarmde lucht in omgekeerde richting door deze cellen te leiden. De drogers bestaan meestal uit twee cellen, waarvan er telkens Citn in gebruik is, terwijl de andere geregenereerd wordt. Een schema van een conditioneerinstallatie vindt men in afbeelding 23. De ozonisatoren Ozon wordt bereid uit zuurstof en geproduceerd in een generator door middel van elektrische ontladingen. Ten gevolge van deze ontladingen splitsen de zuurstofmoleculen zich in atomen. Deze atomen herenigen zich dan later weer tot moleculen zuurstof en moleculen ozon. Voor het splitsen van de zuurstofmoleculen is veel energie nodig welke het best kan worden toegevoegd in de vorm van hoog frequente wisselstroom van hoge spanning (lit. 20, 33, 34 en 35).
~~m organische t stoffen 11tet hydrosylradicalen in Jvater bij 22-25 "C.
06
=II
I I 6
I
6
pH
........,
*-•
+
&--A
m---1
8
1
0
I
1
1
organische stof
k I/mol, sec x 107
benzeen chloorbenzeen nitrobenzeen benzoaat-ion cyclohexeen methanol ethanol aceton
670 620 220 560 880 85 185 7
organische stof n-butanol t-butanol formaat-ion acetaat-ion oxalaat-ion waterstofperoxide bicarbonaat-ion carbonaat-ion ureurn
k l/mol, sec x 107 370 47 280 7 1 375 1,5 20 0,07
P.A. V.R. GY. TI. CI.
T.D. P.E. Ev.
Afb. 23
automatischc afiap regelklep gyronteter trafo venticlklcp inbren~buis monstcrneming luchtinlasl
- Installaties voor luchtconditionering en ozonisatie.
. -
.-
G Tuhe support H H V. termi"a1 I Part I - Metallic coatang K Contact
A Air inlet B Otonlzed'eir outlet C Cedant inlet D Cwlant @ullet E Dielectric lube F Darcharge zone
I
Ajb. 25
Afb. 24 - Buisvorrnige ozonisator.
Een ozongenerator bestaat uit twee tegenover elkaar staande elektroden, welke van elkaar gescheiden zijn door een isolerende laag, het di8ekthcum. Dit dielektricum bestaat meestal uit 6611 of meer lagen van gewoon of speciaal glas. Tussen het diaektricum en C6n der elektroden bevindt zich een ruimte waar'in men de ontlading laat plaatsvinden. Het di8ektricum is nodig voor een optimale benutting van de ontladingsruimte. Wanneer het er niet zou zijn ontstaat een boogontlading, waarbij veel energie voor de ozonproduktie verloren zou gaan. Men onderscheidt twee typen: de buisozonisator en de plaatozonisator. Daar er tidens de elekkische ontladingen warmte vrijkomt is het nodig de elektroden op efficiente wijze te koelen. De buisozonisator (het Blattertype) Bij dit type maakt men gebruik van buisvormige elektroden en een cilindrische glazen diaektticum, concentrisch geplaatst binnen een niet oxydeerbare, metallische lage spanningselektrode,welke meestal geaard is. Een grafiet- of aluminiumbekleding op het binnenoppervlak van het dielektricurn, of een roestvrij stalen element, client meestal
- Ozongenerator.
I
als de hoge spanningselektrode. De te ozoniseren lucht wordt geblazen tussen het dielektricum en de metalen lage spanningselektrode,welke meestal met water gekoeld wordt. Een buisvom'ige ozonisator vindt men afgebeeld in afbeelding 24 (lit. 20). Men noemt ze ook we1 ozonisatoren van het 'Blattertype' (lit. 34). Een ozongenerator is meestal opgebouwd uit een aantal gegroepeerile buizen, zie afbeelding 25 (lit. 31).
& (OTTO) Ozonator Hollow metal
De plaatsozonisator (het Otto-type) De Om-ozonisatoren hebben elektroden in de vorm van holle metalen blokken. Toegepast worden 66n of twee plaatvorrnige glazen di8&tricums (fit. 33,34 en 36). In afbeelding 26 (lit. 33) vhdt men een principeschema van dlt type. De ozondispersie Van groot belang is de keuze van een goede mengmethode voor een intensief contact van de ozon met het te behandelen water ten einde te streven naar een goede oplosef ficientie. Slecht gekozen mengmethoden kunnen een hoog energieverbruik veroorzaken (lit. 37) door verlies aan ozon. De methode van Otto werd aanvankelijk
blocks
Glass
Afb. 26 - Otto-ozonisator.
vrij vaak toegepast en we1 in combhatie met de Otto-plaatozonisator (lit. 3, 14, 38, 39,40). Een principe-schema vindt men in afbeelding 27 (lit. 3). Een ejecteur zuigt de geozoniseerde lucht in een deel van het water (lit. 35). De op deze wijze ontstane emulsie wordt weggevoerd door een verticale buis, naar de bodem van een diepe toren. Hierdoor ontstaat een zeer intensief contact tussen de ozon en het water. Het aldus verlvegen mengsel verlaat de toren bovenin en wordt geleid over een aantal cascades, waarbij de resterende ozon weer uit het water wordt verwijderd (lit. 38. 4 0 en 41). Deze methode wordt nog steeds
RAW WATER INLET
I '1
EMULSEUR
/
STERILIZED WATER OUTLET
-
-
SELF CONTACT COLUMN .-TUBE FOR DISSOLVING UNDER PRESSURE
/. Afb. 27
- Ozoninbreng via injector (Otto), contactkolonl
en ontgasfl'ng.
. , .
. .
.
.
a:;..
... ..
i
-
. . ..
STERILIZED -.---WATER OUTLET
-
. -. .
.
- .._1.
.
,
..
0 3 gas, in
.. . . . . -. .-. .;,, .;;.....' 1
x 100 %. \GAS
-
Afb. 29 - Ozoninbreng via sproeikoppen (Welsbach), contactkolom niet tegensiroom.
toegep=t de Tompagnie des eaux et de l'ozone' (verlies in de gasfase circa 15 %). De methode van Van der Made gebruikt men we1 wanneer Van der Made-ozoni-
0 3 gas,
x
in
DIFFUSERS
Ozoninbreng via sproeikoppen (Van der Made), contactkolonl met gelijkstrooin.
_ . . ......-._ ... .
- 0 3 gas, uit
ozonrendement
RAW WATER_ INLET
Afb. 28
water. In ruimte A wordt de ozon opgelost. Langs de bodem komt het met ozon verzadigde water vervolgens in ruimte B, waar geen turbulentie meer is, zcrdat de ozon maximaal in oplossing kan blijven en slechts langzaam uiteenvalt. Torricelli beschrijft de resultaten met een proefinstallatie te Bern, waar deze methode in een enigszins gewijzigde vorm werd toegepast. Guillerd (lit. 39) beschijft een vaiiant op deze methode, zie afbeelding 3 1. Het principe van de Kerag-methode vindt men in afbeelding 32 (lit. 39). De ozon wordt opgelost door een centrifugaalpomp welke het ozonluchtmengsel aanzuigt en tegelijkertijd fijn in het water veideelt (verlies 20-30 %). Deze methode wordt in Dordrecht en op Ameland toegepast. Het beste rendement (betrokken op de gasfase) blijkt op te treden bij het principe van de Wabag-methode. Hierbij w o d t de ozon ingebracht in een met Rashig-ringen gevulde absorptietoren, een gaswasser (< 2 % verlies). Een nadeel is evenwel dat een groot gaswasseroppervlak nodig is. De methode wordt toegepast in Uberlingen bij de Bodensee Fernwasserversorgung (27.000 m3 water per uur) (af beelding 33). De menging kan ook plaatsvinden via het zogenaamde hydrokinetiekproces. De reactie met ozon viddt in een lang stuk buis plaats volgens het systeem van Vecom (afbeelding 34, lit. 42). Het rendement van ozon wordt vaak alleen op de gasfase betrokken:
satoren worden toegepast. Ozon en water worden aan de bodem in de toren ingebracht, zie afbeelding 28 (lit. 40). Voor het inbrengen van de geozoniseerde lucht maakt men gebruik van plastiek spoeikoppen. Deze methode is in de loop der tij'd geperfectioneerd en wordt vrij vaak toegepast. Het principe van de Welsbach-methode wordt weergegeven in afbeelding 29. De ozon wordt aan de ondenijde door poreuze platen in de vermengingsruimte geperst, terwijl de water aan- en afvoer bovenin plaatsvindt. Deze methode werd onder andere toegepast in Philadelphia WS) @t. 35 en 40) (verlies 20 tot 30 %). Het principe van de Tofiicelli-methode wordt weergegeven inafbeelding 30. Het inbrengen van de ozon vindt plaats in een kamer, welke hydraulisch afgesloten wordt door de druk van het te zuiveren
Dit is volgens Thievent (lit. 43) niet juist. Beter is het het ozonrendement te betrekken op de waterfase in de directe omgeving van de ozoninbreng: 0 3 , gemeten in water
x
ozonrendement 0 3 in, betrokken op waterfase
x 100 %. Een hogere druk in het water is hierbij gunstig. Deze kan verkregen worden door een waterdruk van 5 m of door een adsorpBedruk via een begasser. In het laatste geval is slechts een watervoordruk van 3-5 cm nodig in een ozonkamer van 1,5 B 2 m diepte. Kerag claimt dat in dat geval de benohigde energiekosten lager liggen (8,5-10 Wh/g ozon ten opzichte van 22 Wh/g ozon bij een injectorsysteem). Een begasser kan tevens ingesteld worden op de doorstroomde waterboeveelheid, terwijl de begassing
WATER^
I
RESIOUAL AIR
t
OUTLET
INLET
CHANNEL FOR RECOVERIN OZONE FROM THE OZONATION CHAMBER FOR PREOZONATION
De kosten zijn uit verschillende elementen opgebouwd, ruw te scheiden in investeringen en produktiekosten. De produktiekosten bestaan voornamelijk uit het energieverbruik van de luchtvoorbhandeling, de ozonproduktie en de ozoninbreng.
TLET CHANNEL FOR E WATER 8 PRESSURE GULATOR FOR OZONAT ION CHAMBER INJECTION OF GAS ESIDUAL OZONE UNDER PRESSURE LAYER OF RESIDUAL OZONE UNDER PRESSURE
COMPARTMENT FOR DISSOLVING OZONE
COMPARTMENT FOR WATER SEPARATED FROM THE GAS
PRESSURE
I
A f b . 30 - Ozoninbreng volgens Torricelli.
-
Air ozone'
Nieuwere installaties verbruiken tussen 25 en 35 kWh/kg ozon, hetgeen bij een huidig prijspeiI van 11 ct/kWh neerkomt op 0,3 tot O,4 ct/g ozon, ofwel per 3 g ozon/m3 water op 0,9 tot 1,2 ctlm3 water. Voor een installatie van 100 miljoen m3/jaar is berekend, dat de kosten per m3 water 1 momenteel 1,6 ct/m3 bedragen, zodat ruw geschat de totaalkosten bij een inbreng van 3 g ozon/m3 water 2,5-2,8 ct/m3 water bedragen. Kleinere installaties zijn duurder.
Wabag Ozonwascher
I
3
Xbsls poreux
Compresston -diffussion par poreux Capact16 a charnbrcs multiples 1
Afb. 31
8. Overige aspecten Ozonisatie in combinatie met chlorering Ozonisatie wordt we1 toegepast na het chloren. Over het algemeen vindt men de toepassing van ozon allEBn te duur. Men past daarom vaak chlorering en ozonisatie na elkaar toe (lit. 35 en 44). Volgens Kolle (lit. 45) kunnen chloordioxyde en ozon in geen geval tegelijkertijd toegepast worden, daar anders vorming optreedt van chloraat, perchloraat en murstof.
o traiter
4
(lit. 15) stelt dat het optimum ligt bij belletjes van 2 mm grootte.
1
- Ozoninbreng in diverse compartimenten.
Wassereintritt
Afb. 33 - Ozoninbreng in een kolom met een gepakt bed (Wabag).
met de gewenste concentratie in de contactkamer nodig was, zodat er ook uit dit oogpunt bezien bedenkingen zijn tegen het berekenen van een ozonrendement betrokken op de gasfase. In afbeelding 35 is de opwaartse snelheid van de ozonbelletjes weergegeven. Gomella A f b . 34
Buydens (lit. 46) heeft gevonden dat een restchloorgehalte voor de ozonisatie geen invloed heeft or, het restozomehalte, we1 nam het restchloorgehalte nade ozonisatie af. Hij suggereert, dat door ozon aangetaste verbindSngen weer door chloor aangepakt worden. Chloordioxide en chloriet worden door ozon we1 volldig omgezet tot chloraat. Ozonisatie in combinatie met snelfiltratie Een onderzoek naar de invloed van ozon op de troebeling van het water en de looptijd van de snelfilters vond plaats in de proef-
- Ozondosering in tegenstroom. a. mengbuis
A f b . 32 - Ozoninbreng met een radiaalbegasser (Kerag).
van een injector sterk afhangt van de doorstroomde howeelheid. Ook zouden de bouwkosten (diepte contactbassin) geringer 7ijn. Uit het voorgaande was duidelijk geworden, dat een zekere afgasconcentratie in verband
b. deelstroom c. drukverhogingspomp d. injektor e. ozonopwekker ozonator f. ozonoplossing g. injektiestuk h. reaktiestuk i. ontgassingsbuis k. automatische ontluchting I. gezuiverd water
R a d ~ u so l
Bubble-cm
I
Afb. 35 - De op~vaartsesnelheid van ozonbelleijes.
fabriek van de Rotterdamse DrinkwaterAfb. 36 - Invloed voorafgaande ozondosenng (2 n ~ g l l op ) de troebelingsgraad van filtraat van langleiding. De troebelingsgraad van het snelzamn zandfilier. filtraat kon op deze wijze tot zeer lage warden worden gereduceerd (0,04-0,l JTU) terwijl de ozonisatie tevens de weerstandsopbouw en de looptijd in het filter gunstig beinvloedde. Ook bij de proefinstallatie te Leiduin van Gemeentewaterleidingen Amsterdam werden dergelijke gunstige eff ecten van ozonisatie geconstateerd (afb. 36). In Duitsland wordt veel waarde gehecht aan deze bijkomstige werking van ozon als filterhulpmiddel.
OPSLAG IN BIE S BOSCH BENKENS 1tN O N D E R Z O E I I
-
H l l W W l l t R HA COA 6 U L A l l E EN ORLAG I N 0ENIEN~OEGROIE, HUGIt* ONDERZOEII
HoE~::,',~H H W ".H dnll4nl~np
-
Cospuloll. Oplo~rl*. l,,I,Ol,. $nahttrel,.
uooltoltrd*.
cntnor
.
cn~oor
d10.ld.
Ozonisatie in combinatie met actieve koolfilters De combinatie ozonisatie - actieve koolfiltratie blijkt in toenemende mate te worden loegepast (lit. 47,48,49 en 50) ter beperking van het vefbruik aan actieve kool. Door ozonisatie lu-ijgen de geoxideerde organische stoffen evenwel een meer hydrofiel karakter waardoor zij minder goed aan actieve kool adsorberen. (In de lit. 41,49 en 51 wordt nader ingegaan op de ontijzerende en ontmanganende werking, welke een gevolg zijn van deze zuivering.) Corrosieverschijnselenen giftigheid Tot voor kort had men bij de toepassing van ozonisatie veel hinder van corrosieverschijnselen (lit. 50 en 52). Door verbetering van mater'iaalsoorten en met name door toepassing van kunststoffen is dit bezwaar sterk verminderd (lit. 8).
Y I I N W A I E I NA COA. 6 U L A l l E ENOPSLAG I N LOENERVEENSE P L A ~
I INONOERIOEN
5nmlltllrot~.
I
O P P E R V L A I I I E WA1ER G E s C H l N r VOOR MICROZONE PROCES
A f b . 37
-
-
-
-
-S~.II~IICM~.-
M~rrovr8ng
CODOUld1. I.l,~nl*l. S~.II,II,OI,. L O ~ O : &and llll,~ll.
-
COOOUIOI~.
cnloor
Chloor-
dnoana*
t -
- Overzicht van enige nlogelijke plaatsen van ozon in de zuivering tot drinlnvater.
9. De plaats van ozon in het zuiveringsproces
Wanneer de vervuilingsgraad van de bron voor een drinlcwatervoorziening aanleiding Volgens Lake (lit. 52) tast ozon rubber en geeft tot het toepassen van ozon in de in het algemeen alle stoffen met dubbele zuivering dan mag ozoriisatie niet als een bindingen aan. Ten gevolge van de sterke louter additionele zuiveringseenheid worden giftigheid van ozon dient men speciale toegepast. Ozonisatie maakt een aanpassing beschermende maatregelen te nemen welke van de opzet van de zuivering noodzakeonder meer vermeld zijn in een Merkblatt lijk wegens het door oxidatie veranderde van de 'Berufsgenossenschaft der Gas- und karakter van een deel van de organische Wasserwerke' (lit. 53). Er dient een ozonstoffen, waardoor onder andere het prodetector in de ruimte, waar met ozon bleem van versterkte nagroei in het distrigewerkt wordt, geplaatst te worden, bijvoor- butienet zich voordoet. Anderzijds biedt beeld MAST-ozondetector. de vonning van hydrofiele oxidatie-
produkten en uitvlokking van collo'idale bestanddelen aantrekkelijke zuiveringsaspecten. De optimale plaats van ozon in de zuivering tot drinkwater zal, vanwege de grote afhankelijkheid van de kwaliteit van de bron, steeds proefondervindelijk moeten worden vastgesteld. Aan de hand van de bestaande kennis kunnen evenwel de volgende algemene aanbevelingen worden gegeven (lit. 54). 1. met het oog op economische overwegingen en optimaal gebruik van de ozon dient ozonisatie bij vervuild oppervlakte-
5. Koppe, P., Giebler, G. Unters~ichungeniiber die Ozonzehrung von Wiissern. GWF 107 (1966) 8, p. 196-200. 6. Biichoff, C. Versuche zur Feinreinigung von schwachbelasteten Ab~vasserndurch Ozon. Fortschritte Wasserchemie u. Grenzgeb. (1968), p. 121-130. 7. Stumm, W. Ozone as a disinfectant for Ivater and sewage. Boston Soc. of Civ. Eng. 45 (1957) 68. 8. Burg, L. van der. Kool en ozon. 21e vakantie cursus in drinkwatervoorziening 1969, H 2 0 3 (1970), p. 330-340. 9. Jiirs, R. H. Die Wirklrng des Ozom auj i ~ n Wasser geloste Stoffe. Fortschritte Wasserchemie u. Grenzbeg. (1966) 4, p. 40-64. 10. Molt, E. L. Rotterda~nseervaringen over de stnaakverbetering van uit oppervlakteivater bereid drinkwater. Water 44 (1960), 25, p. 327-335. 11. Reichert, J. K. Untersuchungen zur Eli~ninierung kanzerogener, aro~natischerPolyzyklen in der Trink~vasseraufbereitungunter besondere Beriicksichtigung des Ozons. GWF 110 (1969) 18, p. 447-482. 12. Effectiveness of Water treatnlent processes in pesticides ret~roval.JAWWA 57 (1965) 2, p. 181-199. 13. Meijers, A. P. Kwaliteitsaspecten van OzoniSamenvatting satie. KIWA Med. nr. 37, 1975, HzO 9 (1976), Er is een beschrijving gegeven van de p. 62-64. eigenschappen van ozon, zoals de oxide14. Heusden, G. P. H. van. Zesde congres van de Internationale Waterleidingassociatie. Ozonisering. rende kracht, de oplosbaarheid in water en het eigen verval tot zuurstof. Vervolgens Water 48 (1964) 22, p. 307-308. 15. Gomella, C. Ozone practices in France. is ingegaan op de reacties met organische JAWWA, jan. 1972, p. 39-45. stoffen in water. De kleur en de smaak 16. Jonker, H. De invloed van restozon op de kunnen door ozon gemiddeld met 60 afnanre van het organische stofgehalte in water. respectievelijk 75 O/o afnemen. Het totaal HTS-verslag GW Amsterdam (1976). organische stoffengehalte neemt slechts 17. Reicherter, U., Sontheimer, H. Untersuchungen zur Anwendung von Ozon bei der Wasser- und in geringe mate af. Uitvoerig is ingegaan Ab~vasserreinigung.Vom Wasser 41 (1973), op de reactiemechaoismen bij neutrale p. 369-380. zuurgraad (elektrofiele substitutie) en bij 18. Gomella, C. Diffusion de I'ozone duns I'eau. hoge zuurgraad (reactie met hydroxylHouille Blanche (1967) 4, p. 439-449. radicalen). 19. Schippers, J. C. Tecl~nologischeaspecten Tevens is melding gemaakt van de sterke van ket filtreerstation Baanhoek te Dordrecht. H 2 0 1 (1968) 23, p. 536-538. desinfecterende werking van ozon, welke 20. Trailigaz. N.V. Industriele Maatschappij voor echter pas optreedt als een deel der organide behandeling van vloeistoffen en gassen, sche stoffen geoxideerd is. Door de N.V. Ingenieursbureau Duyndam & Co. Ozon gedeeltelijke oxidatie van de organische Brochure, 18 blz. stoffen ontstaan in het leidingnet nagroei21. Katzenelson, E. c.s. Inactivation kinetics of verschijnselen, welke door navolgende viruses and bacteria in water by rise of ozone. JAWWA, dec. 1974, p. 725-729. zuiveringstrappen of door nachloring 22. Evison, L. Inactivation o f viruses in water bestreden kunnen worden. ~ ~ i tozone, lt Brit. water supply, sept. 1972, In vogelvlucht is voorts de technologic van p. 14-17. de ozonproduktie besproken, waarbij 23. Snoek, 0. I. Enige chemische en bacteriolovooral aandacht besteed is aan de ozongische aspecten van de toepassing van ozon bij de drink1vaterzuivering. H 2 0 3 (1970) 5, p. 108-109. inbreng in water. 24. Dietlicher, K. Wiederkei~nungozonierter Tenslotte is aandacht besteed aan ozoniSchnelfiltrate in1 Rohrnetz. Schriftr. Vereins satie in combinatie met andere zuiveringsWasser-, Bodem- und Lufthygiene, Heft 31, trappen en de gewenste plaats van de (1970), p. 171-186. ozonisatie in het zuiveringssysteem. 25. Schalekamp, M. Untersuchungen zrir Abklarung des Phanot~rensder Wiederverkei?nungin Rohrnetzen iar Zusarnnlenhang nlit Ozonung. GWA 49 (1969) 8, p. 253-257. 1. Burg, L. van der. Het filterstation Baanhoek 26. Vaillant, C. J. L'ozonation et la filtration te Dordrecht. HzO 1 (1968) 23, p. 526-535. lente duns la probl2nle de la prolifCration ~nicro2. Holluta, J. Das Ozon in der Wasserchernie. bienne duns les reseaux de distribution d'eau. GWF 110 (1963) 44, p. 1261-1271. GWW I8 (1964) Gas Eaux UsBes 50 (1970) 67. 2, p. 29-35; 18 (1964) 3, p. 55-61. 27. Buydens, R. La reviscence nzicrobienne 3. Gomella, C. Le Traitenlent des eaux par I'ozone. duns les eaux et, particuli2rere,11ent,dam les eaux ozonbes. Cebedeaux, janvier 1972, no. 338, p. 3. La tribune de Cebedeau 20 (1967) 287, p. 397-413. 28. Gould, J. P., Weber, W. J. Oxidation of 4. Eine neue Ozonanlage fiir das Wasserwerk phenols by ozone. JWPCF 48 nr 1 11976). 47-60. St. Polten. GWW 19 (1965) 2, p. 36-38.
water niet als eerste zuiveringstrap te worden toegepast; 2. ook als laatste zuiveringstrap is ozonisatie weinig aanbevelingswaardig, gezien de versterkte nagroei die zal optreden en de mogelijke introductie van persistente rubberaantastende peroxiden in het net; 3. het gelijktijdig v66rkomen van ozon en chloordioxide dient te worden vermeden, daar deze stoffen met elkaar reageren tot produkten met te verwaarlozen desinfecterende werking; 4. in het geval ozonisatie tevens wordt aangewend ter verkrijging van een lage troebdheid van het water, wordt een verwijdering van de ozorcisatieprodukten bevorderd door na de ozonisatie coagulatie en snelfiltratie toe te passen. In afbeelding 37 wordt een overzicht gegeven van enige mogelijke plaatsen van ozon in de zuivering.
29. Hoignk, J., Bader, H. The role of hydroxyl radical reactions in ozonimtion processes in aqlieolis solutions. Water Research 10 (1976) 377. 30. Dahi, E. Physicochemical aspects of disinfection o f water by means of ultrasound and ozone. Water Research, I 0 (1976), 677-684. 31. Adam, C. Het ozonstation van Not~neir. Anseau-Navewa Bulletin (1967) 155, p. 4-24. 32. Berger, K. Gesichtpunkte zur Ozonbehandlung von Trinkivasser. Vom Wasser 25 (1958), p. 82-92. 33. Edelman, A. Design and operation of an ozonator. Dissertatie Delft, 1967, 137 blz. 34. Greiner, A., u.A. Wasseraufbereitung nlit Ozon. 1.Mitteilung: Zur Technik der Ozonbehandlung mit Wasser. Fortschritte Wasserchemie u. Grenzgeb. (1965) 3, p. 185-192. 35. Heusden, G. P. H. van. Ozonisatie; 14e vakantiecursus in drinkwatervoorziening. Nieuwe ont~vikkelingenin de lvaterleidingtechniek op fysisch, che~nischen biologisch gebied. Water 46 (1962) 17, p. 255-261. 36. O'Donovan, D. C. Treatment with ozone. JAWWA 57 (1965) 9, p. 1167-1194. 37. Kolin, L. Vorteile und Kostenglieder~ingder Ozonisierung von Trinkwasser. GWW 19 (1965) 4, p. 79-88. 38. Frison, P. Developr~tentof European ozonisation techniques, in Ozone chentistry and technology. Washington, 1959, p. 443-449. 39. Guillerd, J. R. L'Cvolution dam te traite~nent des eaux par I'ozone arc cours des quinze dernisres annbes. Techn. sc. munic. 63 (1968) 10, p. 279-312. 40. Torricelli, A. Drinking water purification, in Ozone chetnistry and technology. Washington (1959), p. 453-465. 41. Hallopeau, J. Ozonation. 6e IWSA-congres, 1964, Stockholm, p. Dl-D100. 42. Vecom Afd. Waterbehandeling, Brochure Ozon in de Waterbehandeling. 43. ThiBvent, P. M. Ozonung von Ivasser, Ozona~ifsattigungund Begasungsart. Gas Wasser Abwasser 53 (1973), p. 405-408. 44. Kolin, L. Ozonbehandlung des Trink~vassers. Viziigye KozlemBnyek, Budapest (1963) 4, p. 441-469. 45. Kolle, W. Proble~nder ge~neinsanzen Anwendung verschiedener Oxydations~nittelbei der ~asser&ifbereitung. 35 (1968), p. 367-381. 46. Buydens, R, Fransolet, G. L'action de I'ozone sur le chlore, le bioxyde de chlore et le chlorite contenzi duns les exaux traitbes. Cebedeau, janvier 1971, no. 326, p. 4-6. 47. Foulon, A. Ozonisier~ingvon Wasser. Wasser, Luft u. Betrieh 11 (1967), 3, p. 143-144. 48. Klein, H. U. Die An~vendzrngvon Ozon bei der Badewassera~ifbereitung.Sport u. Baderbauten 7 (1967) 4, p. 356-364. 49. Meijers, A. P., Pieper, J. W. De toepassing van actieve kool bij de ~vaterzuivering.Rijswijk (1969), 15 blz. KIWA SW-100. 50. Simon, M., Scheidtmann, H. Die neue Ozonanlage der Stadhverke Duisburg. GWF 109 (1968) 32, p. 877-882. 51. Hopf, W. Aktivkohle in der Wasseraufbereitung. H 2 0 2 (1969) 12, p. 286-291. 52. Lake, G. J. Ozone cracking and protection of rubber. De Ned. Rubber Industrie 30 (1969) 24, p. 1-13; 31 (1970) 1, p. 2-8. 53. Berufsgenossenschaft der Gas- und Wasserwerke. Merkblatt iiber die Verwendung von Ozon als Wasser Entkeimungs~~tittel. Diisseldorf, 1967. 7 blz. 54. Zoeteman, B. C. J. De plaatsing van ozon in de zuivering tot drinkwater. KIWA Med. nr. 1. Werkgroep Ozon, HzO, 6 (1973), p. 47-49.
om-~asser
Gezondheidsaspecten van drinkwaterbereiding
1. Inleiding De meest 'betrouwbare en universele methode van bereiding van drinkwater heeft sinds mensemheugenis 'bestaan uit destillatie gevolgd door langdurig verblijf van het regenwater in de bodem. Tijdens dit proces wordt het water eerst ontdaan van verontreinigende bestanddelen, beludht, gemtreerd en vervolgens gedurende lange tij'd geconditioneerd door contact met minerale bodembestanddelen in een tegen verontreinigende invloeden beschermde omgeving. Tenslotte wordt het water bij het uittreden
ziekteverwelrkende organismen wordt in toenemenlde mate zorg besteed aan het beperken van de aanwezighdd van chemische verontreinigingen enerzijrls en het in stand houden van een evenwicutigeminerale samenstelling van het water anderzijds. Bij het vervaardigen van een dergelijke kwaliteit van drinkwater dienen dezelfde elementen voorop te staan als 'die welke aan de bekendheid van bepaalde bronwateren hebben bijgedragen: - afwdghdd van verontreinigingen; - evenwicht met de atmosfeer;
- evenwicht met minerale bodembestanddelen; - gerijpte leeftijd; - aangetoonde onsohadelijkheid bij gebruik
door opeenvolgende generaties van organismen. Nu is het in een situatie van schaarste aan watdbronnen van goede kwaliteit, zoals uit de bodem opnieuw belucht. Met name Nederland die kent, niet mogelijk geheel bronwater heeft in de loop vande tijd een aan deze kenmerken van goed drinkwater te grote reputatie gekregen als een voor voldoen. De noodzaak om vanuit een de menselijke gezoadheid onrnisbaar oogpunt van vo'lksgezondheidgroot belang element waaraan in enkele gevallen zelfs te hechten aan het zo goed mogelijk heilzame 'kracht wofdt toegeschreven. iaibouwen van deze 'oeroude elementen' In een boek getiteld: 'L'eau' van Gaston van de bereiding van drinkwater zal evenwel Tissanldier [I], versohenen in 1873, staat onder in deze voordracht nader worden toegelicht. het hoofd 'Les incertitudes de la science' Daarbij zal eerst aankiacht worden besteed over mineraal wateren het volgende aan de vraag wat onder deugdelijk drinkgeschreven: water moet woeden verstaan, vervolgens 'Aprh avo& admis trop facilement les faits aan de huidige onzekerheden die er op dit les plus merveilleux, on est arrivk B nier gebied nolg bestaan om tenslotte in te gaan compl6tement l'action bienfaisante des eaux op ,de mogelijkheden om de gezondheid te minkrales. De nos jours cependant, on est beschermen door verbeteride technieken revenu B des opinions plus raisonnabla, voor de bewaking van de waterkwaliteit et personne ne met en doute l'efficacit6 en op de mogelijkheden tot het beperken des sources ldans un grand nombre de van gemndhe~dsrisko'sdoor aangepaste maladies'. wijzen van 'bereiding van water dat is Vervolgens vraagt Tissandier zich af: bestemd voor menselijke consumptie. 'Comment les eaux min6rales agissent-elles? Sans doute par les sels qu'elles renferment, 2. Deugdelijk clrinkwater mais il y a encore beaucoup d'incertitude In de Waterleidingwet van 6 april 1957 sur cette question dklicate'. bepaalt Artike'l4, lid 1 dat: Wat dit betreft is er de laatste eeuw dus 'De eigenaar van een waterleidingbedrijf weinig veranderd. We1 was men is gehouden zorg te ,dragen, dat de levering in de tussenliggende periode decennia lang van deugdelijk d r i w a t e r aan de verbruivan mening dat het inaktiveren van ziektekers in zijn distributiegi?bied gewaarborgd verwekkende organismen een doorslaggevende waarborg vormde voor de deugde- is.' lijkheid van $drinkwater. Een nadere precisering van het begrip Edhter sinds de ontdekking van statistische 'deugdelijk drinkwater' geeft A d z e l 4 van verbanden tussen de aanwezigheid van het Waterleidingbesluit van 7 juni 1960, bepaalde bestanddelen in drinkwater en waarvan lid 1 bepaalt: sterfte aan ziekten, zoals kanker en hart'Drinkwater, dat de eigenaar aan anderen en vaataandoeningen [2], die het gevolg ter b e s W n g stelt, mag geen stoffen kunnen zijn van langdurige blootstelling bevatten in zodadge hoeveelheden per eenaan ibepaalde invloeden, 'begint dch de he2d water, dat deze voor de gezon8dheid laatste jaren een fundamentele wijziging nddelig kunnen zijn', in het denlcen over de bereiding van drinkterwijl lid 2 maximaal toelaatbare concenwater af te tekenen. Naast de aandacht traties omschrijft voor een zevental toxische voor het voortdurend afwezig zijn van bestanddelen:
nitriet, nitraat, cyanide, lood, arsenicum, selenium en dhromium. In de ontwerp drinkwaterrichtlijn van de Europese Gemeenschappen wol'den, afgezien van niteiet en nitraat, die als ongewenste parameters zijn gekwalificeerd, voor 13 toxische stoffen maximaal toelaatbare concentraties aangegeven. Het zal edhter duidelijk zijn dat de deugdelijkheid van 4drin!kwatermet uitsluitend wordt bepaald door het beneden bepaalde concentraties voorkomen van enige ziekteverwekkende bestankidelen. Natuurlijk vormt een eerste vereiste voor de deugdelijkheid van drinkwater dat consumptie ervan niet acute ziekte tot gevolg mag hebben, evenmin als een ziekte welke zich pas na vele jaren opedbaart. Voor de gebruiker, die doorgaans voetstoots uitgaat van de afwezigheid van ziekteverwekkende eigenschappen van drinkwater, is van mindens zo groot belang de eik dat het water aangenaam moet zijn bij het gebruik. Onlder gebruik meet in eers'te instantie worden verstaan het ge'bruik voor consumptie, waarbij de zintuiglijk waarneembare eigenschappen een doorslaggevende rol spelen CDrost, Zoeteman [3]). Daarnaast is het gebruik voor allerlei andere doeleinden zoals spoelen, wassen, irrigeren e.d. van 'belang, waaruit additionele eisen aan het water kunnen voortvloeien. Van deugdelijk drinkwater mod ook worden geeist dat het de gunstige eigenschappen die het bij het verlaten van het productieb&ijf bezit nog in voldoende mate heeft be'houden nadat het een uitgestrekt buizennet tot aan de tapkraan van de gebruker heeft doorlopen. De discussie rond de vraag inhoeverre met het drinkwater essentiele mineralen, zoals 'bijvool'beetd jddium en magnesium, aan de mens zouden moeten worden toegevoerd is nog steeds niet afgerond, hoewel ten aanzien van cariespreventie door fluori'de duidelijb de drinkwater route in Nederland is uitgesloten. Het is niet ondenkbaar dat voor andere minerale bestanddelen uit ons vo&.ingspakket we1 degelijk de &inkwaterroute als aanvaardbare bron kan gelden, mits het concentratienilreau van een dergelijke stof waarbij sdhadelijke effecten zijn te verwachten, voldoende ver ligt van het niveau waahij optimaal aan de lichaamsbehoefte wordt voldaan. In de ontwerp EG dl'bdmaterrichtlijn is deze gedachte reeds neergelegd in het begrip 'midimum vereiste concentratie', welk begrip geldt voor ertige minerale watehestanddelen in het geval het water een ont!hafdingdbf?haadelingmocht hebben ondergaan. Door de behoefte om de deugddijbeid van drinkwater niet alleen te omschrijven ten aanzien van de maximaal toelaatbare concentratie van enige toxische stoffen
maar om tevens de grenzen aan te geven waaibinnen drinkwater aangenaam is in het gebruik is h& aantal normen voor de kwaliteit van drinkwater toegenomen. Telde het Waterleidingbesluit van 1960 slechts normen voor 7 chemische bestanddelen, de ontwerp EG drinlkwaterrichtlijn he& maximad toelaatbare waarden omschreven voor in totaal44 fysische en chemische parameters. Wegens het niet aanwedg zijn van een direct g e m voor de vo'lksgezondhdd bij overschrijdingvan de m a h a a l todaatbare waarden voor nid-toxische bestanddelen zijn biervoor ,onderbepaalde voorwaarden overschrijdingen toegestaan. Een cwerzicrht van gremaarden voor parameters vallend onder de categorien 'ongewenst' en Yoxisch' van de EG drinkwaterrichtlijn, in vergelijking met de grenswaarden uit het huidige Waterlddingbesluit, geeft talbel I. Met het toenemen van het aantal normen voor driinlctyater wofdt de geilaclite verleidelijker om te veronderstellen dat drinkwater dat aan d a e normen voldoet ook deugdelijk is. Dit hoeft echter geenszins het gem1 te zijn. Voor het garantleren van de deugdelijkheid is naast een goede controle van de watefkwaliteit op het voorkomen van allerlei stof fen en organismen een doelma?+geopzet van het zuiveringsen diktr'ibutiesysteem noo'dzakelijk en de TABEL I
aanwezigheid van ervaren en geschoold personeel voor de berlrijfsvoering. Een toenemend aantal kwaliteitsnormen heeft zelfs h d gevaar in zich dat kostbare middelen worden besteed aan onderzoek dat in een bepadd geval relatief onbeiangrijke kw&teikaspecten kan betreffen. De uitgebreide lijsten met normen zijn vooral van waarde 'bij incidentele doorlichting van de kwaliteit van het door een bepaald bedrijf gedistribueerde water, waarbij men er op bedacht mod zijn dat het gevaar juist kan worden veroomaakt door een verontreidging waarvoor nog geen normen zijn geformuleefd. Daarnaast is een beperkt aantal normen noodzakelijk voor een snel uit te voeren dagelijkse controle van de bedrijfsvoering, om het totale effect van de hoedanigheid van het water op de mens zo geed mogelijk te re&treren. In dit kader kan worden gedacht aan de aloude reuk en smaak test, waarmee sue1 het in voldoende mate afwezig zijn van een grote varieteit aan stoffen kan worden geconstateerd en waarmee de meest gevoe15ge toets voor het aangenaam zijn van het water voor de consument wordt verkregen. Daarnaast is er grote behoefte aan snelle testmethoden waarmee de mogelijk toxische worden effecten van het water k U ~ e n geregktreerd. Op de recent beschkbaar gekomen mogelijkheden op dit gebied zal in het vervolg nader worden teruggekomen.
- Drinkwaiernorrnen voor chemische veronireinigingen.
Parameter
Eenheid
Ongewenst in excessieve hoeveelheden Nitraat Nitriet Ammoniak Koolwaterstoffen Phenolen Detergenten IJzer Mangaan Koper zink Phosphor Fluor
Zilver Arseen Cadmium Cyanide Chroom Totaal Kwik Nikkel Lood Antimoon Seleen Pesticiden Totaal Pesticiden Individueel Polycyclische Aromaten
*
Ontwerp d.d. december 1976.
mgll NO3 mgb NO2 mgP NII4 ugP ug/l CBHBOH ugfl laurylsulfaat ugll ugP ugll ugP ugll p ugP (8112 O C )
Maximaal toelaatbare concentratie Waterleidigbesluit E.G. drinkwatemchtlijn (1960) (1976)*
Tenslotte moet in het kader van het deugdelijk zijn van drinkwater nog worden stilgestaan bij de factor tijd. Bij het meer vervuild raken van de bronnen voor de berdiding van drinkwater moet meer waarde worden toegekend aan het tijdselernent bij de bereiding. In de eerste plaats dient voldoende tijd besch!ikbaar te zijn tussen het onttrekken van water aan een verontreinigde bron en het bestemmen van dat water voor de bereiding van drinkwater, zodat vooraf het voldoen aan bepaalde kwafiteitseisen naumkeufig kan worden onderzocht. Een zelfde eis geldt ten aamien van het berei'de product. Een internationale werkgroep [4] heeft in vehand met in'direct hergebruik van afvalwater voor menselijk consumptie aan'evolen dat: 'because of the time required for a full examination a retention time of about 48 hours prior to distdbution of the treated water should be strived after'. Het verlopen van voldoende tijd tussen bereiding en het bereiken van de tapkraan van de verbruiker is ook van belang in ver'badd met het verdwijnen van de bij bereiding gevomde reactieve, magelijk s~hadelijke,verbindingen uit het water. Resumerend mag van deugdelijk drinkwater worden verwacht dat het bij een gebruik van generatie op generatie door alle groepen van de bewlking geen ziektevers&ijnselen tot gevolg heeft, dat het aangenaam is in het gebruik, dat het eventued bijdraagt rot een goede gezondhdid, dat het stabiel is, ofwel dat het de gunstige eigenschappen tijdens de distributie behoudt, dat op het moment dat het de vefbruiker bereikt de effectiviteit van de bereiding adequaat is gecontroleerd, en tenslotte dat het wodt omringd met de zarg van dedcun'dige en toegewijde mensen. 3. Onzekerheden omtrent de deugdelijkheid 3.1. Algemene aspecten Bij de bereidng van dridcwater dient re'kening te mrden gehouden met een reeks van onzekecheden die de deugdelijkheid van het te consumeren water bedreigen. Teneinde deze oazekerheden op verantwoorde wijm in te kunnen passen bij de indchting en bedrijfsvoering van waterleidingbedrijven is het van groot belang hun aard en omvang gedetailleerd te kennen. Uiteraard zal het beeld dat m ontstaat een tijdsgebondenkarakter hebben, immers hoe verder de wetenschap voortschrijdt hoe onzdcerder de mens zich lijkt te voelen. In het volgende zal een poging worden gewaagd de onzekerheden omtrent de deugdc?lijkheiidvan drinkwater, voomover deze in relatie staan tot de bereiding, in kaart te brengen. Hiefbij wordt de procesgang van het water globaal gevolgd.
3.2. D e bron De meest 'belangrijke onzekerheid bij de bereiding van dr'inkwater is gelegen in de onbekende verontreinigingstoestand van de bron. Tegenwoordig moet het d~inkwater worden 'bereid uit bronnen die niet alleen verontreinigd zijn met biekteverwekkende organismen, maar die tevens talloze reactieve chemicalien bevatten die kankerverwekkende, mutagene en teratogene eigenAfb. 1 - Regressies van totale kankersterfte voor sohappen bezitten. In dit verband doen blanke ntannen naar urbanisatiegraad. zich twee problemen voor.
In de eerste plaats is het met absolute zekerheid garanderen van de afwezigheid van dit soort chemicafien in het ein'dproduct dermate kostbaar dat de bereidhdid om deze kosten te maken pas lijkt te ontstaan wanneer aan de hand van harde toxicobgische en epidemioiogische gegevens de noodzaak hiertoe kan wotden aangetoond. Het is evenwel de vraag of de scha'delijke effecten, van de doorgaans kleine hoeveelheden van deze kankerverwe'kkertdea anderzins scha'delijke verbiddingen in water, eenduidig kunnen worden aangetoond temidden van de vele andere ris'iko's waaraan de mens via milieu en voeding wordt
[email protected] onzekerheid of voltioende zuivering plaatsvindt lijkt daarom een permanent 'bestaan'beschoren. Dat gezotfdheidsrisiko's kleven aan de bereiding van dhnkwater lrit v e ~ i l d bronnen e 'is enigszins aannemdijk gemaak't door epidemiologisdhe onderzoekingen in de staat Louisiana in de VS.
auteurs verwaoht worden dat omschakeling van de Mississippi rivier naar gronldwater als bron voor de drinkwatervoorziemng voor een gemeente op de lange duur zou resulteren in een verlaging van de totale kan!kersterPte van 17 % voor blanke mannen, 28 % voor nietJblanke mannen en 2 2 % voor niet-blanke vrouwen. Voor blanke vrouwen werd geen significant verband gevortden 'tussen totaile kartkersterfte en de drinkwaterbron.
De twedde omekerheid ten aanzlien van de bron is gdsgen in het gedrag ervan in de loop van de tijd. Zal de kwaliteit gelijk blijven of versledhteren en als deze versledhter't in we'ke mate en ,hoe snel? Hier ligt een cruciaal punt ten a a d e n van de deugdelijkhdd .van drinkwater daa'r de bereidng van drinkwater eigenlijk steeds uit gaat van het 'binnen zekere grenzen constant blijven van de kwaliteit van de bron, hoe paradoxaal dit ook moge lijken. Oppervlaktewater verwerkende 'bedrijven Een mogelijke associatie tussen de con%un zuiver'irig op een bron dimensioneren sumptie van drinkwater bereid uit het van relatief constante slechte kwaliteit. v e m ' i l e water van de Mississippi rivier Waar op grond van de h~drolog~sche en het voofkomen van diverse soorten karakteristiek fluctuaties in de kwa'litdt kanker bij de bevolking weid voor het e a s t in 1974 naar voren gdbracht door Harris [S]. zijn te verwachten wordt de bereidih'g meestal zo lingericht dat eerst door afvlakIn een publicatie in 1976 van Page, Harris king (d.m.v.voorraadvorming een constante en Epstein [6] wordt de totale kankerkwaliteit zo goed mogelijk wordt benaderd sterfte als functie van de urbanisatiegraad van gemeenten vergeleken voor 11 gemeen- vool'dat de digenlijlce zuivering plaats heeft. Zijn de oppervlalctewater verwerkencie ten die drinkwater uit de MIksissippi bedrijven d c h dui'delijk bewust van het betrekken en 53 lokale overige gemeenten. grillige karakter van hun grondstof, de De regressie'lijnen voor blanke mannen 'bdrijven hebben de 'inrichting grondwater zijn in afb. 1 weergegeven. De dfinkwateren bedrijfsvoering van hun installaties bron bleek in de regressies significant doorgaans geheel g&aseerd op de constantgecorreleerd te zijn met sterile aan kankers van hun bron. Hier gddt 'dat waar heid in het spijsverteringskanaal voor alle een bedrijf zich veilig w a n t het gevaar bev@lkingsgroepenen met sterfte aan kanjuist groot kan blijken te zijn. kers aan de urinewegen voor blanke mannen en diet-'blanke vrouwen. De auteurs Tot nog toe is, op grond van de verondertrekken op grond van de resultaten de stelling dat grondwater betrouwbaar is, volgende conclusie: deze bron nooit systematisch ondelzocht 'While statistical studies cannot by themop het voorkomen van die chemicalien waarvoor in het oppermlaktewater a1 langere selves establigh causality, this regression tijd aandacht bestaat. Door de min of study supports the hypothesis that there meer toevallige ontdekking door het RID is a link between carcinogens in dridcing van de aanwezigheid van concentraties van water and cancer mortality'. 100 ug/l of meer van het als m a k kankerAls aangenomen wordt dat het veronderverwekkerid bdkend staande ontvettingsstelde verband juist is dan kan volgens de
middel trichloorelhyleen, in enkele van de meest betrouwbaar geaohte grondwateren in ons lan'd te Utrecht en Zeist, is deze zekerheid echter gerelativeerd. Deze bevindingen ilxlustreren dat de onzekerheid omtrent de gesdhikrheid van de bronnen voor de drinkwatervoorziening in ons land s o o t moet worden geacht en dat met een adequate regelmaat objectieve gegevens moeten worden verzameld over de gevaren die aan het gebruik van deze bronnen voor de gezondheid zijn vehonden. Het laatste wat de waterbere?der mag doen is blindBngs vertrouwen op beschedngs- en saneringsmaatregelen voor het veiligstellen van een kwaliteit van zijn grondstoffen waarop het 'besbnde bereidingsproces is afgestemd. Een actieve bewaking is hier bitter nooclzakdijk. 3.3. D e bereiding 3.3.1. Inleiding Het hoofddoel van de bereiding is het verwijderen van verontreinigingen opdat het eiddproduct hygienisch betrouw'baar en aangenaam in het gebruik is. De afgelopen decennia zijn er diverse technieken ont~ikkeldwaarmee het mogelijk werd in kortere tijd een groter verwijder'ingseffect, met name voor Wologisch moeilijk afbreekbare vabin'dingen, te bewerkstelligen. Op deze plaats z d niet nader op het nuttige effect van moderne zuiveringsmetihoden worden ingegaan maar zal in het bijzonder aandacht wcyrden besteed aan ,gezondheidsaspectenvan neveneffecten van enkele zuiveringsprocessen. Hierbij wordt voord aandacht besteed aan die processen welke door de neveneffecten de opzet van de zu'ivering bdangrijk kunnen beinvloeden. 3.3.2. Biologische processen Als gevdfg van biologische processen worden in bet water omzettingsproducten geintroduceefd die soms van betekenis Jcunnen zijn voor de gezondheid. De met& bekende voorbedden zijn we1 lhet nitriet en nitraat welke stoffen achtereenvolgens bij de nitrifikatie van ammoniak worden gevormd. Volgens het 'statistisoh overzicht der waterleidingen in Nederland' van de VEWIN waren er in 1973 3 pompstations op de 260 die water afleverden met een nitrietgehalte boven de wettelijke norm van 0.1 mg/l terwijl allen voldeden aan de norm voor dtraat. Naast de anorgardische omzettingsproducten kunnen metabolieten door de orgarhsmen jn het water wofden afgescheiden die todsche of reukbedervende effecten hebben. Het gevaar van toxisohe metabdieten is genoemd in vefiband met 'blauwwierbloei in spaalibekkens, vermenigvuldig'ing van
Clostriidium botulinum in kadavers van 1969-1971met de in 1975 gemeten watervogels in water'widngsmiddden en chlorofolm gehaiten. Een andere studie over de groei van exotoxinen aEsdheidende 43 Amerikaame steden gaf een dergelijk verband niet te zien. bacterien die in filters en met name aktief kodfilters aanwezig zouden kunnen zijn. Een ander belangrijk gegeven in dit verband Er zijn in Europa geen meldirrgen bekend is de ontdekking van de Arnerikanen van ziektegevallen die in vefiand konden Laseter en Dowty [lo] dat bepaalde worden g&racht met bovenstaan'de gecworeerde vluchtige stoffen zods mogelijlcheden. Doorgaans zullen de diverse tetraooorinethaan en uhloroform behalve zulveringsprocessen eventude metabolieten in het drinkwater ook in Moed en ufme in belan'grijke mate tegelijk met de in de van de bevoIking kon worden aangetoond bron aanwdge verontreinigingen kunnen entdat deze stoffen gemaklcepijk de placenta verwijderen. passeren, met als resultaat dat zij in het navdstrenfloed in hogere concentraties aanwezig zijn dan in het bloed van de 3.3.3. Chemische processen moeder. Het g&ruik van chemicalien bij de drinkDaar lagere gehdogeneerde verbin'dingen watepbereiding houdt een aantal mogelijke in tegenettYfingtot stoffen zoals bemeen, rikiko's in voor de deugddijkheid van het lriet via luchttrerontreini&ngin het lichaam eindproduct. Zo is elk chemisch middel ,wordengelntrwduceerd, wordt in toenein zekere mate met andere ~henricaltien mende mate ,belang geheoht aan de mogeverontreinigd die ongewild tevens aan het lijke bijdrage van dhnlcwater. Het is dan water worden toegevoegd en die belangrijk ook van groot belang de vorming van taxischer kunnen zijn dan de hoofdcompo- haluformen en verwante stoffen tijdens nent. Een vool'beeld is de aanweziaeid van de dridcwaterbereidng waar mogelijk te kwik in natrodoog. Addenijds lei8dteke vermijden. toepassing van chenrische oddariemiIddelen Ozon m r d t we1 ge~ropag-d als altertot-& v o k g van producten van *ter de veelal onfbekende aard. Dit zal nader worden mtief voor chloor. Ozon functie van 'breelcpuntschioringniet vertotege'licht w o r dhloor en ozon. vullen; evenrnin heeft het een Uesinfecterende D~neveneffecten van c ~ o r i n gm n water hebben de laatste jaren sterk de aanaacht werung tiidens gevolg gevraagd doordat, mals Ro& [8] onder Van de sneble ontleding. De interme meer heeft aangetoond, bij aanwezihe$d van voor ozon is vooral ingegeven door het feit dat lbij chlor'ing onvermijdelijk allerlei sroffen met acetyl'houdende groepen, gehdogeneerdevefindingen ont*an die zeals hummefiin&gen, haloformen in rdatief grote hoeveelheden worden gevormd. nota bene in het kader van de sanering De Science Advisory Boarii van het van het oppenrlaktewater zijn geplaatst En~ronmentalProkction Agency in de VS OP de zwarte cjst [Ill. De stoffen van de zwarte iijst stenen op den duur uit het concludeerde in mei 1975 dat: d 6 e u en zeker uit het 'drinkwater geheel 'Based part5cularly on the widespread contaminat'ion of drinlcing water supplies te verdwijnen. Verwacht wordt dat de with chloroform, some hulnan risk does stoffen k%e als oxikhtieprdducten bij ozonisatie ontstaan een minder sc'hade'lijk karakeAst from exposure through dfinking water, although this risk is currently ter d e n hdbben, onder meer omdat ze unquantifiarble'. ge'makkdijker biologisch afbreekbaar zullen Recent ondenoak van bet National Cancer zijn. Over de to~cologi~dhe aspecten van Instftute in de VS heeft aangetoond dat .mnisaCie is nog weinig bekend. Het afgewerking lopen jaar zijn er 'diverse studies op dit c.,lorohm een zwakke gdb'idd gestart en de komende jaren zal heeft. ongetwijfeld een dui'delijker beeld over de Deze c o n ~ is~ghaseerd e op twee jarig gaotfdhddsaspecten van ozonisatie ontstaan. onderzoek met muizen en ratten waar, bij hoge doses van 100-500mg/kg fichaamOP momnt lcunnendeen v o o f l ~ ~ i g e van veelal nog lopend ondemoek redtaten gewicht, de muizen levertumoren ontwikkelden en bij de ratten dosis gerelateerde miden vemeld. niertumoren optraden. De ervaring bij Nederlandse bedrijven 1121 Voo~lopigeepidemiobgische studies in heeft geleerd dat de chokesterase rem1975 van de EPA [9] heben nog geen mende werking m w d tijdens ohloring als eerrduStdigvetbanid te zien gegeven tussen tijdens ozonisatie kan toenemen. Cotruvo, het voorkomen van chloroform in drinkS i m o n en Spanggord 1131 hhben de water en sterfte aan bepaalde vonnen van mutagene eigenschappen gerapporteerd kanker. E6n studie die betrekking had op van de ozonisatieproductenvan 28 stoffen 50 steden gaf een statistisch significante in watefige oplossing. Na langdurige mrrelatie te zien voor kankersterfte voor de ozonisatie bleek efhanol tot mutagene combinatie van 'beide g~lachtenin de jaren producten aanldding te kunnen geven
en waren M O T 6 andere stoffen de gevonden positieve effecten twijfelaahtig. Dit d e r z o e k gaf geen aanleiding tot de veronderstdling 'dat omnisatie in het algemeen een substantide verhoging van de mutagene actkiteit van orgadsche stoffen veroomaakt. Vergelij'kena laboratorium onkiemek van de fransen Hartemann, Block en Mangras [14] geeft een in'klicatie dat de toxiciteit als gevolg van ozonisatie van orffanische stoffen in water geringer is dan die veroomlct door chloring. Kinman c.s. [IS] hebben gerapporteerd dat de cytobIriditeit van geozoniseerd afvalwater van een d e k d u i s groter was dan v66r de ozonisatiebehanUeRIing.Enige onderzoekers [16,17] hebben gewezen op glyoxaai en merhqrlglyoxad, welke stoffen als reactieproducten van ozonisatie vrijkomen en sterk b x i s ~ hzijn. Tenslotte is door Kiihn en Sontheher [18] aangetoond dat oak bij ozonisatie in gehnge mate haloformen worden gevomd, waarschijdijk als gevolg van afbraak van mote halogeen 'bevattende moleculen door ozon. Resumerend lijkt het op dt ogenblik niet verantwoord op voorhamd de ozonisatieproducten ds geheel onsohuktlig te beschouwen en is nader onderzoek gewenst. 3.4. De distributie De belangrijkste eis die met het oog op de disthbutie aan de bereitling van drinkwater moet wopden gestdd Is dat th& in ~ l d o e n d mate e de kwaliteit behoud die het rn de bereiding heeft gekregen. Dit betekent in de eerste plaats dat biologisuh afbreekbare stoffen praktisch afwezig moeten zijn daar anders nagroei van bacterien en uitputCing van bet zuurstofgehalte ofwel rottingsversdhijnselen kunnen optreden. Soms wodt nagroei onderdrukt door cbloring of dhloor&bxide dosering. Eigenlijk m e t wofden gesteld dat het biologkch afbreekbare materiaal in 'deze gevallen onvoldoende is verwijderd. Hoe langer de veriMijftijd van het water in het net, hbe meer gewicht aan deze eis moet worden toegekend. Water dat pra!kt?ischvrij Is van biologisch afbreekbaar materiaal en dat enige miUgrammenlliter aan opgeloste zuurstof bevat dient echter aan een minstens zo 'belangrijke tidditionele eis te voldoen: het mag niet agressief zijn voor het leidngmateriaal. In 1973 [7] waren er edhter nog 96 op de 260 pompstations die water leverden dat agressief k o o h u r bevatte, hetgeen vooral vookomt bij de pompstations met zacht water (Zoeteman 1191). In het algemeen geldt dat bij distributie van agressief water door asbestcementleidingen er mogelijk meer a~bestivezels vrij zullen komen terwijl bij passage door
25
de agressiviteit voor metalen leidingen van het water tijdens de bereiding zonodig te corrigeren (Zie afb. 2).
-
20-
15-
to-
0.5
o
, 6
,
, 7
,
l
, B
l
, P
, 10
Afb. 2 - Verband tussen het loodoplossend vennogen van drinkwater na 16 uur stilstand en de pH (Rapport Gezondheidsraad).
metalen leidingen verhoogde bueveelheden lood en cadmium aanwezig kumen zijn in het water aan de tapkraan. Op grond van sc'hattingen is gestekd (Zoeteman en Haring [20]) dat in Nederland cadmium opname via drinkwater voor de bevolkingsgroep met de hoogste opname een waarde van 10 % van de totale gemiddelde dagelijkse opname van 70 ug niet overschrijdt. Dergelijke schattingen geven voor lood echter een heel antler beeld te zien. Een RID on'derzoek in 10 steden in Nederland [20] toonde aan dat 36 % vanlhet eerste getapte water in de oohknd loodgehalten boven 50 ug/l vertoonde en 4 % zelfs looldgehaltenboven 500 ug/l. Een .verhoogde pH van het water Meek een effectiever middel ter reductie van loodopname tijdens dstributie dan een hoge hardhei'd van het water. Aan de hand van een enquste van het RID en het CBS onder 2000 gezinnen kan geconoludeefd worden dat 20 % van de Nederlan'dse woningen nog binneninstallaties bevatten die geheel of gdeeltelijk uit lood 'bestaan. Mede op grond van het consumptiepatroon, kon worden gesdhat dat ca. 1 % van de bevolking Via drhkwater 50 % van de acceptabel geachte dagelijkse loodopname van 300 ug consumeert en dat er uitzonderingsgevallen kunnen zijn 'die dagelijks aan nog meer lood via het ,drinkwaterzijn blootgesteld.
Met name b~bieslij'ken potentieel aan hoge loodbelastingen via drinkwater bloot te kunnen staan. Daar volgens het rappoft van de Gezondheidsraad over centrale ontharding [21] en onderzoek van Drost [22] de pH een grote invloed op de loodafgifte tijdens distributie uitoefent, weke wnstatering door een RID studie in EG ver'ban'd [20] kon worden bwestigd, is het van groot 'belang de pH en daarrnee
Het is helaas niet zo dat met een goede conditionering van het water tijdens de bereikiing het probleem van Lnoodafgifte door loden bimen installaties geheel kan wofden ondefdrukt. Vele stroomsnelhetd bij het tappen en t w g e n van het leidingnet door verkeer en huishoudelijke apparaten zijn tevens van invloed. In hoeverre de vaste looddeeltjes die hierbij vrijkomen ook lbijdragen tot het loodgehalte in het tblod is van belang voor beantwoording van de vraag of en zo ja hoe snel en met weke prioriteiten loden leivervangen. Of met dingen moden een pH wrrectie tevens de oorzaak van bet gevonden statisrische verband tussen water hafdheid en steffte aan hart- en matziekten [19] lcan worden weggenomen is nog d e t duidelijk. 4. Gezondheidsbescherming door verbeterde bewaking 4.1. Plaats van de kwaliteitsbewaking In het Weale geval wordt de waterhameit voortdurend gecontroleerd op al die plaatsen waar het de consument bereikt, teneinde zijn gaondheid m goed mogefijk te besohermen. Dit is evenwel onmogelijk en ihet is ook niet noodzakelijk. Het lijkt doelmatiger een zorgvuldige controle uit te voeren op5dieplaaken waar mogelijkerwijs ongewenste verontreinigingen kunnen worden ge'introduceerd en daar waar de zuivering xich in vokdoende mate moet hdljben voltrokken (af b. 3). In de m t e plaats is het n d g aan de hand van analyseresultaten te besluiten of de grondstof geschikt wordt bewonden om in beweflcing te nemen of om Yoonover dit mogelijk is de zuiverirrg aan de habiteit van 'de gromhtof aan te passen bijt.. door doseringen van chemicalfen te varieren. Naar mate de grondstof meer v e d d is en een grilliger k a d t e r h e f t is meer tijd en aandacht voor de grondsbf bewaAfb. 3
- Schenza plaatsen
king nodig, waartoe voorraadvorming noodzakelijlr kan zijn. Nadat de grondstof in bewerking is genomen dient vemolgens kwaliteitscontrole voor de procdbestuting plaats te vinden, uitmondend in 'de uiteinddijke contmle van bereide Al eerder werd ,gm'OTeerd dat dndproduct dgenlijk eerst zou moeten worden opgeslagen om de resultaten van de kwafiteitsanalyses distributieaf te wachten voordat dit systeem wordt ingepompt. ael'bij aFordt imeB een of no overschreden, Tot nog toe lheeft deze gedachte nog weinig iagang gevonden, terwijl het feit zich voordoet dat de zuivering van stek vervuild water n'iet alleen stoffen verwijdert maar tevens deuwe verontr&nidngen uijkt te kunnen Vervolgens is het gewenst, gezien 0.a. de afgifte van stoffen door leidingmaterialen, de waterkwdteit te wntroleren op het punt van levering, de hoofdkraan, en tenslotte op 'het punt van in g&ruilrneming, de taplcraan. Na het passeren van het is geen enkele 'badhre zuiv~riin'gssta~on van betekenis meer aanwefig om de comument tegen v e d r r g te beschemn, zodat controle aan de tapkfaan van belang is. Wanneer een goede kennis met betrekldng tot de aard van het gedistribueerde water en het distributienet aanwezig is, kan worden gestevd dat de voorspelbaarheid van het ge'drag van het water toeneernt bij het doorlopen van de weg van bron naar consument. Tevens geldt dat de werldmgssfeer van een controle het grootst b op het punt waar het water gereed is voor distributie. ,Uit doelrnatighei!dsoogpunt is dan ook het concentreren van de bewaking op de h n vooidat deze in gebruilc wofdt genomen en het voor distrjbutie gerede product voordat dit het net wordt ingepompt, het meest belangrijk zonder daarmee overige controlepunten gehe6l uit te sluiten. 4.2. Aard van de kwaliteitsbewaking Waterleiding chemioi en Mologen heBben
voor waterkwaliteitsbewaking.
1
I
de afgelopen 10 jaar getracht door toepassing van gernedhaniseerde en gevoelige tedhnieken de afzonderlijke waterverontreinigingen op routineschaA te meten. Deze tendens hdd voorzl 'betrekking op diverse metalen, pestkiden, polycycfische aromaten en sin'ds kort 'de vluchtige hzlogeenveribindingen. Voor een klein aantal ch&calien en fydische parameters is sinlds edge jaren automatische meting mogelijk geworden. Het m r d t echter gaandeweg duide'lijker dat voor de dagdijkse bewaking van de waterkwaliteit attdere methoden moeten worden toegepast die bij voorikeur automatisoh en continu de voor de mens belangrijke effecten, van de aanwezigheid van he%mengsel van verontrdnigingen, registreren. Hierdoor is een accent verschuiving aan het optreden in de laboratoria waarbij met behulp van Wologisdhe 'tatsystemen eerst korte termijn effeoten worden geregistreerd en de verfijnde dhenrisdhe analysemethoden pas in volle omvang worden ingezet wanneer er een biologishe 'indicatie van ongewemte effecten 'is geconstateerd. Zoals eerder is opgemerkt vormt het menselijke reuk- en srnaakhtuig in dit opzicht een niet te versmaden middel bij 'de kwaliteitsbewaking, dat rnijns inziens dient te m r d e n geperfectioneerd in de toepassing door waterleidingbedrijtren, zoals dit ook inede voedings- en genotsd'dde'lenindustrie is gebeurd. Op het gebied van toxische ef fecten van waterverontreinigingen hebben zich de laatste jaren revolutiondre ontw&kellingen voorgedaan, die het mogelijk zullen maken om in de toekomst niet alleen acute toxische eff &en op gevoelige waterorganismen automatisch en conbinu te registreren maar ook om informatie 'binnen enkele dagen te verkrijgen over potentiele ridko's op het gebiied van blootstefing aan on'bekende kankervemdkkende stoffen waarvan op zich de effecten voor de mens pas op lange termijn openbaar kunnen worden. Het voert te ver op deze plaats diep op deze tedhnielcen in te gaan. Een recent overzicht is gegeven door Kool[27] en Slooff en Zoeteman [23]. Voor de continue bewaking van de bron lijken bacterien en vissen in het bijzomder in aanmeriking te komen. Bij bacter'ien 1271is de rernming van de zuurstofconsumptie een reladef gevoelig criterium voor 'toxiciteit en bij vissen zoals de fore1kan het verdwijnen van de posibieve rheotakis of 'de ademhalingsbeweging van de kieuwen en de zgn. hoestfrequentie worden gebruikt. De bacter'ietest geeft binnen enige minuten een rapons, de vistest heeft veeld een responstijd van een of meerdere uren. Naar verwachting 1231 kan met vis-
TABEL I1 - Stoffen die mogelijk in rivier~vatermet vistoxiciieit monitoring kunnen lvorden aangetoon (naar SIooff en Zoetetnan23).
Naam stof
Maximaal aangetoonde 10 % van laagst concentratie in oppergerapporteerde LGwaarden vlaktewater (ugfl) voor vis (ugp) Ratio C/10 % L.C.
Dieldrin Koper Zink Ziver Toxapheen Ammonium Fluoride Kwik Aluminium Hexachloorbutadieen Trichloorphenol Endosulphan Magnesium
,bewakingssystemen een alarmering voor verontrei&ing van het oppervlaktewater wwrden verkregen in het geval hoge concentraties aan diverse metalen zoals koper, hik, ziltrer en zit& voorkomen, terwijl ook pieken in het amrnoniakgehalte en het 4gehalteaan enkelle orgadsohe stoffen zoals dieldrin, endosulfan en hexacbloorbutadieen *detecteerbaarmllen zijn (zie tabel 11).
mutagen effect odk bij ,de mens tot gevallen van kanker zal leiden. We1 Iijkt in deze methoctiek een essentieel cr'iterium voor de bewaking van de dfinkwater M t e i t te zijn gelegen, waarmee een .belangrijkaspect van de ldeugdelijkhe?d%an worden gekwantificeerd.
Dlt soort continue bewak!ingssystemen is, naar het zidh nu laat aanzien, niet gevoelig genoeg voor toepassing bij de bewakhg van het eindproduct. We1 kan bioaccumulatie van bepaalde stoffen in vissen worden batudeerd, hetgeen echter een zeer lange expositie periode van meerdere maanden vraagt. Daarom is het van'bijzonder grote betekenis voor de bewaking van de kwaliteit van drinkwater dat lhet recent mogelijk is geworden de mutagene eigenschappen van stoffen in drinkwater in enkde dagen tijd te meten volgens een door de Amef'rkaan e later Ames [24, 25,261 o n t w ~ e l d en verfijnde methode. Het is gebleken dat 'de meeste chemische kankerverwekkende stoffen ook mutagene dgenschappen hebben als ze worden getest in-een muiageniteitstest zoals door Ames ontwikkeld. Deze test martkt ge'bruik van bepaalde door mutaties veraaderde micro-organismen zoals 'bacterien of gisten die zodanige eigensuhappen hebben dat zij op een bepaald medium alleen kunnen groeien tot een d ~ h t b a r ekolonie als onder invloed van een mutagene stof terugrnutatie plaatdndt. Door concentraten van organische stoffen op deze wijze op mutagedeit te testen kan binnen 2 dagen een uitglag wofden verkregen die aangeeft dat het onbekende mengsel organische loffen afkomstig van een bepaald volume water mutagene activiteit vertooade. Hiermee wordt overigens nog niet aangetoond dat een dergelijk
5.1. Zntroductie Wanneer de mogelijkhei+daanwezig is om het water voor en direct na de zuivering met biologische en fysisch-&emiische testsystemen te controleren op de ~deug'delijkheid dan rest de noodzaak om de bereiding zzordaaig in te richten dat tijdens bereitling en distributie m mSn mogelijk nieuwe schadelijke verontreini'gingen worden geintrojduceerd. Tevens dienen uiteraard in 'de groadstof aanwezige verontreinigingen zo veel mogelijk te ,worden verwijderd. Van de uit k~antitatiefoogpunt belangrijkste microverontreinigingen in Idfinkwater, zoals weergegeven in tabel 111, is de herkomst van ongeveer de 'helft van 'de stoffen toe te schrijven aan onvoldoende verwijdering van verontreinigingen en lde
5. Beperking van gezondheidsrisiko's door aangepaste bereiding
TABEL I11 - In drinkwater in de VS en Europa aangetoonde organische stoffen met eerz rnaxirnaal gemefen concentratie boven 5 ug/l[23]. Naam stof Aldrin Benzeen Bromof o m Chloroform Dibroomchloormethaan Dichloorbroommethaan Dichloorethaan Dieldrin Methylindeen 1-Methylnaftaleen Trichloorethyleen Viylchloride m-Xyleen
Maximaal gemeten concentratie (ugfl)
andere helft aan introducde bij de waterbere'iding. Hoe kan nu de intrdductie van met name gehalogeneerde stoffen worden vermeden bij de bereiding van drinkwater uit vervu'ilde bron?
5.2. Vermijding van chemische oxidatie bij de bereiding Zods eeder betoogd dient nbij de bereiding rekening te wor'den gehouden met een aantal onzekerheden rond de neveneffecten van okibtieve behandeling van water. Een gegeven'heid hiierbij is dat op korte termijn geen bruilrbare altem~tieve fysische of ohemische desinfectiemetholden voor chloor beschikbaar zijn. Wanneer men dah aafvraagt hoe de vorming van nevenproducten van chemische oxidatie het 'beste kan worden beperkt dan dringt zich direct de ge'dachte op om zoveel mogelijk van 'de oude biologisdhe zuiveringsprocessen gebrufk te maken. Immers droogfiltratie ,kan in vergaantie mate breekpuntschloring als middel voor ammoniakverwijdering vervangen (Boorsma [28]) en langdurig verblijf van voorgezuiver'd water in de ondergrond kan ddinfectie love&odig maken. Een pmbleem waar de 'biologic uiteraard niet tegen opgewassen z d zijn is de aanwedgheiti van toxisohe, pe~istente stoffen. Hiervoor lijkt met name a'dsorptie aan actieve kool een elegante oploslng. In pr'incipe zijn dan ook mogelijkheden aanwezig om toepa&ing van chemische oxidatiemiddelen te vermijden. Uiteraard is het kunnen inflltreren van voorgezuitrerd water 'in een zandpakket sterk van tokale omstandigheden afhankelijk, maar er zijn in de duinen, op de Veluwe en langs de oevers van de rivierarrnen vele mgelijkheden. Waar chemische oidatie noodzakdijk blijkt, om organische stoffen in voldoeade mate te kunnen verwijderen, gaat v o o d s nog de voofkeur uit naar ozon boven cmoor, waadbij het aantrekkelijk is de ozon'behandeling te doen volgen door een ver'blijf in een zandpakket waar af braalc van de oxidatieprducten %an plaatsvtirtden. Is voor desinfectiedoeleinden een meer persistent ofidatiem+dddelzods dhrloor of chloordioxide owermijdelijk dan dient de dosering te geschieden nadat her gehalte aan organishe stoffen verregaand is gereduceerd, bij voorkeur tot TOC*waarden van 1-2 mg C/1, zodat slechts geringe hoeveelheden aan haloformen e:d. ontstaan. Het is En *dltverband van groot economisch 'belang welke concentratie aan haloformen door de beleidsinstantie
*
Total organic carbon.
nog aanvaardbaar wordt geacht. In i d e r geval is het onlogisch eerst het water sterk te chloren om daarna te trachten door geavanceerde beluchting en alcrieve kooladsorpt!ie de nevenptoducten te verwijderen. Nader zou moeten worden odderzocht of het realiseerbaar is dat waterleidingbedrijven als voorzorgsmaatregel voonieningen voor adsorpde aan aktieve kool 'stand-by' hebben om in geval van onverwachte vervufing en onmdgelijkheid om water van elders te betrekken, water van zo deugdelijk mogelijke kwaliteit te kunnen blijven leveren. Met deze korte schets zal op dit punt m'oeten worden volstaan.
5.3. Conditionering ten behoeve van distributie Om het water optimaal te con'ditioneren voor het 'transport geldt als ideaal dat het in aeroob milieu kan rijpen in een schoon zandpakket. Het zal dan veelal zonkier enige verdere behan'deling, met uitzondering eventueel van een pH correctie, het net k u ~ e worden n ingepompt en geen gevaar lopen dat tijdens het transport een belangrijke nagroei plaatsvindt. Een dergelijke situatie doet zich in Nederland op enkele plaatsen op de Veluwe voor en wordt enigszins benaderd bij &verse duinfiltratie projecten en in middere mate bij oeverfiltratie. Het lijkt aadbeveling te verdienen bewust van conditiondng door bodempassage g&ruik te maken, waarbij verontreiniging als gevolg van anaerobie zoveel mogelijk dient te worden vermeden. Dan rest nog het instellen van een zodanige pH waarde dat het water niet agressief is voor le'idingmaterialen. Zods uit tabel N blijkt was de pH van het drinkwater dat door ruim 30 O/o vanldeNedeflandse pompstations in 1973 is ged'istdbueerd, Heiner dan 7.5. Er valt bier dus nog het een en ander te verbeiteren. Bij het corrigeren van de p H rot hogere waarden, waarbij met name het loodopl'os-
-
TABEL IV De pH van het door Nederlandse pot~lpstntionsgedistribueerde water in 1973. pH categorie
Aantal pompstations
% van totaaI
6,9-7.1 7.1-7.3 7.3-7.5 7.5-7.7 7.7-7.9 7.9-8.1 8.1-8.3 8.3-8.5 8.5-8.9 8.9
6 21 58 68 48 30 15 4 4 3
2 8 22.5 26.5 19 12 6 1.5 1.5 1
Totaal
257
100.0
send vermogen minimaal is, zal onvermijdelijk o n t h d i n g van het water het gevolg zijn. Ontharding kan dan ook als een vorm van colrditioner'ing worden gezien die gunstige effecten heeft voor de transportwbaarheid van het water (Drost [22]). De interessante vraag doet zich hierbij voor of medici en epidemiologen kunnen aangeven of de risiko's verbonden aan verhoogde loodexposide via drinkwater met hogere prioriteit via pH correctie zmden moeten worden aangepakt dan het zich onthouden van ontharding wegens het statist!ische verband tussen sterfte en lage hardheid van drinltwater.
Besproken is dat van deugdelijk drinkwater mag worden verwacht, dat het bij gebruik door aUe bwolkingsgroepen en voor de duur van het gehele leven geen ziekteverschijnselentot gevolg heeft, dat het aangenaam En het gebruik is, dat het voldoende stabiel is tijdens het transport en dat de hoedadigheid tenmiusre op het moment van consumptie en bij voorlceur v66r introducde in het distributienet adequaat is gecontroleerd. Er zijn recent meerdere vtoorbeelden bekend geworden zoals de kankersterftecijfers te Louisiana en de riververontreidgingen in Nederland waaruit kan woiden afgdeid dat een scherpere bewaking van de kwaliteit van de bron, en daarbij hoort ook het grondwater, n m h k e l i j k is. Daarnaast is gebleken dat dbor de thans noodzakelijke handelingen van het waterleidingbedrijf in een aantal gevallen ongewild een even belangriyke v d aan het water wordt toegevoegd als die welke de laatste jaren zo srerk de aandacht naar het oppervlaktewater heeft getrokken. Gesteld kan zelfs worden dat het universeel toegepaste chloringsproces op dit moment weinig kans van toepassing zou hebben, ware het niet dat het reeds ongeveer een eeuw in gebruik is, dat eventuele gezondheidsrisico's moeilijk zijn te kwantificeren en dat er geen direct geschikte alternatieven voorhanden zijn. Ten aanzien van een aantal metalen in het drinkwater zoals koper, zink, lood en cadmium geldt ook dat zij voor het grootste deel door het proces van de openbare watervoorziening zelf worden gei'ntroduceefd. Het inruimen van tijd in de procesgang voor een zorgvuldiige kwditeitsbewaking, en met name die op orgadkche verontreinigingen in het gezuiverde water, v66r het moment van ver'laten van het pompstation en met behulp van niwwe t&tmethoden, 0.a. _ voor mutagene effecten, is dan ook gewenst.
Diepbedfiltratie
Inleiding Tijdens filtratie zal een optimale benutting van een filter worden verkregen, wanneer de vuilberging over een zo groot mogelijke diepte plaatsvindt, waarbij alleen de onderste laag van het filterbed ter garantie van de filtraatkwaliteit schoon blijft. Het vervuilingsbeeld wordt onder meer bepaald door de kwaliteit van het te behandelen water, de filtratiesnelheid en de eigenschappen van het filtermedium. Het optimale vervuilingsbeeld zal worden benaderd, wanneer het ruwe water eerst lagen
IR. E. C. SCHWENCKE TEBODIN Advies- en Constmcriebureau BV,Den Haag (voorheen werkzaam bij de Gemeente Drinkwaterleiding Rotterdam)
van grof materiaal en vervolgens lagen van fijner materiaal passeert. Dit principe is algemeen bekend onder de naam 'diepbedfiltratie'. Hierbij zijn hoge belastingen van 10 tot 20 m/h mogelijk. In het buitenland wordt dan ook meestal het begliip 'high-rate filtradion' gebrdikt. Dit in tegenstelling tot de klassieke snelfiltratie (rapid flfikration), waarbij de ~ i l berging boven in het filter plkats &kit en de belasting bepefkt blijft tot 5 B 7 m/h. Home1 bet principe reeds lang bekend is, begint de toepassing van diepbedfiltratie op grote schaal pas in de laatste 10 B 15 jaar op gang te kohen. Dit als gevolg van een beter inzicht in het filtratienechanisme en de noodzaak om tot goedkopere filterontwerpen te komen. Het is dan ook niet verwonderlijk, dat in 1967 tijdens de 19e vakan'iecursus, m b als oriderwerp snelfiltratie, in r u d e mate aandacht is bested aan de diepbektfi1tratie. Ives [la] hiel@lroen een voordracht, waaxin de theoretische aspecten werden behandeld en B o a [lb] gaf in zijn lezing een min of meer historisch overzicht van tot dan toe uitgevoerd onderzoek en in de praktijk voorkomende toepassingen. Tot die tijd is in Nederland praktisch geen kennis beschikbaar. Dit in tegenstelling tot de USA, waar sin& 1960 anthraciet-zandfilter worden toegepast, waarbij vlalc voor de filtratie a1 of niet vlokmidkiel en vlokhulpmiddel aan het water wordt toegevoegd om op deze manier een zeer lage fiiltraattroebeling te verkrijgen. In Duitsland is deze techniek algemeen bekend onder de naam 'Flockungsfiltration'. In navolging hiervan is in Nederland aan het einde van de zestiger jaren eveneens een onderzoek van start gegaan bij de Gemeente Drinkwaterleiding Rotterdam, waarna aan
het begin van dit decennium 0.a. het KIWA en de aFdeling Civiele Gezondh&i.stechniek van de TH DdPt volgden. Aandacht zal worden besteed aan het principe van de dfepbcdfiltratie, de invloed van de filtratiesneilheid op het ontwerp en de weerstandsopbouwontwikkeling tijdens filtratie. Verder zal worden ingegaan op het gedrag van filtermaterialen tijdens fluidisatie, de keuze van filtermaterialen in meerlagen filters en het toepasssen van opwaartse filtratie.
waarin: C = concentratie van de in het water aanwezige deeltjes; y = diepte in h& fifiterbd; X = filtercoefficient.
De filtercoefficient is een maat voor de efficiency en is niet constant, maar wordt beinvloed door de begintoestand, granulometrie van het filterbed, filtratiesnelheid, watertemperatuur, haliteit van het te behandelen water en door de hoeveelheid Tenslotte zal een overzicht worden gegeven afgezet materiaal in de filterporien. van onderzoek uitgevoerd bij de Gemeente De vergelijking is een p~tiii?le dkfferentiaal Dririktrvaterleicling Rottefdam. Dit onderzoek vergelijking, omdat de concentratieomvatte onder meer proeven met verandering niet alleen afhankelijk is van anthraciet-zandfilters en proeven met de diepte in het filter, maar ook van de tijd. opwaarts doorstroomde zandfilters. Aan het begin van de filtraoie, als het medium nog niet vervuild is (t = o en X = Het principe van diepbedfilfratie Xo), volgt na integrrttie van vergelijking (1): Algemeen wordt aangenomen, dat de verwijdering van een deeltje uit water dat een filtermedium doorstroomt, tot stand komt door transport- en aanhechtingsmechanismen. Het eerste mechanisme brengt het deeltje binnen een Eilterporie dichtbij of in kontakt met korrels of daarop re& afgezette dedtjes. Het tweede mechanisme veroorzaakt de eigenlijke abetting op het korreloppervlak of afgaette deeltjes. Dit houdt in, dat de transportmechanismen krachten moeten uitoefenen op de deeltjes in het water om deze vanuit bun stroombanen naar de direkte omgeving van het korreloppervlak te brengen, waar de stroomsnelhden klein zo niet nihil zijn. Nadat de deeltjes naar het korreloppervlak zijn getransporteerd, moeten ze zich daaraan of aan reeds afgezet materiaal hechten om uit het water Ye verdwijnen. Deze aanhechtingsmechdsmen worden toegeschreven aan physisch-chemische krachten en moleculaire oppervlaktekrachten. De moleculaire- of van der Waals-krachten werken attractief, maar alleen op een zeer kleine afstand van het oppedak.
Dit kan ook geschreven worden als C log-=-X,.y.loge (2) CO Door vde onderzoekers zijn formules opgesteld om de filtercoefficient Xo van het schone filtefbed te kwantificeren. Na vergelijlcing van deze formules [2 en 31 laat zich de volgende afhankelijkheid destilleren: XO = f (d-1% d-3, v0,3 B V-L56, ~ 0 &~v-2) 3 (3) waarin: d = korrelkliameter; v = filtratiesnelheit& v = viscositdt. Als de filtratie doorgaat, verandert de interne geometrische opbouw van het medium vanwege de afzetting van de deeltjes en wordt de filtercoefficient een variabele (X = Xo .f (u)), bepaald door de mate van afzetrjng (u), de diepte y en de tijd.
Een consequentievan de logarithrnische afname in concentratie is. dat in een De verwijdering van deeltjes uit het water uniform filterbed dieper gelegen lagen van betekent enerzijds een verbetering van de dit medium minder deeltjes afvangen. waterkwaliteit, anderzijds een volumeDit komt, omdat iedere laag een even groot vennindefing van porren tussen de korrels deel van de deeltjes die er instromen, van het medium, met als gevolg een toeverwijdert. name van de weerstand. Maar omdat de concentratie laag na laag afneemt, verwijdert iedere laag een kleinere hoeveelheid materiaal. Op een diepte van y vanaf het filteropperOm het gehele filter gelijkmatig te belasten, vlak zal bij een bepaalde filtratiesnelheid is het dus wenselijk, dat iedere laag dieper in de oorspronkelijke concentratie (C,) aan het filter effiicienter werkt dan de voordeeltjes dus verminderd zijn. Gesteld kan gaande laag. Op deze manier kan iedere worden [la en 21 dat de verandering van concentratie per eenheid van filterbeddiepte laag dezelfde hoeveelheid materiaal afvangen. gedurende de filtratie over een m d u m In de praktijk is een uniform medium evenredig is met die concentratie:
moeilijk te vinden (de begrippen 'effectieve korreldiameter' en 'unif ormiteitscoef ficient' illustreren dit) en treedt bij de neerwaartse filtratie juist het omgekeerde verschijnsel op. Na het terugspoelen komen de kleinere korrelfracties juist boven te IIjggen. E k e opvolgende laag werkt nu nog minder efficient en verwijdert een nog kleinere hoeveelheid materiaal in vergelijking met een uniform medium. Op deze manier word't het filter onderbelast en vindt de afvang slechts over de bovenste 10 B 20 cm plaats. Teneinde de optirnale situatie te creeren, waarbij elke opvolgende laag efficienter zal zijn, moet bij toenemende diepte het korreloppervlak vergroot worden. De makkelijkste manier om een toenemend korreloppevlak per laag te verwezenlijken, is het toepassen van kleinere k'orrels in e k e opvolgende laag. Dit principe is de theoretische basis van diepbedfiltrabie, die zowel in neerwaartse als in opwaartse richting kan plaatsvinden.
snelheid resulteert weliswaar in reductie van benodigd filteroppe~lak,maar om het filter dezelfde vuilbergingscapaciteit te geven is een verdere verhoging van het bed noodzakdlijk, tenvijl de kosten voor de bijkomende installaties, apparatuur en lei'dingwerk constant zuuen blijven. Het is dan ook weinig zinvol om hogere filtratiesnelheden toe te passen. Het toepassen van diepbedfiltratie bij de klassieke snelheid van 5 m / h levert aanzienlijke verlenging van de looptijd van een filter op en kan zijn nut afwerpen daar, waar de kkaliteit van het te filtreren water achteruit is gegaan. Door bijv. de toename van het zwevende stofgehalte kunnen de looptijden van de bestaande filters te sterk zijn teruggdopen. Weerstandsopbouw
Wanneer er in een filter geen stroming plaats vindt, dan neemt de hydrostatische druk per meter toe met 1 mwk. Wordt de filtratie ingezet, clan zal bij de aanvang, als het bed schoon is, het medium een weerstand uitoefenen op het doorstromende Het nastreven van diepfiltratie maakt de water en wordt dientengevolge het hydrotoepassing van hoge filtratiesnelheden mogestatisch drukverlies bepaald door de lijk, sterker nog, hierdoor wordt bevorderd, stroomsnelheid, wateftemperatuur, korreldat de vuilberging dieper in het filter kan afmetingen en porositeit. plaatsvinden. Dit drukverlies kan berelcend worden met Daarnaast levert de verhoging van de snelde formule van Carman-ICozeny: heid aanzienlijke kostenbesparingen op bij z v (1-p)Z v de bouw van nieuwe filterinstallaties en --C . - . - . kan de capaciteit van bestaande installaties L g p3 d2 opgevoerd worden door het aanwezige waarin: enkellaags filterbed te vervangen door een z meerlaagsfiltervulling. -- drukverlies per meter filterbed (m.m-1); Een complete installatie omvat gewoonlijk L naast de eigenlijke filterbak, waarin het filtermedium is gebracht, ook nog een aan- C = constante (150 B 200); I J = lcinematische viscositeit (m? sec.-1); tal bijkomende voorzieningen, zoals: aang = versnelling van de zwaartekracht en afvoerleidingen, spoelwater- en spoel. sec.-2); (m luchtvoorzieningen, meet- en regelinstallatie p = porositeit; en elektrische apparatuur. v = filtersnelheid (m . sec.-1); Bij de klassieke snelfiltratie wordt doord = korreldiameter (m). gaans een snelheid of belasting van 5 m / h toegepast. Tijdens de filtratie zal de weerstand toeHoewel door verhoging van deze belasting nemen, omdat materiaal in het filterbed het benodigd filteroppervlak ongeveer wordt afgezet. Aangenomen wofdt [la], dat lineair zal afnemen, zullen de besparingen de weerstandstoename evenredig is met aan kosten voor de bijkomende voorziedie afzetting van materiaal. Op een bepaald ningen en apparatuur hierbij achterblijven, tijdstip kan nu op verschillende hoogten de en we1 in toenemende mate naarmate de tvatefdruk in het bed worden opgenomen, aaxirnaal toelaatbare belasting in de waaruit een weerstandsopbouwlijn Ican installatie hoger wordt. worden samengesteld. Verdubbeling van de belasting naar 10 m / h Zo'n lijn geeft dan een beeld van de voortdoor toepassing van een meerlaagsfilter of schrijding van de vemiling, in zoverre dat opwaarts doorstroomd filter levert ruwweg op iedere diepte de verandering van d e een kostenbesparing op van 35 %. Verdere weerstand een functie is van de ter plaatse verhoging van de belasting tot 20 B 25 m / h afgezette deeltjes. Wanneer deze kromme gee& een kostenbesparing van ongeveer evenwijdig loopt aan de weerstandslijn van het schone medium, dan heeft zich daar 55 %. Nog verdere verhoging van de filtratiegeen materiaal afgezet. Hoe groter de
-
Ajb. I Mogelijke ~veerstandsopbouwlijnaan het einde van een filtratie in een filterbed.
hoek is die de raaklijnen van de kromrne maken met de rechte van het schone medium, des te groter is de afvang van deeltjes. Door er voor te zorgen dat onder in het bed de weerstandsopbou~lijnenaltijd evenwij'dig gaan lopen aan die van het schone bed, is een veilligheidaanwezig tegen doorslag. Deze weerstandsopbouwlijnen geven een goed inzicht in de keuze van filtermaterialen en laaghoogten en zijn een onontbeerliik hul~miadelbii de beoordeling van een filterbed. Wordt uitgegaan van een dubbellaagsfilter (de eenvoudigdste vorm van grof naar fijn filtratie), dan kan aan de hand van afb. 1 het volgende worden gezegd: In geval A vangt de bovenlaag alle verontreiniging af en neernt de onderlaag niet deel aan het filtratieproces. In geval B is het omgekeerde juist het geval en in geval C worden de beide lagen goed benut.
Is na verloop van tijd de maxirnale filterweerstand bereikt - meestal is dan de vuilbergingscapaciteit van het filter benut dan zal het filter gereinigd moeten worden. Hiemoor is het van belang het fluidisatiegedrag van de filtermaterialen te kennen. Wordt het filterbed in opwaartse richting doorstroomd, dan zal bij het bereiken van een zekere snelheid het korrelbed gaan expanderen. Bij een nog hogere snelheid treedt fluidisatie op. Tijdens deze toestand gdden geen laminaire stromingscondities meer en gaat vergelijlting (4) volgens [4] over in: z 2,4 1 -p v2 -- A . R e - n . -.-.L g p3 d waarbij 1 v.d Re=1-p v en waarin: A = 61,5 voor 4,6 < Re < 34; A = 30 voor Re 2 34:
n = 7/8 voor 4,6 < Re < 34; n = 213 voor Re 2 34. Kenrnerkend voor fluidisatie is, dat de korrels niet mew gebonden zijn aan een bepaalde vaste plaats, maar zich rnin of meer vrij bewegen en langs elkaar schuren. Deze beweging is van belang voor de verwijdering van het vuil, dat tijdens het filtratieproces in het filter is afgezet. Bij de opwaartse filtratie is de minimale fluidisatiesnelheid een belangrijk gegeven, omdat deze bepalend is voor de maximaal toelaatbare filterbdasting. Daarnaast is deze snelheid van belang om te weten, hoe groot de spoelsnelheid tenminste moet zijn om een goede rdniging van de onderste lagen in een filter te verkrijgen. Flu'id'isatie t r d t op, wanneer het drukverlies ten gevolge van de opwaark gerichte waterstroom door het filter gelijk wordt aan het gewicht van het filterbed onder water. Hiervoor kan afgeleid worden:
waarin: pf = dichtheid van het filtermateriaal (kg . m-3); p , = dichtheid van water (kg. m-3). Na subsitutie van Re in vergelijking (5) en na gelijkstelling van deze vergelijking met vergelijlcing (7) ltan de m i h a l e fluidisatiesnelheld berekend wor'den. De vergdijkingen (4), (5) en (6) gelden voor bdlvormige deeltjes. In de praktijk worden echter deeltja toegepast die afwijken van deze bdlvorm. Daarom wold0 een vomfactor ingevoerd die kldner is clan 1. Dlt wil niet anders zeggen dan dat een waekeurig deeltje met een zeefdiameter van 1 mm overeenkomt met een bdvormig deeltje van mm. De vormfactor is niet constant, maar afhankelijk van de diameter van het deeltje, de materiaalsoort en de stromingstoestand rondom het deeitje. Hiervoor zijn metingen veriicht in het Laboratorium voor Gaondhetdstechniek van de TH Delft [4]. Voor de in de praktijk meestd toegepaste filtermaterialen, zand en anthraciet, kunnen nu relaties worden opgesteld, waarmee de minimale flu'idisatiesnelheid eenvoudig berekend kan worden. In afb. 2 is een grafische voorstelling gegeven van de minimum flu'idisatiesnelheid voor de gangbare zeefdiameters.
Neerwaartse filtratie Om het diepbedfiltratie principe te bereiken, is het bij de neerwaartse filtratie nood-
kelijk van het stroombeeld rondom het bezinkende deeltje. Indien Re 5 1 geldt Cd = 24 .Re-1 en is de &roming rondom een deeltje laminair (wet van Stokes). Voor de bij de filtratie gangbare korreldiameters gelklen geen laminaire stromingscondities en is Cd = 24. Re-14-3 .Re-0,s-k 0,34. Volgens Kawamura [5] kan voor de bezinltsnelheid van deze deeltja toegepast worden:
-
Afb. 2 Minimum flufdatiesnelheidvan zeeffracties zand en anthaciet bij 0" en 20 O C .
zakelijk de bovenste lagen met de groorste korrelaameters uit te voeren en in de dieper gelegen lagen fijnere korrelfractia toe te passen. Om te voorkomen dat na terugspoelen de fijnste korrelfracties boven komen te liggen, zal bij afnemende korreldiameter de dichtheid van he2 materiaal juist moeten toenemen. Wordt uitgegaan van een meerlagenfilter, dan kunnen daarin bijv. de valgende materialen toegepast worden:
waarin: Na gelijkstelling van de bezinksnelheid van de bolvormige dedtjes dl en d2 met soortelijke dichtheden pl en p2 geldt nu voor de diameterverhouding:
"(
PP
-Pw
)
213
(10) PI -PW d2 Voor de in de praktijk voorkomende zeefdiameters geldt dan:
Hoewel het mogelijk is om meerlaagsfilters van een groot aantal lagen te voorzien, zal na flu'idisabe toch altij'd hydraulische stratificatie in de lagen afzonderlijk optreden, tenzij de uniformiteikcoefficient van het materiaal gelijk is aan 1. Maar d'it is in de praktijk niet het geval; men is gebonden aan de handelsfracties die leverbaar zijn tegen redelijke kosten. Dit geldt in Na het lterugsploelen zal het filter zijn oormindere mate voor zand, waarvan de spronkelijke gelaagdheikl moeten herkrijgen. kosten per ton zullen varieren van f 50,Wanneer er in principe geen menging van tot f loo,-. Voor de andere matmiden, de media ter plaatse van het grensvlak waarvan de kosten een veelvoud hiervan wordt toegelaten, dan kan de maxirnaal bedragen, is de keuzemogelijkheid echter toelaatbare korrddameter verhoucling van beperkt. De aanschafprijs voor anthraciet twee versch'illende filtermaterialen worden is ongeveer 8 x zo hoog als d!ie van zand berekend door ervoor te zorgen, dat de en voor de andere materialen is deze factor korrels met verschillende dichthdd dezelfde nog hoger. bezinksnelheid bezitten. Om deze r a e n worden in de praktijk dan Voor de bezinksnelheid van een deeltje kan ook overwegend dubbellaagsfilters geafgeleid wor'den: installeefd, opgebouwd uit een bovenlaag van anthraciet of hydro-anthraciet en 4 g . d Pf-Pw vpz = -. daaronder de zandlaag. Berekend kan worden met behulp van 3Cd Pw formule (ll), dat de korreldiameterverhouwaarin: ding ter plaatse van het grensvlak maximaal Vp = bezinksnelheid (m .sec.-1); 3 B 3,s mag zijn om vermenging te voorg = versnelling van de zwaartekracht kamen. (m . sec-2); d = diameter van een bolvormig deeltje (m); Over het a1 of niet toelaten van menging ter plaatse van de overgang van de anthraciet pf = dichtheid van een deeltje (kg .m-3); naar de zandaag, zijn de meningen verp, = dichtheid van water (kg. m-3); deeild. Er zijn onderzoekers die menen, dat Cd = weerstandscoefficient. de materialen zoveel mogelijk gescheiden De weerstandscoefficCent Cd is een functie moeten blijven, omdat de korrels boven in de zandlaag essentieel zijn om daarin het van Re en is niet constant, maar is afhan-
.
Pdlystyreen korrds, 1040 kg m-3. PVC korrels, 1230 - 1300 kg. m-3. Anthraciet, 1400 - 1450 kg. m-3. Hydro-anthraciet, 1700 kg .m-3. Zand, 2650 kg . m-3. Granaatzand, 3800 kg. m-3. Magnetiet, 4900 - 5200 kg. m-3.
effect van de 'koekfiltratie' te laten optreden. Hiefdoor ontstaat een extra bescherming tegen doorslag. Anderen menen, dat het voordelen biedt de overgang tussen beide lagen geleidelijk te laten verlopen door het creeren van een menglaag. Hierdoor wordt het effect van koekfiltratie voorkomen, wat leidt tot een minder snelle drulcopbouw en daardoor een langere looptij'd van het filter. Om de invlod van de mengzone op het filtratieproces nog eens na te gaan, is aan de TH Ddft en bij het KIWA diepgaand onderzoek gedaan [6] om tot een gefundeerde uitspraak te komen. De Lathouder [7] geeft hiervan een beknopt resume en conclu&eert,dat de toepassing van een mengzone geen voofdelen b i d t ter beinvloeding van de drukopbouw in het filter en de kwaliteit van het filtraat. Hij geeft dan ook de voorkeur aan de toepassing van een dubbellaagsfilter, waarin de lagen weinig mengen. Verder werd tijden het onderzoek geconstateerd, dat na het stoppen van de spoelwateraanvoer de porositeit van het filterbed groter wordt en we1 in toenemende mate, naarmate hogere spoelsnelhden worden toegepast. Dit heeft echter geen invloed op het filtratieproces, omdat na hervatting van de filtratie door de neerwaarts gerichte stromingsdruk de korrds zich weer zullen herorienteren. waardoor de oorspronkelijke porositeit weer word't bereilct. Toepassing van filters waarin meer dan twee lagen van verschillende materialen zijn ondergebracht, blijft tot nu toe beperkt tot de proefinstallatie. Mohanka [8] heeft intensief werlc verricht op d t gebied. Aan de hand van proefresultaten en op grond van theoretische berekeningen worden door hem filtercoefficienten (A) van een aantal filtermaterialen gegeven. Hieruit kan geconcludeerd worden, dat de filtreredde werking van polystyreen korrels gering zal zijn. Dit is in overeenstemming met ervaringen in de USA en Zwden [9]. Granaatzand en magnetiet bezitten weliswaar een hogere filtercoefficient dan zand en anthradiet, maar doordat de dichtheid van deze materialen veel groter is, vereisen deze materialen 1,5 resp. 2 x zo hoge spoelsnelheden om geflu'idiseerd te worden, indien wordt uitgegaan van de bij de filtratie gebruilcelijke korrelafmetingen.
Opwaartse filtratie Is bij neenvaartse filtratie de hydraulische strarificatie van een niet uniform filterbed een nadeel, bij opwaartse filtratie is juist het tegenovergestelde het geval. Het grote voordeel van de opwaartse filtratie is, dat slechts met CCn materiaal
van CCn soortelijk gewicht gewerkt behoeft te woiden, waarbij iedere laag naar eigen inzicht qua granulometrie gekozen kan wofden. Een ander voordeel is, dat als filtermateriaal zand toegepast kan worden, waarvan de kosten niet hoog zijn. Verder is het na het terugspoelen van een opwaarts doorstroomd filter een eenvoudige zaak om het eerste filtraat naar de spoelwaterkelder af te voeren, toMat de gewenste kwaliteit is bereikt. Inherent aan de opwaartse filtratie is het echter, dat de filtratiesnelheid beperkt blijft door de neiging van de bovenste laag om bij een bepaalde snelhdd te flu'idiseren. Uit afbeelding 2 lean afgelezen worden, dat bij de voor de filtratie gebruikelijke korrelfraodes de snelheid beperkt zal blijven tot maxirnaal9 m3/m? h voor de zandfractie met een zeefdiameter van 0,5 mm en ca. 20 m3/m? h voor de zandfractie met een zeefdiameter van 0,85 mm. Ook a1 wordt aan deze voonvaarde voldaan, dan kan toch nog onverwacht flu'idisatie optreden. Heeft de vuilberging niet gelijkrnatig over het filter plaatsgevonden, dan kunnen er plaatsen in het filter voorIcomen, waar zich erg veel materiaal heeft afgaet. Hierdoor neemt de weerstand daar ter plaatse toe en zal meer water door een ander deel van het filter gaan stromen, waar zich minder materiaal heeft afgezet. In deze zones kunnen de opwaafts gerichte sndheden dan zodanig toenemen, dat daar de flu'idisatiezich onverwachts zal manifesteren. Het optreden van deze instabiliteit is we1 de grootste beperking voor de toepassing van de opwaafitse filtratie als eindbehandeling bij de drinkwaterbereiding . Door de fijnste zandlaag te voorzien van een grote veiligheidszone kan het verschijns d van instabiliteit worden gere'duceerd. Uit een oogpunt van diepfiltratie wordt het filler in dit geval niet meer optimaal benut. Ook kan een filterbed uitgevoerd worden in materiaal met een grotere dichtheid. Door gebruik te maken van materialen met een grotere dichtheid zoals bijv. granaatzand en magnetiet, lcunnen weliswaar hogere filtratiesnelheden toegepast worden, de spoelsnelheden zullen dan eveneens moeten toenemen en we1 met ongeveer 1,s r a p . 2 x de gebruikelijke snelheid die toegepast wordt bij de filtratie door een opwaarts doorstroomd zandfilter. Een ander nadeel is, dat de ruwwateraanvoer door de bodem moet plaatsvinden. Om deze reden is het wenselijk deze aanvoer via een geperforeefd buizensysteem, dat in de onderste steunlaag van het filterbed gelegd moet worden, te laten plaatsvinden. Om ook tijdens terugspoelen de grootste
korrels onder in het filter te laten flu'idiseren, zal een tarnelijk hoge spoelsnelheid noodzakdlijk zijn, waarbij de korrels boven in het filter echter niet in de spoelwaterafvoergoot terecht mogen komen. Afhankelijk van de hoogte van het filterbed en de afstand van de spoelwaterafvoer tot de bovenkant van h& bed, zal dus een bepaalde korreldiameterverhouding tussen de fijnste en grootste korrels berekend moeten worden.
Ondenoek Voor de keuze en samenstelling van een geschikt filterbed kan nog geen gebruik worden gemaakt van handboeken en tabellen, waaruit, afhankelijk van de ruwwaterkwaliteit en belasting, de bedhoogte en korrelafmetingen gekozen kunnen worden om te komen tot goede looptijden, eindkwaliteit en weerstandsopbouw. De door velen ontwikkelde theorieen dragen weliswaar bij tot een beter begrip van het gehele proces, maar om een verantwoorde keuze te maken, blijft het noodzakelijk proeven te doen. Om een idee te geven hoe zo'n onderzoek verloopt, volgt hier een kort overzicht van enkele proeven gedaan bij de Gemeente Drinkwaterleiding Rotterdam ter bepaling van ontwerpparameters voor het nieuwe drinkwaterproduktiebedrijf Kralingen. Voor de vaststelling van het zuiveringsschema werd vanaf eind 1968 onderzoelc verricht in een daartoe speciaal opgezette semi-technische installatie. Besloten werd mede op grond van proeven voor de zuivering van Maaswater uit de Biesbosch spaarbekkens het volgende proces te kiezen: primaire coagulatie, flocculatie, sedimentatie, ozonisatie, secundaire coagulatie, dubbellaagsfiltratie en tenslotte een aktieve koolfiltratie. Dubbellaagsf iltrafie Een goede filtenverking hangt af van een groot aantal factoren. Genoemd kunnen worden: - de filtratiesnelheid
de bedhoogte de granulometrie - de ruwwaterkwaliteit - de filtraatkwaliteit - de looptijd - de weerstandsopbouw - het spoelwatemerbruik -
Als primaire voonvaarde voor de werking van een dubbellaagsfilter gold tijdens het onderzoek de maxirnaal toelaatbare hoeveelheid gesuspendeerd materiaal, die het filter mag doorlaten; in concreto, de eis
verlengd. De filterbedden 3a en 5a vertoonden te snel doorslag mede omdat de zandlaag te dun was. Bij de verdere proeven zijn de lagen daarom verhoogd tot ongeveer 0,45 cm in de filterbedden 3b en 5b. Bij lage watertemperaturen en een secunraire ijzerdosering is voor alle filterbedden de doorslag bepalend en treedt reeds na enige uren op. In afb. 4 is g o d te zien, dat de vlokberging te diep in het filterbed heeft plaatsgevonden. Bij lage watertemperaturen, I I I I secundaire ijzerdosering en hulpmiddelAfb. 4 - Weerstandsopboulv in de filterbedden. Afb. 3 - Weerstandsopbouw in de filterbedden. dosering in de juiste hoeveelheid is een goede diepbedfiltratie mogelijk. Volgens kontakt voor de filtratie wordt toegepast, dat het filtraat een troebeling kleiner dan afb. 5 is in de filterbeddenmet fijn korrelige maar we1 een secundaire ijzerdosering, 0,l JTU diende te bezitten. materialen en het filterbed met het grovere bij hoge watertemperaturen vooral de De filtratiesnelheid werd op 15 1 20 materiaal met grotere bedhoogte, de doorm3/m? h gesteld. Daarnaast werd op grond anthracietlaag wordt belast. Goede loopslag meer dan 10 uur uitgesteld. tijden worden dan bereikt met het grove van het spoelwaterverbruik de rninimaal Duidelijk blijkt uit het verschil in looptijd anthraciet in de filterbedden 1 en 4. vereiste looptijd bepaald op 20 uur. tot doorslag tussen filter 1 en filter 4 de Uit constructieve overwegingen was gekozen De garantiegevendeschone zandlaag is invloed van de hoogte der anthracietlaag. voor een maxirnaal toelaatbare filterweerOpmerkelijk is overigens het verschil in aanwezig. De zandlaag van filterbed 4 lijkt stand van 1,s mwk. Een filtratie werd dan weerstandsopbouw boven in de anthraciethier te hoog. Door ozonkontakt voor de ook beeindigd bij deze weerstand of eerder, secundaire ijzerdosering wordt diepbedlagen in deze filters. als de gewenste troebeling niet te bereiken filteratie bevorderd en treedt doorslag op, Waarschijnlijk bevatte de hogere anthracietwas, of indien doorslag van het filter optrad. voordat de maximale weerstand is bereikt. laag meer fijn materiaal, dat naar boven was Het onderzoek liep enige tijd parallel met gespoeld. De weerstandslijnen van de filterOver de ewaringen met ozon als oxydatiede ontwikkkeling en optimalisatie van het bedden 1 , 2 en 3b laten ook duidelijk zien, en filtratiehulpmiddel gaf prof. Knoppert zuiveringsproces voor het nieuwe bedrijf. een uiteenzetting tijdens de 'Wasserfachliche dat toepassing van fijner zand de doorslag Voor de ontwikkeling van een goed filterduidelijk uitstelt. Aussprachetagung des DVGW und VGW' bed voor de dubbellaagsfiltratie werden in 1971 [lo]. Hier wordt dan ook niet Ozonkontakt voor de secundaire ijzerdoseeen aantal proeffilters ingericht, waarbij in verder op ingegaan. rig bevordert de diepbedfiltratie en geeft de eerste plaats de korrelafmetingen Filter 1 met het grove anthraciet vertoont een voldoende verlenging van de looptijden. van de zandlaag werden gevarieerd. Daarna dan na ca. 11 uur het eerst doorslag, terwijl Te zien is in afb. 6, dat in het fijnere werd hierbij een geschikte anthracietanthraciet de weerstand sneller toeneemt. door de 20 cm dikkere anthracietlaagin fractie gezocht, waarbij werd uitgegaan fliter 4 de looptijd ongeveer 4 uur wordt Voor filterbed 3b met ongeveer hetzelfde van de onderlinge korreldiameterverhouanthraciet als filterbed 2, maar fijner zand, ding van ongeveer 3. Verder werden de wordt de looptijd op weerstand beslist. Afb. 5 - Weerstandsopbouw in de filterbedden. laagdikten van de zandlaag en anthracietHet filterbed 2 loopt langer maar slaat na laag gevarieerd, waarbij werd aangehouden 17 uur door. Filterbed 1 met dezelfde dat lagen met fijner filtermateriaal in prinbedhoogte, maar het grofste zand en cipe minder hoogte behoeven. anthraciet, slaat het snelste door. In tabel I zijn een aantal filterbedden Filterbed 4, waarvan de anthraciet- en weergegeven, die in de afgelopen jaren zandlagen hoger zijn dan die in filterbed 1, zijn beproefd vangt bijna over de gehele diepte van het Aan de hand van de weerstandsopbouwbed materiaal af; doorslag wordt praktisch lijnen aan het einde van de filtratie zal gelijk gemeten met het bereiken van de over de keuze van een goed filterbed met weerstand. de in het onderzoek toegepaste en te gebruiken materialen iets worden gezegd. Afb. 6 - Weerstandsopbouw in de filterbedden. Af b. 3 geeft aan, dat, wanneer geen ozonTABEL I Filterbed
-
Overzicht van enige dubbellaagsfilferbedden. 1
2
Anthraciet: ( p = 1,45) handelsfractie (mm) 1,6--2,5 (mm) 1,59 e.k. U.C. 1,38 (cm) 51 laagdikte
1,2-2,4 1,23 1,54 52
Zand: O, = 565) handelsfractie(mm) 0,9-1,25 e.k. (-1 0,86 U.C. 1,17 laagdikte (cm) 45
0,8-1,O 0,77 0,77 46
3a 1,68-2,O 1,21 1,34 51 0,6-0,8 0,62 1,22 20
3b
-
1,68-2,O 1,21 1,34 51 0,6-0,8 0,62 1 3 47
4 1,6-2,5 1,59 1,38 68 0,9--1,25 0,86 1,17 60
5a 1,25-1,68 1,07 1,29 48 O,U,6 0,44 128 20
5b 1,25-1,68 1,07 1,29 55 0,4--0,6 044 1,28 46
1
I
en
Afb. 7 - Weerstandsopbouwin het filterbed.
I
Daartegen beinvloedt het zand we1 de troebeling, alhoewel bij een secundaire ijzerdosering ook de grootste zandfractie troebelingen gaf lager dan de gestelde waarde. Werd een zandlaag te zwaar belast, dan werd door het toepassen van een fijner zand doorslag enige uren uitgesteld. Ook is gevonden, dat de hoogte van de anthracietlaag bepalend is voor de looptijd van een filter. Gebleken is, dat bij hoge watertemperaturen de meeste weerstandsopbouw plaatsvindt in de anthracietlaag en bij lage temperaturen relatief meerin de iandlaag. oorzaak hiemoor kan gelegen zijn in het feit, dat bij lage temperaturen de vlokvorming in het bed langzamer verloopt en in de anthracietlaag nog niet voldoende heeft plaatsgevonden. Daarnaast kan worden geconstateerd, dat door ozonisatie van het te filtreren water diepbedfiltratie wordt bevorderd en dat een vlokhulpmiddeldosering een belangrijk middel is om het gehele proces in de hand te houden.
I
Afb. 8 - Het verband tussen de hoogte van de anthracietlaag en de looptijd van een filter.
Uitgaande van een filtratiesnelheid van 15 m3/m2. h, een minimale looptijd van 20 uur bij 1,50 mwk en ozonisatie voor de dubbellaagsfiltratie, was het dus gewenst een filterbed te kiezen met een anthraciet70icm, met een e.k. laag van ongeveer 65 ? van 139 mm en U.C.van 1,38. De zandlaag die hierbij hoort, heeft een hoogte van 60-65 cm, een e.k. van 0,86 rnm en een U.C. van 1,17, waarbij de onderste 20 B 30 cm als veiligheid op doorslag kan worden beschouwd. In afb. 7 zijn voor dit filterbed nogmaals de weerstandsopbouwlijnen weergegeven. Hieruit kan duidelijk de invloed van de chemicaliendoseringen en de watertemperatuur op het filtratieproces worden afgeleid. Om de invloed van de hoogte van de anthracietlaag op de looptijd verder te onderzoeken, zijn daarna 3 filters ingericht met anthracietlagen van 90, 80 en 60 cm. Na een aantal proevenseries kon het in af b. 8 weergegeven verband worden opgetekend. Verder bleek ook, dat door verhoging van de anthracietlaag van 60 B 70 an naar 70 B 80 cm bij lage watertemperaturen en een belasting van 20 m3/m2 . h looptijden van 20 uur gehaald kunnen worden. De kosten die met deze verhoging van de anthracietlaag gepaard gaan, wegen niet op tegen de kostenbesparing door reductie van filterbedoppemlak, rap. door een reductie aan benodigd bouwvolume. Tijdens het onderzoek kwam duidelijk naar voren, dat de korrelgrootte van het anthraciet niet van primaire invloed is geweest op de eindtroebeling.
Opwaartse f iltratie In Rotterdam is ook een onderzoek verricht inzake de toepassing van opwaarts doorstroomde filters als alternatief voor een flocculatie-sedimentatieinstallatie ten behoeve van de primaire coagulatie. Deze techniek, waarbij de vlokvorming en vlokverwijdering in C6n filter plaatsvindt, is in Duitsland algemeen bekend onder de naam 'Flockungsfiltration'. Gestart werd met een drietal filterbedden, twee met een uniforme korrelsamenstelling en e n met een gradering volgens het grof naar fijn principe. Uit proeven bleek a1 spoedig, dat bij verschillende belastingen, varierende ijzerdoseringen en bij hoge en lage watertemperaturen met de uniform samengestelde filterbedden te korte looptijden gehaald werden, alhoewel de troebelingen zonder meer goed waren. In de loop van 1972 is het onderzoek voortgezet met een groot aantal filterbedden samengesteld volgens het grof naar fijn principe. Goede resultaten werden uiteindelijk bereikt met een drietal filterbedden, waarvan de bedopbouw in tabel I1 is weergegeven. Bij de beoordeling van de uitkomsten van de proeven werd uitgegaan van de volgende criteria: TABEL I1
-
.
C
dubbellaagsfiltratie kleiner dan 0,l JTU; - looptijden van de filters langer dan 20 uur bij een filtratiesnelheid van 10 - 15 ma /m2 . h; - maximaal toelaatbare filterweerstand 1,s mwk. De variatie in laagdikte van de verschillende korrelfracties had alleen invloed op de weerstandstoenamein het filterbed, maar had geen invloed op de eindkwaliteit van het filtraat. Om aan de gestelde criteria te voldoen was een Fe3+ dosering van 4 tot 6 mg/l bij lage watertemperatuur voldoende. Vergelijkingvan dit vlokverwijderingssysteem met systemen, waarin een hoogbelaste sedimentatie (lamellenbezinking) is opgenomen, leidde tot de conclusie, dat op grond van invateringskosten en exploitatielasten de opwaartse filtratie een duurdere oplossing is. Hierbij werd tevens de spoelwater- en slibverwerking in beschouwing genomen. Wordt naar de technische prestatie van het system gekeken, dan blijkt weliswaar, dat bij een Fd+ dosering van 4 B 6 mg/l een effluent van zeer goede kwaliteit wordt geleverd (gebaseerd op troebeling en restijzergehalte), maar dat bij hogere doseringen onverwachte en snellere doorslag van het filter kan optreden. Hier tegenover staat, dat sedimentatiesystemen beter bestand zijn om wisselende belastingen op te vangen. Nabesehouwing
Bij de tot nu toe algemeen gebruikelijke snelfiltratie, over zandfilters met belastingen van 5 B 7 m3 /m2 . h, wordt het vuilbergingsvermogen van een filter slechts gedeeltelijk benut. Diepbedfiltratiemaakt het mogelijk een optimale benutting van het filterbed te verkrijgen. Hierdoor wordt het mogelijk om: a. hoge filtratiesnelheden toe te passen of b. een verlenging van de looptijd van een filter te bewerkstelligen. Ofschoon er in de afgelopen jaren vele theorieen zijn opgesteld, en mathematische modellen zijn ontwikkeld, waardoor het inzicht in het filtratieproces is vergroot,
Overzicht van een drietal op$vaarts doorstrooinde filters.
Dichtheid materiaal: 2,65 kg m-3 Steunlagen l e laag 2e laag Filter:
A B
- filtraatkwaliteit na achtergeschakelde
Korrelfractie (mm) 60-30 10 10 10
Laagdikte in cm
30-20 10 10 10
3e laag
Eigenlijke filterbed 4e laag 5e laag 6e laag
20-10 70 40 70
10-5 40 70 30
5-3 30 30 40
totale hoogte: 220 c m
3-2 30 30 30
7e laag 2-1 30 30 30
doorsneden van enkele mm's worden gebracht. De lucht kan bijvooheeld met behulp van poreuze elementen of roterende begassers worden ingeblazen, waafbij middelgrote luchtbellen ontstaan. Hierbij ontstaat tevens plaatselijk een verhoogde turbulentie, welke voor de verdeling van de luchtbellen zorgdraagt. De grootte van de luohtbellen zal echter zo klein moeten zijn, dat verkleving met te floteren deeltjes mogelijk is. De luchtbellen hebben bij deze m e t w e diameters die in de orde van grootte van 1.000 pm zijn. In het algemeen wordt door de waterleidingdeskuntligen het begrip 'flotatie' gehanteerd voor dat proces, waafiij met microluchtbellen wordt gewerkt. De toepassingen die hiervan bekend zijn kunnen we weer onderverdelen in groepen, die genoemd worden naar de manier van het inbrengen van de lucht- of de gasbellen, te weten: dissolved-air flotatie en elektroflotatie. Dissolved-air flotatie; hiervan is onderscheid te maken tussen onderdrukflotatie en overdrukflotatie. Bij onderdrukflotatie wordt in de flotatietank een vacuum aangelegd. Lucht en gassen die in het water zijn opgelost, komen hierdoor vrij in de vorm van zeer kleine belletja. Deze methode is erg duur en wofdt oak weinig tOegepastt.BOvendienonttrekt men zuurstof aan het te behandelen water. Veel meer toepassingen van flotatie bij de behandeling van water vinden plaats met behulp van overdru kflotatie. Hierbij wordt een gedeelte van het behandelde water onder druk in kontakt met lucht gebracht en vetvolgens verzadigd tot 100 % of een gedeelte damvan in een zogenaamde saturatie-eenheid. De saturatie wordt uitgevoerd met druk die ligt tussen 2,5 en 8 ato en met een dedstroom dSe 10 % of minder van de te behandden waterstroom is. Wanneer de deelstroom wofdt gemengd met de hoofdstroom, die zich onder atmosferische druk bevindt, zal een bepaalde hoeveelheid opgeloste lucht vrijkomen in de vorm van fijne luchtbellen. De diameters van deze luchtbellen zijn gelegen tussen 5 en 100 ID. In het algemeen zal de hoeveelheid lucht, die in de vorm van luchtbellen nodig is voor flotatie, liggen tussen enkele ml's en ci&a 20 ml lucht per liter te behandelen water. Deze hoeveelheid lucht geeft het water een melkachtig wit uiterlijk. In afb. 1 zijn enkele toegepaste saturatiesystemenschematisch weergegeven. Een variant van deze methode is, dat de te
inlet-from rec~nulat~on pump
Raw water
ratlon pump dscharge
1 Ventilation valve
Packed tower
Afb. I .
behandelen waterstroom een diepe schacht met e n diepte van 8 m of zelfs meer passeert, t-ijl onder in de schacht lucht wordt ingeblazen via een spruitstuk of keramische elementen (afd. 2). Elektroflotatie is een uitvoeringsvorm m a r bij gasbellen met diameters in de orde van grootte van 1 gm ontstaan, door elektrolyse van water. Ondergedompelde elektroden worden hierbij onder een elektrische spanning gezet, zodat uiterst fijne waterstofen zuurstofbellen ontstaan. Het stroomverbruik bij deze methode is hoger dan bij de dissolved-air mdhde. Toepassingen van elektroflotatie zijn tot nu toe dan ook beperkt gebleven tot zeer kleine flotatieeenheden.
Afb. 2.
II. Waar wordt flotatie bij waterzuivering toegepast? voor de industrie- en drinkwaterbereiding en voor afvalwaterzuivering,het flotatcieproces op vele plaatsen toegepast. Sin& bet begin van de zmtiger jaren zijn in deze landen tientallen installaties atwmpen en gebouwd. Diverse installaties hebben een kapaciteit van minder dan 200 m3/h, maar oak veel installaties zijn voor kapaciteiten van 500 tot 1500 m3/h uitgdegd.
In de Skandinavische landen
In Engeland is door WRC gedurende vier jaar geexperimenteerd met een pfoefinstallatie van 8 m3/h. Sinds de wmer van 1976 zijn een vijftal installaties, elk met de kapaciteit van 2.300 m3/dag, en enigszins verspreid over Engeland in bedrijf genomen. Vanuit Zuid-Afrika wordt via publikades in tijdschriften melding gemaakt van aldaar uitgevoerde experimenten op het gebied van algenverwijdering door middel van flotatie In Amerika ( V S ) wordt flotatie toegepast voor de indikking van slib afkomstig uit de diverse trappen van afvalwaterzuivefingsinstallaties. Een twintigtal namen van zuiveringsstations zijn bekend. In Duitsland wordt bij mijn weten bij de afvalwaterzuiveringsinstallatieGrosslappen van Miinchen flotatie toegepast in plaats van nabezinking. Talloze installaties voor de zuivering van industrieel afvalwater zijn re& lang in gebruik in binnen- en buitenland in diverse
vormen en uitvoeringen. T e noemen zijn bijvoorbeeld de toepasdingen van die- en vetafscheiders. In de papier- en tex'tielindustrie wordt flotatie toegepast met als doel terugwinning van grondstoffen.
Pressure relief
water
III. Toepassing van de flotatietechniek bij de drinkwaterbereiding Bij de huzdige stand van de techniek client flotat'ie voor de dririkwaterbereiding als een onderdeel van het coagulatieproces gezien te worden. Nadat zwevende stoffen, troebele bestanddelen en een deel van de organische stoffen met behulp van ijzer- of aluminiumhoudende vlokmiddelen tot vlokken gevormd zijn, is het tot op heden gebruikelijk deze vlokken kit bezinking te brengen of door middel van filtrat'ie te verwijderen. Dit kan in diverse uitvoeringsvormen piaats vintlen, zoals sedimentatiebassins, vlokkenkiekens, platenafscheiders en vldkkingsfilters. Flotatie is nu het proces, waarbij de vlokken met behulp van luchtaanhechting tot drijven worden gebracht, en de dixsolved-air methode wordt gevolgd. Het Water Research Centre in Engeland verricht sinds 1970 onderzoek aan flotatie zowel op laboratori~schaalals op proeffabriekschaal(1,8 en 8 m3/h). Sinds juni 1976 zijn in Engeland vijf dotatieinstallaties in bedrijf. De kapaciteiten van deze installaties zijn gelijk, namelijk 2.300 m3/dag. Deze insiallabies worden dan ook beschouwd als proefinstallaties waarmee het semi-technische onderzoek aan flotatie een voortzetting vindt olider auspicien van het WRC. De voortzetting van dit onderzoek achtte men m d i o 1976 noodzakelijk alvorens men zou kunnen besluiten om over te kunnen gaan tot het bouwen van grote praktijkinstallaties, omdat uitsluitend met ekn type water, namelijk Theemswater, was geexperirnenteefd. De vijf semi-technische installaties zijn daarom op verschillendeplaatsen in Engeland gesitueerd. Een drietal in de buurt van Fellixstowe en ressorterende onder de Anglian Water Authority. Een volgende installatie in de nabijheid van Bristol en ressorterentle onder de Severn-Trent Water Authority. De vijfde installatie is geplaatst in de buurt van Arnfield en ressorterend onder de North-West Water Authority. Op deze wijze hoopt men in Engeland informatie te verzamelen over de invloed van de verschillende watertypen op het flotatieproces bij de coagulatie. Tijdens het WRC-symposium zijn de volgende ervaringen met de Engelse flotatieinstallaties gepresenteerd. De menging van het vlokmiddel A12 (SO& (5 k 10 mgp) vindt plaats in een snelmenger met een verblijftijd van 1 minuut. Het vlokmiddel wotdt voor de inlaat van de
Thames water
Drain
Ajb. 3.
snelmenger gedoseerd. Reeds is vastgesteld dat bij het buiten bedrijf stellen van d a e snelmenger geen verslechtering van de kwaliteit van het behandelae water optreedt. Op dit aspekt zal later worden teruggekomen. De vlokvorming vindt plaats in drie vlokvorrningskompartimentenmet een totale verblijftijd van 12 rnin. bij de kapaciteit van 2.300 m3/dag. In vier van de vijf installaties hebben de flotatie-bassins de afmetingen van 3,60 m breed, 2,40 m lang en 1,20 m diep. De vijfde installatie heeft de afmetingen, respektievelijk 2,40 m, 3,60 m en 130 m. De vlokvormingskompartirnenten zijn door
Ajb. 4. Ardleigh Rermolr Committee North West WA
Afb. 5.
open kanalen verbonden met de flotatiebassins. In afb. 3 en 4 is de WRC-installatie schematisch weergegeven. Bij de inlaat van het flotatiebassin wmdt via een bepaald aantal parallel geschakelde nozzles per strekkende meter het met lucht gedeeltelijk verzadigde water (saturatiewater) ingevoerd. De door het WRC ontwikkelde en toegepaste nozzlesysteem wordt a a n g d d d met 'WRC Injection Nozzles'. In afb. 5 is een dergelijke nozzle weergegeven. Per strekkende meter van de flotatiebak worden cirka drie nozzles geplaatst. Volgens mdedelingen van WRC-medewerkers zijn voor verschil;lende debieten aangepaste nozzle-openingen noodzakelijk. In de WRC-nozzles bevinden zich geen beweegbare onderdelen. Het te recirkuleren water wordt meestal ontyrokken na de fifitratie om de kans op vervuiling van het saturatie- en het nozzlesysteem door vlokkenmateriaal zo klein mogelijk te houden. De saturatie in het WRC-system vindt plaats in een gepakte kolom, waarin het gerecirkuleerde water in tegenstroom met lucht in kontakt wordt gebracht. De gebruikelijke recirkulatie-percentages hebben 6 B 8 O/o bedragen, terwijl de toegepaste drukken in de saturatieketel van 3,5 ato tot 5,2 ato de meest o w a l e flotatieresultaten hebben opgeleverd. De laagste restgehalten van het oorspronkelijk gedoseerde vlokmiddel (Fe3+ of Alzout) na de flotatie, welke zijn bereikt bij de WRC-expefiimenten, bedragen 0,5 B 1,s mg/l. Opmerkelijk is, dat de laagste waarden in het effluent, zowel voor het aluminium als voor de troebelheid, werden verkregen bij de hoogste toegepaste toerentallen van de roerwerken in de vlokvormingsinstallaties, bestaande uit drie of vier kompartimenten.
Vlokhulpmiddelen zijn niet gebruikt bij de flotatie-installatiesen worden ook niet nodig geaclit, in tegenstelling tot de ervaringen met de parallel lopende praktijkinstallatie, waarmede rest-Al-gehaltenna sedimentatie van lager dan 2 mg/l niet konden worden bereikt. Het rest-Al-gehaltena flotatie en filtratie was een faktor 3 B 4 lager dan het gehalte na sedimentatie en filtratie. De aan het wateroppemlak in het fldtatiebassin drijvende sliblaag wordt via een overstort aan het einde van het bassin afgevoerd. Toepassingen van schraapmechanismen en afromers boven de sliboverstortrand zijn uitgetest door het WRC. Zowel met deze hulpapparatuur als ook zonder deze voorzieningen zijn droge stofgehalten van 3 B 6 % voor het afgeroomde slib bereikt. Een flotatie-system, dat sinds de zesdger jaren wordt toegepast in de Skandinavische landen en zeer veel gelijkenis toont met het Engelse systeem, is het zogenaamde AKAsysteem (afb. 6). (AKA: Apparatkemska AB te Stockholm). Het enige wezenlijke verschil van het AKAsysteem met het WRC-system is het AKAnozzle type, welke in het verleden zijn uitgevoerd als naaldventielen met een uitstroomtuit (afb. 7). Boverrdien zijn de afmetingen van het flotatiebassih enigszins afwijkend. Het aantal nozzles per strekkende meter over de bredte van het flotatiebass'in bedraagt 3 B 5 stuks.
--schraper slibdeken afmmer
perslucht
7-
F
Nwwltcr,_ statische menger
Afb. 6.
niumzout als vlokrni'ddel en de natronloog voor pH-korrektie plaats vond in statische mengers. Het effekt van een dergelijke statische menging is beschreven in IUWA-medemededeling nr. 39 'PraKtijk van de Vlokvorming'. Bovendien werd de vlokvorming uitgevaerd in drie of vier vlokvormingskompartimenten met afnemende roerintensiteiten; vlokhulpmidklelen bleken overbodig te zijn. In Skoghall werd de fkotatie parallel toegepast naast een twee-lagen sedimentatieeenheid (oppemlaktebe'ladting: 2 m3/mZ/h). In bdde gevden werd de vlokvorming uitgevoerd in vier kompartimenten. Ondanks de toepassing van het vlokhulpmiddel geaktiveerd silicium. dat voor de sedimentatie nodig werd geacht, was het rest-aluminiumgehalte na s&hentatie cirka 10 B 11 maal hoger dan na flotatie, waarvoor geen vlokhulpmiddel nodig bleek t e zijn. Bij beide installaties bedroeg de vlbkvormingstijd 45 minuten. Deze vlokvonniingstijd voor zowel de sedimentatie als de flotatie was gekozen op basis van het gegeven, dat
De in de praktijk toqepaste saturatiedruk bedraagt cirka 7 ato, met een recirkulatiepercentage van 10 % ten opzichte van de te behandelen waterstroom. De karakteristieke Afb. 7. afmetingen van deze flotatiebassins zijn: diepte c ~ k 1,80 a m en lengte cirka 3,50 m, terwijl breedken tot 15 m zijn toegepast. De oppemlaktebelastingin deze installaties ligt in de buurt van 10 B 11 m3/m2/h. In december 1974 ben 'ik in de gelegenheid geweedt een drietal flohtie-installaties van dit type te bezichtigen in Zuid-Zweden. Bezocht zijn een tweetal drinkwaterproduktierbedrijven )inCharl'otteberg en Amotfars, met elk de produktiekapaciteit van 100m3/h, en een proceswaterprod~ktiebedrijfvan de pulp- en papierfabriek Uddeholnas AB in Skoghall m a de produktiekapaciteit van 600 m3/h. Het meest opvallende dat wij tijdens het bezichtigen van deze instdaties hebben Afb. 8. kunnen waarnmen, was de zeer goede verwijdering van de aluminiumvlokken door mitide1 van de flotatie. Bij deze drie flotatie-eenhedenbedroeg het restaluminiumgehaltein het flotatie-effluent cirka 0,2 mg/l. Ten aanzien van dit resultaat dient vermeld te worden dat de menging van het alumi-
deze tijd nodig bleek te zijn voor het sedimentatieproces. Met dit AKA-systeem zijn reeds gedurende cirka 1,s jaar experimenten uitgevoerd in Nederlanid, zoals v&erop zal worden beschreven. Tijdens het WRC-symposium in juni 1976 is door de firma A. B. Purac, Zweden, het systeem 'Flofiltratie' gepresenteerd (afb. 8). Door deze firma, die eveneens sinds de zestiger jaren fldtatiesystemen heeft ontworpen, is de bddem van het flotatiebassin dtgevoerd als een konventioneel zandfilter of een meerlagenfilter. De bedrijfsvoering van het flo(tatie)-filter hoeft, votgens persoonlijke mdedefingen van de medewerkers van genomde firma, niet afwijkend te zijn ten opzichte van de bedrijfsvoering van een gescheiden flotatie-eenheid en filtratieeenheld. De toegepaste oppemlakte belastingen voor deze flo'tatie-systemen zijn gdegen tussen 6 en 10 m3/m2/h. Zoals bekend liggen deze oppervlakte belasw e n in dezelfde range als de normaal voor zandsndfilters en meerlagenfilters toegepaste filtersnelheden. Door de presentator van dlt onderwerp, B. Rosen van de firma A. B. Purac, zijn tijdens het WRC-symposium bijzoader weh'g ontwerpgegevens bekend gemaakt. Een voofbedd wefd gesteld, namelijk een waterzuiveringsbedrijf in Finland, met een filteroppenflak van 4 x 45 m2 en een bijbehorend oppemlak van 4 x 57 m2 voor het flotatiebassin. De verwijdering van de drijvende slibdeken kan bij d t systeem plaatsvinden cioor verhoging van de waterspiegel tijdens het terugspoelen van de filters of door kontinu werkende schrapers. Als groot voofdeel van deze flofilh-atie werd verme1'd: de aanzienlijke besparingen op de investeringskosten.
IV. Nederlandse bevindingen In de zomermaanden van 1975 ben ik als Dm-medewerker in Rotterdam in de gelegeubeid geweest, om een vier maanden durend onderzoekp~ogrammadoor te werken met een flotatie-installatie en bijbehorende vlokvormingsinstallatie, die was
ontworpen op basis van het AKA-systeem, overeenkomstig het schema van afb. 6. In afb. 9 is een fotografische opname van d a e prodinstallatie weergegeven. Dit onderzoek is indertijd uitgevoerd in opdracht van de NV Waterleklingmaatschappij Noord-West-Brabant en mede onder begeleiding van de KIWA-kommissie Vlokvorrning en Vldkverwijdering. De belangrijkste karakteristieken van deze prodinstallatie waren:
.
- statische mewing, - twee dokvormingskompartimenten,
- acht n o d e s van het type naaldafsluiter, - afmeting flotatiebassin: 3,s x 1 x 1,80 m, - dissolved-air-methodemet werkkimk
cirka 7 ato. Ui'tgaande van ruwwater, dat na een transportchloring vanuft de Biesboschspaarbekkens werd aangevoerd, is een coagulatie met 8 110 ppm Fe3+, zonder vlokhulpmilddel en met een pH-korrekkie, Poegepast. De belangrijksteresultaten uit dit anderzoek zijn geweest: - De effluentkwaliteit,uitgedrukt in Fe mg/l, na flotatie wefd nauwelijks be?nvloed door wijzigingen in de hydraulische belasting in de fldtatiebak. De doorzet is gevarieefd van 30 tot 60 m3/h, hetgeen korrespondeert met de oppemlaktebelasting van 8,6 respektievelijk 17,2 m3/mZ/h en met 'demesbelasting van respektievelijk 30 en 60 m3/m1/h. - Wijzigingen in het recirkulatiepercentage tussen 3,s % en 10 O/o van de hoofhtroom gaf eveneens geen merkbare kwaliteitsverschillen voor het flotatie-effluent.te zien. Beneden 3,s % was we1 een duidelijke invloed merkbaar. - De slibstroom kon worden gereduceerd tot 0,2 B 0,3 % van de hoofdstroom, mits gsbruik werd gemaakt van de schrapers. - Zeer frappant was de konstatering, dat het aantal vlokvormingskompartimenten we1 een duidelijke invloed op de kwalltdt van het flotatie-effluentheeft vertoond. Met twee dokvormingskompartimenten b d o e g h b Fe-gehalte in het flotaYieeffluent 0,7 B 1,4 mg/l, afhankelijk van de andere procesomstandigheden; na buiten bedrijfstelling van CCn der beide kompartimenten, bedrog het Fe-gehalte in h d fldtatie-effluent 1,9 1 2,6 mg/l, dus een faktor 2 1 3 hoger. Zonlder gebruikmakiing van de vlokvormingskompartimenten st- het Fe-gehalte na flotakie tot wadden van 5 mg/l en hoger. - Bovendien Meek dat de vlokvolhlingstijd, welke is gevarieerd van 8 min. t& 22 min., nauwelijks een invloed heeft vertoond op de effluentkwaliteit na fldatie.
Afb. 9.
Op basis van deze proefresultaten met het Biesb'oschwater heeft de Waterleidingmaatschappij Noord-West-Brabant dnd 1975 besloten een drinkwaterprodulctiebedrijf te onhverpen, waarbij M d t i e l s voor de flotatie de vdgende parameters zijn gehanteerd: - mesbelasting: 49 m3/m1/h.
- oppervlaktebelasting: 14 m3/m1/h. - recirkulatie: 8 % bij 7 ato werkdruk.
door de DWL 's-Gravenhage zijn uitgevoerd met Andelse Maaswater, zijn de praefresultaten welke door mij en mijn toenmalige medewerkers van de DWL Rotterdam zijn verkregen met Biesboschwater en m d dezelfde proefinstallatie, gereproduceerd. Over'ige interessante proefresultaten, die met de proefinstdatie te Brakel zijn verkregen, zijn:
- de beste flotatieresultaten worden ver-
kregen met de hoogste roerintensiteiten, die bij de vl'okvornhg konden worden ingesteld. (G = 63 sec-1 voor elk kompartiverblijftijd minimaal 16 minuten. mentl Op het moment van deze besluitvorming, - bij lagere watertemperaturen is h d droge heeft de Waterleidingmaatschappij Noodsrofgehalte van het flotatieslib lager (bij West-Bra'bant het onderzoekpfogramma 3OC - cirka 1,2 %) dan bij hogere temperastopgezet, omdat men in de wetenschap ver- m e n (bij 22°C - cirka 4 gew.%). keerde, dat het flotaitieonderzoek zou worden voortgezet met dezelfde proefinstallatie - wanneer het aanta.l nozzles van 8 per m1 wordt teruggebracht tot 4 stuks per ml, door de Duinwaterleiding 's-Gravenhage, neemt het Fe-gehalte in het flotatie-effluent in samenwerking met het KIWA en de TH toe met slechts 0,l k 0,2 mg/l. Delft, met Andelse Maaswater. Het programma voor het toekomstig onderDe mogelijkheid van verfijning van de zoek aan flotatie, welke met de proef onderzoekresultaten en eventuele nadere installatie te Brakel onder auspicien van de onderzoekingen bleef dus voortbestaan. De invloed van lage wateftemperaturen, de Duinwaterleiding te 's-Gravenhage en de KIWA-werkgroepwordt uitgevoerd, bevat flohtieslibkarakteristieken,varianten van ondermeer: het type nozzle, etc. momten nog worden vastgesteld of worden onderzocht. - Bedrijfszekerheid van het Botatieproces Hieman is dan ook door de Waterleidingen de optirnalisatie van de procesparameters. maatschappij Noord-West-Brabant in het afgdopen jaar vruchtbaar gebruik gemaakt. - Onderzoek naar de betrouwbaarheid van Het ontworpen zuiveringsbedrijf is geprode mechanische en regel-technischeapparajekteerd in de gemeente Zevenbergen. In tuur voor het oplossen van de lucht in de fabruari 1977 kon met de bouw worden ge- recirkulatiestroom. staft. Volgens planning zal het zuiverings- Varianten van nozzle-systemen worden station 1 januari 1979 in gdbruik worden uitgstst. genomen. - Verwerking van het flotatieslib met en Met de proevenseries, die tot januari 1977 - drie vlokvormingskompartimenten met
-
Horizontale bezinking Installatie
a. Oppervlakte belasting m3/mZ/h b. Ruirntebeslag
Platenafscheiders
Flotatie
afscheider, gekombineerd met een indikker is gebleken, dat bij droge srofpercentages van 4 O/o en meer, het slib gaat stinken en verkleuren, en dat in ernstige mate de aanvankelijk gebonden organische stoffen weer gaan loslaten.
Exploitatie
a. b. c. d.
Bereikbaarheid van de onderdelen Onderhoud Energieverbruik Chemicalienverbruik
a. Vlokvonnings - tijd (min.) - aantal kompartimenten b. Rendement c. % d.s. slib TABEL I.
zonder een tweede flotabietrap voor de slib- Aantal vlokvormingskompartimenten.
V. Waarom flotatie? Om een antwoofd te kunnen geven op d a e vraag is een vergelijking gernaakt tussen de horizontale bezinking in ronde of rechthoekige be'kkens, platenafscheiders en de flotatie als vlokvemijderingssptemen bij de coagulatie. Naar aanleiding van tabel I dienen de volgende opmerkingen gernaakt te worden. Bij platenafschtiders is de diepte van de waterbakken 2 m of meer. Als direkte slibindikking wordt toegepast, is de benodigde diepte al gauw c2ka 4 meter. Voor de dlirekte slibindikking bij flotatie is geen extra volume vereist, terwijl de diepte van de flotatiebassins beperkt kan worden tot 1,80 m of wellicht nog minder. Flotatiebassins worden uitgevoerd als ondiepe bekkens met een relatief klein oppervlak, waarin zich nagenoeg geen onderdelen bevinden. Onderhoud, met name het schoonspuiten ter verwijdering van bezonken materiaal zal daardoor ook gemalckelijk uitvmrbaar zijn. Het energieverbruik is bij flotatie duidelijk hoger. Als het recirkulatiepercentage 10 O/o bedraagt bij een lucht-oplosdruk van 7 ato, is het extra energieverbruik hiervoor cirka 30 Wh/m3, in kosten uitgedrukt is d'it cirka 0,3 cent per m" te behandelen water. Blijkens de ervaringen in Engeland is echter te verwachten, dat met een lager energieverbruik en met een lager recirkulatiepercentage de flotatie met succes is toe te passen. Het chemicalienverbruik is bij flotatie lager dan bij sedimentatie. Tot nu toe is gebleken dat geen vlokhulpmiddel nodig is, wanneer flotatie wordt toegepast. Wij kunnen nu reeds stellen, dat de vlokmiddeldosis even-
Flotatie is het proces, waarmede door middel van aanhechting van zwevende stoffen aan luchtbellen de mogelijkhezd wordt geboden de vlokverwijdering bij de coagulatie van oppervlaktewater te doen plaats vinden in plaats van met sedimentatie-systemen. Het aantal luchtbellen en de fijnheiki van de mikro-luchtbellen zijn in hoge mate verantwoordelijk voor de efficientie van het
Chloor en chloorprodukten
1. Inleiding
De doelstellingen van een oxidatieve behandeling van ruw water met choor of chloorverbinden zijn: ten eerste desinfektie, ten tweede oxidatieve afbraak van daarvoor geschikte organische stof, in hoofdzaak tot uiting komend als bleking van de natuurlijke humuskleur, en in sornmige gevalIen oxidatieve verwijdering van muffe of gronderige smaak. Het element chloor heeft nog een derde werking, nl. verwijdering van sporen ammoniak uit het water. Deze laatste eigen-
DRS. J. J. ROOK Gemeente Drinkwaterleiding Rotterdam
schap hebben de chloorverbindingen chloraat, chloordioxide en chlooramine niet. Als oudst bekende toepassing van chloor voor desinfektie noemt het handboek van de AWWA, Water Quality and Treatment [I] de toevoeging van chloorbleekloog in Middelkerk in Belgie in 1902. Spoedig volgden studies van Sir Alexander Houston van de Londense Metropolitan Waterboard [2]. waarbij men vaststelde dat een chloordesinfektie een goed alternatief was voor langdurige opslag en zandfiltratie van besmet water. In de Verenigde Staten leidde de toepassing van chloor in 1908 tot een proces door de gemeente New Jersey City tegen de plaatselijke Water Supply Company. De uitspraak was, dat chloor geen schade deed aan de volksgezondheid, terwijl de bakteriedodende werking onomstotelijk was aangetoond door E. G. Phelps. In 1976 bleek dat het kan verkeren, toen de EPA in de VS het ontstaan van minieme sporen gezondheidsschadende gechloreerde bijprodukten vond. Een ander aspekt werd door Houston in 1919 [3] gemeld, nl. de smaakverbeterende werking van chloor op gronderig rivierwater. Sir Houston voegde aan het ruwe water een grotere dosis chloor toe dan nodig was voor de sterilisatie, gewoonlijk in de orde van 1 B 2 mg/l, en nam deze ovemaat na een uur inwerkingstijdweer weg met een reduktiemiddel. Hij noemde dit proces 'superchlorination', dus overchloring. In de twintiger jaren werd ontdekt dat sporen fenol, die toen nog door de overal voorkomende steenkoolgasfabrieken in het oppervlaktewater werden geloosd, bij een lichte chloring aanleiding gaven tot intens vies smakende chloorfenolen. Adams [4] beschreef dat die smaak verdween indien
genated Organics) werd gerapporteerd door een 30 B 40-voudige overmaat chloor t.0.v. fenol werd toegepast. Symons et a1 [7]. Zij vonden voor 80 De invloed van ammonium op de chlooronderzochte bedrijven een bevestiging van behandeling werd doorzien in de jaren 1940 de Rotterdamse waarnemingen, die in hoofdzaak met humuszuur-extrakten waren en 1941, toen Griffin en Chamberlin [5] het breekpuntsprincipe ontdekten. Dit is verkregen; nl. de vorming van halof ormen dus iets anders dan de eerder genoemde is sterker bij hogere koncentraties organioverchloring, die geldt voor water waarin sche stof, een hogere chloordosis veroorgeen of zeer weinig ammonium voorkomt. zaakt meer halof ormen en hogere pH bevordert de halofomvorming, hetgeen Bij aanwezigheid van N)4-ion, ziet men bij die bedrijven die met loog ontharden en dat het toegevoegde chloor eerst als bij hoge pH chloren inderdaad werd gevongebonden chloor optreedt, en we1 in de den. vorm van chlooramines. Verhoogt men de chloordosering dan zijn na een bepaalde overmaat de chlooramines ontleed tot stik- 2. Praktijk van de dosering van chloorstof en chloride. Bij dat punt zal elke verbindingen verdere toevoeging van chloor niet meer Chloor 2.1. als gebonden chloor, maar als vrij chloor worden gemeten. Dit punt kan zo markant Dit wordt geleverd als het element, dat tot 20 OC bij 7 atmosfeer druk nog vloeizijn, dat de naam breekpuntchloring is ontstaan. In vele wateren, vooral die met baar is. Het wordt daarom verpakt in veel organische stof, vervaagt het breekdrukvaten. Een andere vorm is chloorpunt tot een plateau in de kromme die het bleekloog, d.w.z. een stabiele oplossing van NaC10, die een hoeveelheid chloor (als vrij verband tussen toegevoegd chloor en vrij chloor berekend) van 150 g/l bevat. De restchloor aangeeft. Als nadeel van chloor wordt door de niet eraan gewende consudosering van de laatstgenoemde oplossing is zeer eenvoudig. Voor de dosering van ment de chloorsmaak (zwembad-watervloeibaar chloor is een verdamperinstallatie geur) ervaren. en een injekteur nodig. Met deze apparaDit en andere redenen leidde tot vervanturen bestaat ervaring van tientallen jaren, ging van chloor door chloordioxide of door zodat zij nu vrij van kinderziekten zijn. ozon en ook we1 permanganaat als desBij 20 "C lost chloor in water op tot 7 g/l. infektans. Men doseert dan ook meestal via een In de afgelopen decennia zijn de bovendeelstroom van het water tot de gewenste genoemde topics van breekpuntchloring, lage doseringen, die voor breekpuntchlode smaakintensiveringvan fenol, de a1 dan niet mogelijkheid van oxidatie verwijdering ring tot 20 mg/l en voor desinfektie 0,5 tot 1 mg/l, bedragen. De houdbaarheid van gronderige smaak, de effektiviteit van vrij chloor in het leidingnet is korter van desinfektie uit en te na bestudeerd, zonder dat zulks tot nieuwe inzichten leidde. dan van chloordioxide of chlooramines. Een geheel nieuw gebied werd aangesneden Wij vonden in eigen praktijk bij een restchloorgehalte van 0,3 mg/l af pompstation, toen de auteur in de jaren 1966 tot 1975 in een groot aantal monsters in het stededoor toepassing van een op vluchtige stoffen lijke voonieningsgebied, met verblijftijden gerichte analysetechniek,ontdekte dat van in hoofdzaak 5 tot 20 uur, in de zomer chloor uit de natuurlijke humusstoffen, in 46 % 'or monsters minder dan 0,01 mg/l gechloreerde bijprodukten: chloroform, a-gechloreerde ketonen, dichloorazijnzuur, terug. In de winter bij watertemperaturen van 1 tot 6 OC, lag dat op 11 %. Chloorchloral e.d. deed ontstaan. Daar men in de amine is langer houdbaar, zie de metingen waterzuiveringswereld gewend was om het in tabel 1 van het Rotterdamse distributievoorkomen van ongewenste gechloreerde net over 1965, toen 1 mg/l chlooramine organische stoffen aan industriele lozingen werd gedoseerd. toe te schrijven, was de ontdekking dat bij de watenuiveringschloringuit onschadelijke humuskleurstof fen precies zulke ongewenste 2.2. Chlooramine Dit is niet als zodanig in de handel maar gechloreerde stoffen worden bereid, een onaangename verrassing. Het door Rook [6] het wordt eenvoudig in het water zelf gemaakt door de gemakkelijk verlopende gestelde (1974) dat elk natuurlijk gekleurd reaktie met ammonium water, of het nu oppemlaktewater is of grondwater, humuszuren bevat, die noodClz N& = NH&l+ HC1 zakelijk tot de vorming van chloroform Men kan dit bereiken door een stoechiomoet leiden, werd in de VS bevestigd metrische hoeveelheid m C 1 tegelijk met in een door het milieuministerie EPA het chloor in het water te doseren, of door in een arnmoniakhoudend water onder daarna gelast ondemek van drinkwater het breekpunt te stoppen. Dit laatste is van Oost- en Westkust. Dit groots opgezette onderzoek 'NORS' (National natuurlijk minder in de hand te houden Organics Reconnaissance Survey for Halo- dan een bewuste dosering. In de tabel (1)
+
TABEL I
- Resfchloor in Sfedelijk vooru'eningsgebi'ed. restchloor in mgfl
periode
chloordosering mg/l
zomer winter zomer winter
1 NH2Cl 1 NH2Cl 0,3 vrij 0,3 vrij
1965 1965 1967 1967
is de langere houdbaarheid aan de hand van praktijkmetingen goed te zien. Het desinfektievermogen is laag, zie afb. 1. 2.3. Bereiding van ClOz Om chloorvrije C102-oplossingente bereiden, moeten speciale kondities worden gekozen. Chloorhoudende gekonsentreerde oplossingen van chloordioxide kunnen worden bereid uit chloraat en een reduktiemiddel, of uit chloraat en sterk zuur. Dit berust op het uiteenvallen van HC103 in C102 en Cl2.
In de praktijk blijkt de verontreiniging met chloor nog groter te zijn dan volgens de reaktievergelijking. Op de uitvoering van de reaktie bestaan een aantal oktrooien, die vooral gericht zijn op het gebruik van CIOz als industrieel bleekmiddel. Deze reakties vereisen tamelijke investeringen in apparatuur. In de waterzuiveringstechniek wordt veeleer het chloriet als grondstof gebruikt, hetgeen C102 levert in eenvoudige doseerapparaturen. Ook hier zijn er weer verschillende mogelijkheden, a. oxidatie van chloriet met C12; b. aanzuring van chloriet. Reaktie a. is eenvoudig te schrijven als: 2 NaC102 C12 = 2 C102 2 NaCl. In de praktijk krijgt men g66n chloorvrij produkt. De reaktie met zuur biedt, bij zorgvuldige uitvoering, mogelijkheden. Hier geldt als hoofdreaktie:
+
+
+ +
+
5 NaClO2 4 HC1+ 4 C102 2 H20 5 NaCl. Echter zijn er twee nevenreakties die toch nog chloor leveren zoals: HC102 3 HCl + 2 Clz 2 HzO. De bate rendementen verkrijgt men met zoutzuur bij pH kleiner dan 0,5. Het is mogelijk het onzuivere ClOz-gas met lucht of stikstofgas uit het reaktiemengsel uit te blazen en daarna van begeleidend chloorgas te bevrijden door het gas te wassen in een oplossing van NaC102. Hierin reageert het te verwijderen chloor als volgt: 2 NaCIOz Clz + 2 CIOz 2 NaCl.
+
+
+
+
+
HYPOCHLORITE
redoxpotentiaalverlaging van chloor in water bij pH-verhoging, is in overeenstemming met de minder steriliserende werking van het hypochloriet-ion dan van het onderchlorigzuur HClO. Een illustratie hiervan geeft afb. 2, ontleend aan Carlson [8]. De experimenten over de afdodingstijd van E. coli met chloor bij verschillende pH kan Carlson uitstekend verklaren als een door redoxpotentiaal bepaald effekt. Geheel analoge waarnemingen, maar nu met de desaktivering van virussen, verkreeg de deense virologe E. Lund [9]. Viruseiwit kan overigens een aantal bijwerkingen doorstaan die bakterien de dood kosten: zo verdragen virussen gemakkelijk diepvriezen en uitdroging. Ebba Lund stelde experimenteel vast, dat voor de redoxpotentiaal van het systeem virus oxidans geldt:
+
HYPOCHLOROUS ACID
-
Ajb. 1 Vergelijking van kiemdodend effect van onderchlorig zuur, hyprochloriet-ion en monochlooramine, onfleend aan White [ I S ] .
3. Verschillen in desinfekterende werking tussen chloor, chlooramines en chloordioxide
Wij behandelen deze drie anorganische chloorverbindingen. De organische vinden beperkt toepassing in zwembaden. Zoals te verwachten berust desinfektie op beschadiging van essentiele delen van levend materiaal. Vele enzymen zijn zeer gevoelig voor oxidatieve beschadiging. Het is dan ook niet verwonderlijk dat een aantal onderzoekers verband legt tussen de redoxpotentiaal en desinfekterendewerking. Een stof die een lagere redoxpotentiaal heef t zal minder ef fektief bakterien doden dan een stof met een hoge redoxpotentiaal. Op die wijze bezien, is het duidelijk dat chlooramines minder effektief werken dan chloor in de vorm van HClO. Ook de Ajb. 2 - Sferilisatietijd voor E.coli als funktie van de E; ontleend aan Carlson [8].
+ + + 2. Red + q(H20) = Ox + m H + + ne-,
1. (virus) q (HzO) = (geinaktiveerd virus) mH+ ne-
e- is hier het elektron dat een oxidans opneemt bij oxidatie van de reducerende stof. RT (Ox) rnRT 3. E = E , +-ln--pH. nF (Red) nF De hoogte van de oxidatiepotentiaal E bepaalt de koncentratie der elektronen in (2). Lund geeft voor het verband tussen E en de virus-inaktiveringssnelheidK een exponentiele funktie: K = k . ecE. De vergelijking van de inaktivering kan als reaktie van de eerste orde worden geschreven: dy - - k y ecE, dt of na integratie:
Y Hierin is yo beginkoncentratie der virusdeeltjes en y de koncentratie op tijd t. Een dergelijk l e orde verband voor afsterving van bakterien onder invloed van afdodingsbewerkende milieufaktoren wordt in leerboeken -wat sirnplistisch - onder de naam wet van Chick gepresenteerd. Vgl. 3 geeft de waarde van E voor verschillende koncentraties en pH. Men ziet bijv. voor chloor de werking afnemen bij pH-verhoging. Lund vond experimenteel, dat reoviren (respiratory enteric organisms) door een bepaalde redoxpotentiaal even snel werden geinaktiveerd als enteroviren (bekende zijn Polio- en Coxsackie virussen). De oxidatie inaktivering van adenoviren blijkt ook van de redoxpotentiaal afhankelijk, maar hier vond Lund 'k' groter. Het
proces verloopt sneller. Lund beveelt dan ook voor de beoordeling van afvalwaterdesinfektie aan, uitsluitend te letten op enteroviren, bijv. Polio- of Coxsackie-virus. De analoge wetten die voor de verbanden tussen redoxpotentiaal en het afdoden van virussen en bakterien gelden, zouden wijzen in de richting van een eiwit-destruktie door oxidatie. Tevens wordt door de genoemde wetten duidelijk, dat er niet Mn bepaalde koncentratie algemeen geldig is, hetzij van chloor of ozon, KMn04 of CIOn, die afdoende garantie geeft voor desinfektie van alle watersoorten. Immers andere waterinhoudsstof fen vormen onderling verschillende en konkurrerende redoxsystemen. Voor afvalwater met meer reducerende stoffen, moeten hogere koncentraties en langere kontakttijden in acht worden genomen. Voor drinkwater geldt dat humusrijk (bruingekleurd) water meer oxidans zal verbruiken alvorens een voldoende hoge redoxpotentiaal kan ontstaan voor de desinfektie dan kleurloos water. Eigen ewaring in de proefinstallatie van DWL-Rotterdam heeft geleerd dat voor spaarbekkenwater binnen 30 seconden aan de chloowraag is voldaan. Dit water heeft een totaal organisch koolstofgehalte van rond 6 mg/l, in hoofdzaak uit fulvinezuren bestaand. Het chloorverbruik bij de eerste maal doseren blijft beperkt tot ca. 2 mg/l. In de praktijk stelt:men een restchloorgehalte van 0,5 tot 2 mg/l voor de desinfektie die in een 30 minuten kontakt wordt gehandhaafd. Het voordeel van chloor is dat het eigen verval voldoende traag is om een half uur lang de gewenste koncentratie te kunnen houden. Zoals uit het onderzoek van Carlson met bacterien, en dat van Lund met virussen naar voren is gekomen, is een hoge redoxpotentiaal gunstig voor de desinfektie. Een orienterende vergelijking van de hoogte van de redoxpotentiaal van een systeem geeft de normaalpotentiaal E,, dat is de potentiaal die ontstaat bij 1 normaal koncentraties gemeten t.0.v. waterstof. De hoogste oxidatiepotentiaal (onder deze tamelijk gekoncentreerde omstandigheden) heeft ozon met 2.07V, dan volgt chloor met 1,36V, broom met 1,07V, jodium met 0,58V. CIOz heeft we1 een hoge potentiaal van 1,9V als men de reaktievoorwaarden zo kiest (sterk zuur) dat 5 elektronen worden opgenomen, maar dat geldt slechts voor laboratoriumomstandigheden. In het water neemt C102 slechts 1 elektron op, de redoxpotentiaal is dan 0,95V. Omdat met dit Bne elektron zonder tussenkomst van H+-ionen het chlorietion ontstaat, blijft de redoxpotentiaal onafhankelijk van de pH. Bij chloor en chlooramine daalt die
-
Afb. 3 Redoxpotentiad van chloor en chloordioxyde als funktie van de pH: ontleend aan Axt [lo].
potentiaal bij hogere pH. Het konstant zijn van de oxidatiepotentiaal van C102 is een voordeel voor waters die een pH groter dan 8 hebben. Zie de aan dr. Axt [lo] ontleende grafiek in afbeelding 3. Terugkerend naar de onderlinge verschillen der in de waterzuivering gebruikelijke chloorverbindingen,moet nog iets worden gezegd over de chlooramines. Bekend is, dat ammonium in water door een passende hoeveelheid chloor wordt omgezet in chlooramines, in eerste instantie monochlooramine. Dit heeft een lagere oxidatiepotentiaal dan chloor, maar heeft als voordeel de veel langere levensduur dan vrij chloor. Men kan met enkele tienden milligram per 1 chlooramine gemakkelijk meetbare koncentraties aan tappunten handhaven na 24 uur verblijftijd. Een dosering van enkele tienden mg/l chloor is maar enkde uren houdbaar. Daartegenover staat, dat de desinfektie door chlooramine veel minder werkzaam is, zie afbeelding 3. De onderbroken kurve laat zien dat de redox-potentiaalveel lager is dan die van chloor, ja zelfs zo laag, dat bij pH 7 tot 8 het gebied wordt bereikt, waarin volgens de proeven van Carlson [8] de bakterien een kontakttijd van 1 minuut ruim k u ~ e n overleven. Zie het door de gestippelde kromme aangegeven gebied. Daarbij komt dat chlooramine toch altijd nog een chloorsmaakbezwaar heeft. Dit smaakbezwaar heeft C102 niet. Hier is voor het ogenblik echter nog niets bekend over mogelijke toxische effekten bij langdurig gebruik. Zo heeft, wat sterilisatie betreft, elke chloorverbinding zijn eigen specifieke voor- en nadelen. Als voordeel van ClOz zou eventueel nog genoemd kunnen worden, dat het niet door ammonium wordt verbruikt.
organische stoffen door chloordioxide, waaraan wij de volgende reakties ontlenen: Voor de oxidatie van fenol en monochloorfenolen in de koncentraties van 0,01 tot 0,l millimol/l(0,94 tot 9,4 mg/l) worden per molekule fenol twee molekulen ClO2 verbruikt. Interessant is, dat het oxidans voor 90 OJo als chlorietion C102 , wordt teruggevonden. Ook hier weer blijkt dat C102 per mol slechts 6 h electron heeft opgenomen. Masschelein citeert Pools onderzoek waaruit bleek dat als oxidatieeindprodukten van fenol, via het intermediair chinon, in hoofdzaak dicarbonzuren ontstaan doch de laatste pas na landurig kontakt en bij overmaat C102. Als nevenreaktie zou toch nog enige chloorsubstitutie plaatsvinden. Bij ondermaat ClO2-dosering blijft de reaktie steken bii chinonen. zodat er dan niets gewonnen is, chinonen zijn ook ongewenste stoffen. Ook W. v. d. Meent [12], die de oxidatieprodukten van fenol met ClO2, dat hij zorgvuldig van vrij chloor had gereinigd, kreeg uit fenol chinon, met als bijprodukten rond 1 B 2 OJo gechloreerde chinonen, 3 % orthochloorfenol,parachloorfenol, en ca. 0,s OJo 2, 4, 6,-trichloorfenol. Bij deze proef was echter gC6n overmaat CIOa toegepast (0,8 mol CIOa op 1 mol fenol). In een proef met 3 fenol C102 per mol fenol ontstonden, na uur reaktietijd bij neutrale pH, vooral chinon, en sporen monoen dichloorchinonen.
De oversimplifikatie dat fenol de enige smaakbedervende stof was die bestreden m o s t worden, heeft tot ver in de zestiger jaren nagewerkt. Pas na 1965 is, dankzij de gaschromatografie en massaspektrometrie, duidelijk geworden dat rivierwater, dat met een uitdmkking van W. Stumm 'zivilisatorisch' is belast, enkele honderden onnatuurlijke organische stoffen bevat van zeer uiteenlopende aard. Alleen a1 een stof als p-dichloorbenzeen die geregeld in 1 tot 3 ppb concentraties in de Rijn voorkomt, geeft minstens zoveel smaakbezwaren.Het is een utopie te denken dat allerlei gesubstitueerde aromaten door oxidatie, bij de lage temperatuur van het reaktiemengsel rivierwater en oxidans, met de begrensde koncentraties en kontakttijden, tot de eenvoudige eindprodukten koolzuur en water zouden zijn te oxideren. De organische chemie leert dat temperatuurverhoging tot v&rboven die van de waterzuivering nodig is om de benodigde aktiveringsenergie voor zulk een reaktie, zelfs als die exergoon verloopt, op te bren4. Oxidatie en nevenreakties van organische gen. Toepassing van katalysatoren zal in het zeer verdunde waterige milieu nauwestoffen in water lijks een oplossing bieden. 4.1. Masschelein [I 11 geeft een uitgebreid Welke organische stoffen, die in het te literatuuroverzicht over de oxidatie van zuiveren water voorkomen, zijn dan we1
Afb. 4
- Reactieschema voor het
-
o n t s t m van gechloreerde produkten uit een humuszuur bouwsteen.
hogere chloordoseringen en langere kontakttijden alle precursorstoffen worden gechloreerd en tot brokstukken van twee of meer koolstofatomen worden afgebroken. Zo ontstaan trichloorethyleen, tetrachloorethaan, dichloormale'inezuur, tetrachlooraceton en vele andere gechloreerde ketonen en carbonzuren. De gebruikelijke chloorbehandeling van water levert in hoofdzaak chloroform op, en bij aanwezigheid van bromide in het water ook nog CHC12Br, CHClBr2, CHBr3. Het onderzoek naar de invloed van deze stoffen op de gezondheid is nog niet afgesloten. Er is daarom nog geen grenswaarde voor de koncentratie vastgesteld. Het ziet ernaar uit, dat door aanpassing van het zuiveringssysteem zodanig dat de chloring plaatsvindt na efficiente verwijdering van de organische stof, de haloformvorming goed in de hand kan worden gehouden. Daarmee kunnen de positieve eigenschappen van chloor als desinfectans behouden blijven. Litcratnur 1. Handbook; Water Quality and Treatment (1971), prepared by AWWA, 3rd Edn. McGraw Hill. 2. Houston, A. C., 1913, Studies in Water Supply McMillan, London. 3. Houston, A. C., 1919, 13th h n u a l Report, Metrop. Water Board, London. 4. Adarns, B. A., Water and Water Eng., 33 (1931) 387. 5. Griffin, A. E. and Chamberlin, Journ. New England WWA 55, (1941), 371. 6. Rook, J. J., Water Treatment and Exam. 23. (1974), 234. 7. Symonds, J. M., Bellar, T. A., Carswell, J.,
DeMarco, J., Kropp, K. L., Robeck, G. C., Seeger, D. R., Slocum, C. J., Smith, B. L., Stevens, A. A., Jour. AWWA, 67 (1975) 634. 8. Carlson, S., 3. Vortragsreihe Wassertechnologie, Nov. 1968, Schriftenreihe des Vereins WauerBoden- u. Lufthygiene, 31, Gustav Picher Verlag, 1970. 9. Lund, E., 1968, ibidem. p. 41.
10. Axt, G., ibidem, p. 105. 11. Masschelein, W., Lnr oxides de chlore et le chlorite de sodium, Dunod, Paris, 1969. 12. Meent, W. van de, Pers. mededeling. 13. Sontheimer, H., Relationship between Water Supply and river Rhine, 11th WSA-congress, Amsterdam 1976. 14. Rook, J. J., Envir. Sc. and Technol. 11 no. 5, (1977), 478. 15. White, G. C., Handbook of Chlorination, Van Nostrand Reinhold Cy, New York 1972.
Slow sand filtration
grains, there is no special m e in excessive oleaning which would remove many of these A slow sand filter is basically a hole in the bacteria. Alternatively, in very small filters ground containing sand with space above in areas where adequate quantities of clean it 'to holki water to a depth sufficient to provide the pressure necessary for the water sand are readily available, it might be more economic t o discard the dirty sand and to flow through the sand. Underneath the replace it with new sand. sand some means of coflecting and removing the water must be provided. Alternatively, The depth of sand that is used will depend a filter can be buUt entirely above ground on locd circumstances and is influenced by level or partly above and below ground the quality of the untreated water and the level. There are, therefore, many means of rates of filtration. Generally speaking, the construction that can be adopted, from the poorer the quality and the greater the very simple, suitable for developing filtration rate, the greater the depth of sand should be. But in any case after several layers of sand have been removed for repeated cleanings, the depth of sand left will be less than that required for effective filtration. It then becomes necessary to restore it to its original depth by returning the washed sand. This should not be done simply by placing the clean sand on top of old sand. In this way the bottom sand woulid never be cleaned, particulate matter countries with limited means and expertise, would increase over the years, eventually to the highly sophisticated, incorporating filling the interstices and reducing flow rates. all the most modern mechanical aids. Furthermore, with some hard waters particularly with high bicarbonates, carbonates can Methods of Operation crystatlise around sand grains binding them Rates of flow are usually measured linearly tagether in large, hard lumps Which cantlot as the vertical flow of the top water through be removed by sk'imming or broken up by the sand and slaw sand filters can be washing. Resanding is, therefore, canied operated from rates as low as 0.6 m per day out by diigging a trench at one end of the and have been operated up to 12 m per day. bed, either by hand or &ith a mechadcal The more usual rates, however, are nearer trench digger, tipping the clean sand in the 2 to 5 m per day, depending on individual trench, then digging another trench dongcircumstances. After a period of operation side, throwing the bottom sand on top of usually lasting several weeks, the accumula- the clean sand and repeating this process tion of particulate matter on and in the bekl across the whole bed. restricts the flow so that filtration rates cannot be maintained with the head availBasic Principles able. It is then necessary to remove the top Biological Activity layer of 2-3 cm of sand with the atten&nt particulate matter and wash it. A slow sand filter should not be regarded This layer of sand can be removed by just as a mechanical sieve which removes labourers with shovels and hand barrows particulate matter by physical and mechanical forces. These do play a paft in its or by highly mechanised equipment that 5s either driven on to the bed surface or is operation but only a minor part of the operated from gantt'ies on rails on the walls overafl function. Much has also been written of the filter. If gantries are used, there is in the past about the importance of the formation of the surface 'zoogleal layer' or an economic limit to the did$h of the bed that can be construded. There is, therefore, 'smutidecke' Which was alleged to be a wide range of adaptability to suit local necessary to bring about the physical condibions and the nature of the work force sieving effect. Most recent work, however, available. has shown that this surface layer is unneThe sand that is removed must then be cessary and efficient filtration is achieved washed and there are a variety of sand without it (Report, 1971-73). The main quality improvement is brought washing plants that can be used for this about by beneficial micro-organismswhich purpose, most of which require pumping of water to achieve the necessary agitation. live and grow in the filter bed. Many of The main purpose of this washing is to these organisms are specific filter bed restore to the sand its ability t o permit its organisms and have found in the filter bed original flow rate capacity. As the efficient a habitat that is particularly suitable for their activity. Many of 8hese organisms are function of a slow sand filter is dependent uncommon in the untreated water and in the to a very large extent on the microorganisms which are attached to the sand filtered water but are abundant in the filter
General Ccmstruction
(Report, 1971-73).Their activities may be considered in two groups. Nutrient Utilisation Firstly there are those micro-organisms including bacteria, actinomycetes and fur& which utilke for their growth and nutrition the numerous organic compounds present in solution in the water and by metabolising these compounds, break &em down or oxidise them h t o much simpler compounds through a succession of different microorganisms ultimately to carbon dioxide, water and mineral salts, or at least to intermediate products. As these 0figina.l organic compounds are usually polluting, their removal is beneficial and results in an improvement in chemical quality. The most abundant of these are the humic compounds Which impart a yellow or brown colour to the water and are derived from vegetation and soil drainage and sewage effluents. They can dso include, however, many man-made compounds of industrial origin, includ!ing detergents, pesticides, &, phenols, etc. Some of these compounds are very readily utilised by micro-organisms, and some are more resistant and filter bed bacteria can very quickly adapt themselves to utilising some unusual compounds to Which they have not been previously exposed. This has been demonstrated with various pihenols including phenol, C6H60H; m-cresol, C&C&OH; resorcinol, Cdib(0H)~;and phloroglucinol, Ca%(OH)3, deliberately added to an experimental filter bed. Quantities of 8-10 mg per litre were removed after a few days and microorganisms could be recovered which were specifically adapted to removing the compounds that were added (Report, 1971-73). Predation The growth of micro-organisms which u a s e organic nutrients in solution results in the bulild-up of a large mixed population and wherever large microbial populations occur in the environment, other organisms ubich can utilise those micro-organisms as sources of foad will also become active and multiply. These will include the microbial viruses, bacteriophages, actinophages and mycophages, the very small bacterial predator Bdellodbrio bacteriovorus and the bacterial predators of the genus Myxobacterium, the antibiotic-producing bacteda, actinomycetes and fungi and the predatory unicellular animals, the protozoa, inclurling amoebae, flagellates and ciliates, as well as rotifera and larger animals such as digochaetes (Report, 1971-73). The phages, like other viruses, are dependent on living and growing host cells for their growth and reproduction, resulting in the ultimate death and disintegration of the
host cell. Bdellovibrio is a very small bacterium first described by Stolp and Petzold (1962) which is very actively motile and embeds itself into host bacteria by virtue of its speed and grows into the host bacterium and multiplies and disintegrates the host cell. It has been found in sewage effluent, rivers and surface waters and filter beds. It is fairly host specific and utilises gram negative bacteria more readlily. In the Metropdlitan Water filters in London, myxobacteria are more common. These are capable of killing and lysing a wide range of bacteria and feeding on the lysed cells. Although many antibiotic-producing organisms can be found in filter beds, it is doubtful in such an aquatic environment whether they can produce antibiotics in sufficient quantities to be effective and whether any antibiotics that were produced wouM be washed away by the flow of water. They may, however, be effective in their immediate micro-environment attached to the sand grains. It is believed, however, that the protozoa play a major role in predation on other organisms En slow sand filters and have a significant effect on bacterial numbers and activity (Lloyd, 1973). All these organisms will feed predominantly on the saprophytic micro-organismswhich are growing in the filter bed but in the process they will also f e d on the intestinal bacteria and other organisms of public health significance that may be present in the untreated water and thereby improve the bacterial quality of the water. The antagonism between the predators and the nutrient utdisers does not in fact reduce the activity of the nutrient utilisers. On the contrary, it is more likely to maintain an ecological equili'brium that effectively maintains the activity of all the orgarisms in the community (Waksman, 1937).
One pollutant that responds quickly to temperature is ammonia. This can be utilised as an energy source by some highly specialised bacteria. Nitrosomonas oxidises ammonia to nitrite and Nitrobacter oxidises nitrite to nitrate. Below about 4°C this process rapidly slows down and after short periods of exposure to lower temperatures such as during a cold night when b e are drained for cleaning, their ammonia oxidising capacity takes several weeks to recover. These organisms are also active in rivers and reservoirs and surface waters generally. so that in summer months most of the ammonia has gone before it reaches the slow sand filter, but in winter because of slower activity some ammonia may still be present for the filter to deal with. It has been shown (Report, 1971-73) that an effective way of dealing with this is to encourage an active populaOion of the ammonia oxidising organisms by deliberately dosing the water with ammonia in the autumn and reducing this when the natural ammonia increases, so that this active induced population can continue to oxidise the ammonia. Characteristics of Raw Water Unsuitable Waters The biological nature of slow sand filtration implies that some organic content of the water is required to encourage the necessary bacterial popultion that brings about purification. The method is therefore unlikely to be satisfactory with waters that contain no organic matter in solution and turbidity due to mineral matter. Neither is it advisable to filter highly turbid waters without some preliminary treatment as these will necessitate frequent cleaning.
Primary Treatment Undoubtedly the best way to employ slow sand filters is in a dual filtration system Effect of temperature with conventional rapid sand filters All micro-organismshave their optimum temperature for growh and activity. M i x d preceding them. To exploit the most recent results of research into slow sand filtration communities in an aquatic environment with maximum rates of filtration, it is probably have optimum activity at temperaimportant that pfimary filters should be tures around 30-35 "C. At higher temperaoperated at maximum efficiency. This tures the number of different species is requires much better cleaning of the sand more restricted and at lower temperatures than is achieved in most conventional filters rates of metabolism and hence growth and activity are progressively slower. It follows, of this type. It has been shown in the Thames Water Laboratories that particulate therefore, that in prolonged cold weather matter is liable to increase in the sand and slow sand filters are less effective and this as it increases, filtrate quality decreases. becomes clearly apparent in seasonal differences in chemical and bacterial quality The most effective way of cleaning these filters has been found to be with a combined in filtrates in temperate climates. It also air scour and water wash sufficient partially implies that they are less effective in to fluidise the bed. countries with prolonged winters with The higher quality water that is obtained extreme cold conditions apart from the from adequately cleaned primary filters practical problems of cleaning beds under extends the interval between cleanings continuing freezing conditions.
required for secondary slow sand filters and should enable faster rates of filtration to be used without getting significant silt penetration problems. Algal Growth
Algae can cause filtration problems in two ways. Growth of unicellular algae in storage reservoirs results in an increase in particulate matter which has to be removed either on the primary or secondary filters or both. From the filtration management point of view, this requires more frequent cleaning of filters. Primary filters may require twice or more daily cleaning instead of once daily, and the limit to frequency of cleaning will depend on the hydraulics of the system and its degree of automation. The limit to frequency of cleaning of slow sand filters will depend on the mechanical facilities for sand handling and the avalilable man power. Filamentous algae Algae can also grow in the filter beds and in the late summer months in the Thames area filamentous algae grow abundantly. During growth these tend to be semibuoyant and concentrated a few centimetres above the sand. Patches occationally break away and float to the surface. When the bed is drained for cleaning they form a large mass on the surface of the sand which has to be removed largely by hand labour before sand skimming can start. These algae are rdatively slow growing dependent on temperature, sunlight and the nutrient quality of the water. Within approximately the first two weeks after cleaning their growth is sufficiently restricted to be able to remove them by normal sand skiinming so that if cleaning were carried out during their period of active growth at intervals of not more than two weeks, it would be possible to cope with it by normal sand skimming procedures. These limits, however, are likely to be different under different climatic conditions and with different waters. There are two slightly different ways in Which these large quantities of filamentous algae can be removed. One is to drain the bed down so that the water is just above sand level. The wet mass of growth is then pushed to one side of the bed with wooden pushers and lifted out by crane. The other method is to drain the bed completely and rake the algae into heaps before removing it. If the latter method is adopted, it is essential that the heaps are removed as soon as possible and never left on the bed overnight. This material will very rapidly start to decompose and ferment accompanied by a rapid rise in temperature as in a manure or compost heap, reaching 30-35°C overnight. The cell walls of the algae will
decompose and the liquid cell contents will drain out and a dark brown liquid will seep into the sand bed. Under these conditions Escherichia coli have been shown to multiply very rapidly (Report, 1969-70a), reaching numbers from 10 to 20 x 106 per 100 ml, in heaps left standing overnight. It is not sufprising then that E.cofi counts on filtrates from such Eilter beds are very high *en they are first returned to supply. Bed Shading Algal grow& of all types can be prevented by shading the bed from direct sunlight and in many parts of the world slow sand filters are operated under a roof in a building. This has many operational advantages in addition to the prevention of algal growth. It excludes pollution by birds, either by roosting gulls or by small birds feeding on detritus when the bed is drained down for cleaning, it permits cleaning to proceed during wet weaeher and it prevents problems from ice during cleaning in very cold weather. Experimental work carried out in the Thames Valley showed, however, that absence of algal growth did not extend the time interval between successive cleanings and that on the very large filter beds used, the cost of the cheapest method of shading was not justified by the saving in labour costs of cleaning (Report, 1969-70b and 1971-73). Maintenance of Steady State From all the foregoing it is clear that a slow sand filter is a unique ecological system with the sand acting as a supporting medium for a complex microbial population maintained by nutrients derived from the water constantly flowing through it. The nature and diswibution of that ecological population would inevitably change with any change in the environment, such as a change in filtration rate and more especially a cessation of filtration for cleaning purposes. With very slow filtration rates most of the nutrients would be used in the upper layers where most of the microbial activity would devdop. With faster rates, nutrients would penetrate deeper and consequently microbial activity would occur at greater depths. Sudden changes in rates could therefore be expected to cause deterioration in efficiency in a slow sand filter. As the processes are biol'ogical, they have an oxygen demand and at very slow rates this demand could be sufficient completely to deoxygenate the water when the whole of the microbial flora would change and rhe surviving organisms woutd change the nature of their metaballism, resulting in the production of some very objectionable compounds in the water. It is essential, therefore, if a Bter
bed has to be stopped for any reason, that it is never left full of water. When a bed is drained down for cleaning the bacterial micro-environment changes completely. Instead of the interstices of the sand receiving a steady flow of water with its accompanying nutrients, they become fitled with air and the nutrient flow ceases. The metabolism of the bactefia changes becoming more oddative in nature and the baoterial gums and other attachment mechanisms are used as nutrient sources, so that bacteria which were attached to the sand grain surfaces tend to become released so that when filtration recommences, bacteria that were previously attached t o the sand become washed out into the filtrate (Report, 1969-70a). The longer the interruption in filtration and the higher the temperature, the greater these effects become. It is important, therefore, that beds are kept out of use for cleaning for as short a period as possible, especially in the summer months and that they are returned to their former filtration rates as rapidly as possible. There is no advantage to be gained in starting at a low filtration rate and increasing it gradually over several weeks. If beds have been out of use for less than 24 hours, they can be returned to use at their former filtration rates within a further 24 hours. It has often been statdd in the past that filter bed efficiency is lower after cleaning until a new zoogleal layer or 'smutzdecke' is formed, but experimental work at the Tharnes Water Authority has shown that if cleaning times are short, beds may be returned to use at their maximum filtration rates within 24 hours without any deterioration in efficiency. The deterioration in efficiency that occured when cleaning was carried out by hand labour involving several days out of use was probably due to the metabolic changes described above. This phenomenon manifests itself to the greatest extent when beds are kept out of supply for several weeks for resanding operations, espeoially in the summer months. Under these circumstances, some yellow pigmented aerobic sporing bacilli which are common filter bed organisms become detached from the sand and released into the filtrate in very large numbers when filtration is restarted (Report, 1971-73). Fast filtration rates When slow sand filters were first introduced for treating river water and with the hand labour methods of sand cleaning available, filtration rates rarely exceeded 2.4 m/day. Houston investigated the effect of primary rapid sand filters on the performance of of slow sand filters over many years
(Reports, 1923 to 1933) and ultimately was able to increase rates Po 4.8 m/day. Experimental work at the Thames Water Authonity has shown (Report 1971-73)that rates up to 12 m /day can be achieved without any deterioration in filtrate quality. At these high rates the fiilter bed microflora extends to a much greater depth so that the whole of the depth of the sand is microbiologically active instbd of a concentration of activity at the surface. This is accompanied by a deeper penetration of particulate matter, so that the normal bed cleaning skimmings do not keep pace with the accumulation of silt at lower depths add these rates cannot be continuously maintained. On full scale beds it was possible to operate at these high rates continuously for two years before a major sand cleaning in depth was required. Two possible way of overcoming this problem which are under investigation are by improving the performance of the primary filters which has already been mentioned or by removing sand to a greater depth at each cleaning operation. As a result of this work, however, filtration rates up to 7.2 m/day have been approved When the demand is high and on works which are hydraulically adapted to cope with the increased volume and the higher head losses that are involved at these rates. At 12 m/day available head losses of 3 m are necessary for effective operation and to avoid too frequent cleaning. Management principles The foregding discussion has indicated that there are certain management principles Which should be followed in operating slow sand filters to get the best results. 1. Start with effective primary filters. 2. Operate at a steady filtration rate ~h!ich should not be rapidly changed at any time. 3. Never leave idle filter beds full of water. 4. Periods when the beds are left empty for cleaning or other purposes should be as short as possible.
5. Resanding operations which necessitate long periods of exposure should be carried out when temperatures are low rather than when they are high. 6. Beds may be returned to work at their maximum filtration rate if they have been out of supply for less than 24 hours. 7. Facades for running filter beds to waste at their maximum filtration rate should be available.
8. 'Waste' water from filter beds giving unsatisfactory results can normdy be refiltered on ndighbming b& without any problems.
9. Filamentous algae s h d d never be left in heaps on beds overnight. 10. To obtain the maximum advantage from higher filtration rates facilities for adequate Bead losses should be built into the system. 11. The most economical filtration rates, and depth of sand skimming at each cleaning, and the accumulation of padculate matter in the depth of the sand, witl depend on the quality of the water being filtered.
Ozonatiol~and Slow Sand Filtration When planning a programme of work on higher rates of slow sand filtration, it was assumed that there woufd be some deterioration in bacteriol@ical quality aad in order to overcome this an investigation into prdiltration ozonalion was started. It was soon shown, however, that there was no deterioration in bacteriological quality at 'hig'her rates of filtration, but the ozone investigation was startd because of other possible benefits (Report 1971-73). Technical problems with small scale ozone equ.ipment c o n s i d ~ b l ydelayed this work but some prdimfnary observations have been made. Prefiltration chlorination has the disadvantage that chlorine residuals can interfere with the microbial activity in the filter. With ozonat'ion there is no such problem because ozone residuals, if present at all, are very short liived. The ozone partially d d i s e s the organic matter in sdlution and in partiicular it has a marked effect on colour (Vaillant, 1970). The partizlly oxidised organic matter is more readily available as a bacterial nutrient. so that the micro-organisms in the filter bed can ut'iliise this partially oxidSsed organic matter and break it down to simpler compounds, thus giving a further imprwement in the organic quality of the water. One of the objections to terminal ozone treatment is that this partially oxidised organic matter encourages the multiplication of bacteria in the distribution system. If the ozone is added before filtration, this phenomenon is exploited by encouraging the baterial growth to occur in the filter so tWt there is insufficient organic matter left to encourage growth in the distribution system. Short runs With prdtration ozonation have ghown that a better quality water can be produced but it has not yet been possible to study the effect of continuous ozonation.
References 1. Lloyd, B. (1973). The construction of a sand profile sampler: its use in the study of the Vorticella populations and the general interstitial microfauna of slow sand filters. Water Research, 7 , 963. 2. Reports, (1923-33). Report on the Results of the bacteriological, chemical and biological Examination of the London Waters. 17-27. 3. Report, (1969-70a). Aerobic sporing bacilli. fungi and actinomycetes in slow sand filters. Escherichia coli in 'blanket weed'. Ibid, 44, 16-23. 4. Report, C1%9-7Ob). Experimental studies of slow sand filtration. Ibid, 44, 83-86. 5. Report, (1971-73). Slow sand filtration. Ibid, 45, 27-53. 6. Stolp, H. and Petzold, H. (1962). Untersuchungen uber einen obligat pmasitischen Mikroorganismus mit lytischer Aktivitat fiir PseudomonasBaterien. Phytopath, Z., 45, 364. 7. Vaillant, G. J. (1970). L'ozonation et la filtration lente dam le probl2me de la prolifdration microbienne, dam les rdseaux de dism'.bution d'eau. Gaz, Eaux, Eaux us&, no. 3, 67-70. 8. Waksman, S. A. (1937). Associative and antagonistic effectsof micro-organisms.I. Historical review of antagonistic relationships. Soil Sci. 43, 51-68.
The author is indebted to Mr. Hugh Fish, Director of Scientific Services, Thames Water Authority for permission to publish this paper. The views expressed are those of the author and not necessarily those of the Thames Water Authority.
De toepassing van aktieve kool bij de drinkwaterbereiding
Tijdens de 210 vakantiecursus, die gehouden werd in januari 1969, werd er voor de laatste maal uitvoenig gesproken over de toepassing van aktieve kool bij de bereiding van drinkwater. Dit werd gedaan door Van der Burg [I], die een lezing hield onder do titel 'Kool en Ozon', waarbij hij zeer voorzichtig als zijn persoonlijke mening gaf dat koolfilters ongeschikt zijn voor toepassing bij de drinkwaterbereiding. Het feit dat een tweetal grote Nd~rlandsewaterleidingkmkijven t b n s (jan. 1977) een korrelkoolinstallatie aan het bouwen zijn,
DRS. W.C . VAN LIER NORIT NV
terwijl amhi andere hierover denken, bewijst hoe hachelijk mlfs het maken van een voorzichtige prognose is. In dit zal niet worden s~lges- bij zaken als bereiding, karakterisering, porignstruktuur van aktieve kool, deze elders [2] uitvoefig behandeld worden. De voornaamste fulnkde &ieve kool bij de waterbahan&ling is de gehele, dikwijls echter gdeeltelijke r e t i e van bet *halte aan opdost organisch materiaal. Met opzet wordt bier de opgelost gebruikt de aanwezigheid van gesuspendeerd, g&mulgeerd of kolloydaal materiaal in h& te Irebndelen water, wanneer we met bijv. vaste bedden van korrelkool tot de volgende moeilijkhden kan leiden: - Opbouw van een extra drukverlies Over drukde koollaag (extra t'a'v' wardoor frequent krugspalen in nookakelijk w0rdt7wat verlies aan produktwater. De adsorptiekapaciteit van de kool nadelig worden bejinvloed. - Onopgelost materiaal wordt slechts gedeeltelijk venvijderd hetgeen in bepaalde gevallen zeer ongewenst kan zijn. Passen we @rin plaats van korrelkool toe, cia~nvormt de aanwezigheid van nietopgelost materiaal niet zo'n problem daar men bijv. de dosering van poederkool kan kombineren met een chemische behandoling zoals koagulatieflokkulatie. Op deze problematiek komen we nog terug. Behalve het vermogen van &eve kool om het gehalte aan opgeloste organische bestanddelen te kunnen verlagen moeten we nog enkele bijzondere eigenschappen van aktieve kool, waarvan gebruik gemaakt wordt of kan worden, bij de waterbehande ling vermelden, nl.:
1. Aktieve kool kan geoxideerd worden. Van deze eigenschap wordt g e b d getnaakt bij de verwijdering van CIS, O3 en chlooramingen uit water. 2. Het prodbkt kan fugeren als een katalysator bij oxidatieprocessen (bijv. &S, merkaptanen, ferroionen, etc.). 3. Aktieve kool bezit voor een reeks metaalverbindingen een tarnelijk grote adsorptiiekapaoiteit. We noemen V, U, Hg, Mo, Cr, Th (zie bijv. 131). Vaak is d!e adsorptie selekbief en revers?bel.
Dit zijn echter kwalitatieve overwegingen. Zodra aktieve kool wordt toegepast bij db waterbehandeling doen zich meestal de volgende problemen voor:
1. Voor elke kombinatie adsorbaat-kooltype zijn evenwichtsadsorptie en adsorpdesnelheid verschillend. 2. De dimemionering van een op aktieve kool gebaseerde zuiveringsimtallatie op basis van adsorptie isotherm en adsorptie snelheid staat, zelfs voor systemen met BBn adsorbeerbarekomponent nog in de kindorschoenen. Er bestaan n%al wat termen die ontleend 3. Er is vrijwel geen (kwantieef) inzicht in zijn a n de adsorptie technologie. Twee indien er meerbegrippen, isotbm en adsor~tie dere adsorbeerbare komponenten aanw&g snelheid, zullen hier wat meer gedetailleerd situatie die zich in de praktijk zijn, besproken worden daar kennis van deze dikwijls voordoet. bei& termen nodig is voor een g o d begrip 4. De samensklling van het te behandelen van de rest van erhad. Bij de defidtie water is diikwijls onbekend en wordt vaak van beide d e n we ons (gemakshalve) uitgedrukt in parameters zoals CZV (che beperken tot systemen met slechts een misch zuurstofverbruik), K M n 0 4 - v e r b d , adsorbeerbare komponent 'opgelost' in een TOC (total organic carbon) etc., terwijl deze inert milieu (gas of vlodstof). De adsorfie isotherm wor& gedefinieerd als de relatie 'amenstelling baast van de die er bij een bepaalde temperatuur bestaat tiid 'jn. 5. Er bestaat geen relatie tussen parameters mSen de door 'psnomen zeals CZV, TOC etc. enerzijds en de haveelheid van deze komponent (& zgn. belading, q, uitgedrukt meestal in gewichts- ahorptiekapaoitdt anderzijds. hoeveelheid per eenheid gewicht van het adsorbens) en het gehalb van deze kompo- Als gevolg van bovenstaande problemen zal nent in de vloeistof- of gasfare buiten de dikwijls een experimenteel o n d e m k noodadsorbensdeeltjes (restmncentrade, c) zodra zakelijk zijn om met een re&lijke mate van zich evenwicht heeft ingesteld tussen gebetrouwbaarheid te kunnen bwordelen of adsorbeerde en niet-geadsorbeerdefraktie aktieve kool in een konkreet geval technisch en ekonornisch toepasbaar is. Van deze komponent. De adsorptiesnelheidwordt gedefinied ah de sndheid waarmee bij een bepaalde peratuur de adsorbeerbare komponent door Procestechniek het adsorbens wordt opgenomen. Voor elke In de inleiding is reeds melding gemaakt van de invloed die de deeltjesgrootte uitoefent kombinatie adsohens-adsorbaat hangt de op de adsorpbiesnelheid. In deze sektie zal adsorptiesnelheid af van een groot aantal gepoogd worden duidelijk te maken hoe dit faktoren, waarbij deeltjesgrootte en temperatuur een belangrijke rol spelen. Bij t o e in zijn werk gaat. Ook in een ander opzicht name der temperatuur daalt de adsorp~e- speelt deze deeltjesgrootte een belangrijke rol, we maken nl. onderscheid tussen: kapaciteit terwijl de adsorptiesnelheid toepoederkool (deeltjesdiameterruwweg 5 en neemt. In de praktijk kan het verlies aan adsorptiekapaaiteit ruimschoots gekompen- 100 pm); korrelkool (diameter tussen 0,25 en 4 mm). seerd worden door de grotere adsorptief i t is een tamelijk wezenlijk onderscheid snelheid. daar de toe te passen procestechniek voor Beide begrippen, adsorptie isotherm en adsorptie snelheid spelen een belangrijke rol deze twee soorten gronctig verschilt. t.a.v. de ekonomie van het proces der kool- Bij gebruik van poederkool wordt de (meestal) als natte slurrie gedoseerde kool toepassing. De adsorptie isotherm kan in principe gebruikt worden voor een schatting gedurende korte tijd intensief geroerd met van het koolverbruik vereist om een bepaald het te behandelen water waarna de poederkoal, eventueel in kombinatie met een zuiveringseffekt te verkrijgen, tenvijl de chemische behandeling als flokkulatieadsorptiesnelheid in beginsel inzicht verkoagulatie, in een bezinkbassin wordt afge schaf t in de voor evenwichtsinstelling b e scheiden, waarna filtratie volgt. Het nadeel nodigdo tijd. Een lage adsorptiekapaciteit van deze wijze van werken is, dat zelfs in leidt tot een hoog koolverbruik, een lage adsorptiesnelheid tot een grote of dure het meest gunstige geval, wanneer nl. het adsorptie-evenwichtbereikt wordt, het installatie dw.z. hoge investeringskosten, wat duidelijker zal worden in de volgende zuiveringseffekt onvolledig is, d.w.2. het sektie. gehalte van het te verwijderen m a t e r a
adsome
en de tijd verstreken sedert de inbedrijfnerning van de koolkolom. We onderscheiden een zestal gevallen. A: De stofoverdrachtprocessenverlopen oneindig snel, waardoor de concentratie in het effluent sprongsgewijs van 0 tot C , toeneemt. Dit is het ideale geval: het wordt in de praktijk hoogstens enigszins benaderd.
SEDIMENT, OF
B, D: Het te adsorberen materiaal heeft een laag mol gewicht en is goed adsorbeerbaar. De doorbraakkurve wordt t.g.v. de eindige waarde der adsorptiesnelheidwat 'uitgesmeerd'.
C = CA OF
C = C,
A '
'0
B '
EENTRAPSPROCES -------------C = Co
C, F: Het mol. gewicht van het te adsorberen materiaal is hoger, de adsorpbiesnelheid daardoor lager wat resulteert in een grotere 'uitsmering'. E: Een stofmengsel waarvan een gedeelte niet of nauwelijks adsorbeerbaar is, een gedeelte goed geadsorbeerd wordt, zodat over een wat langere periode een partiele doorbraak (van de niet-adsorbeerbare fraktie) optreedt.
SEDIMENT I
FILTRATIE
THEETRAPS TEGEIISTROOMPROCES
Afb. I
- Procestechruekerl poederkool.
A f b . 2 - Geydealiseerde doorbraakkurver~. wordt we1 verlaagd maar niet tot nul gereduceerd. Dit ongunstige effekt kan venninderd worden door te werlcen met een EEN KOMPONENT dosering van de kool in een tweetraps-------------proms met tegenstroom en/of door de keuze C/co van een Icooltype met een meer geschikte isotherm (kool A i.p.v. lcool B). Een en 1 ander zal duidelijker worden bij beschouwing van af b. 1. We zien dat bij gebruik van poederkool altijd een restgehalte aan organisch materiaal achterblijft (CAr e p . CB, zie afb. I), tenzij we gaan werken met meerdere trappen, wat echter in ekonomisch opzicht weinig attraktief is. Bij toepassing van korrelkool is dit in principe niet het geval. Als het te verwijderen materiaal goed adsorbeerbaar is, kan het restgehalte MEEDERE KOMPONENTEN ..................... in principe tot nul gereduceerd worden. Indien de adsorptiesnelheid van het te verC/~, wijderen materiaal laag is, kan de volledige reduktie echter ook bij toepassing van 1 korrelkool een tarnelijk dure zaak worden. 0,8. Dit kunnen we als volgt inzien.
A
In feite is het gebruilc van de term mol, gewicht in het bovenstaande niet geheel juist. Het zou beter zijn om molekuulgrootte en -vorm te relateren aan grootte en vorm der porien waarin het materiaal wordt opgeborgen: onze kennis van deze twee laatste grootheden is echter beperkt. Voorts moet er uitdrukkelijk op gewezen worden, dat afb. 2 een schematische en geidealiseerde weergave der praktijk vormt. Als we ons gemakshalve even beperken tot systemen met slechts een adsorbeerbare komponent kunnen we stellen, dat bij geval B het verschil tussen ideale doorbraakkurve (A) en reeele (B) groter zal worden naarmate de adsorptiesnelheidvan de te verwijderen stof lager is. Men dient zich te realiseren, dat de adsorptiesnelheid niet alleen af hankelijk is van molelcuulgrootte en -vorm maar ook van de aktivatiegraad der kool. Afb. 3 - Verloop van de 'corlcentratie' in de waterfuse tlissert de adsorbensdeeltjes op r~~orrler~t van 'doorbraak'.
1
Af b. 2 geeft een geidealiseerde weergave van de vorm van de doorbraakkurve bij toepassing van korrelkool in een vast bed. De doorbraakkurve definihen wij als de relatie tussen het gehalte aan te venvijderen materiaal (kan ook bijv. de CZV-waarde of kleur zijn) in het effluent der koolkolom
2
4
6
8
1(1 12 14 16 T(UREII)
GEVAL
F
lang voor er verzadiging is opgetreden, zoals we gezien hebben, vervangen of geregenereerd moet worden. Als dit het geval is kunnen we de kontakttijd tussen kool en water verlengen door hetzij meerdere kolommen in serie te zetten (of per kolom een grotere laaghoogte te kiezen), hetzij de kolomdiameter te vergroten; later zullen we nog zien, dat deze kontakttijd een grote invloed bezit op de effektiviteit van het koolverbruik. Dit leidt echter tot hogere investeringen. Men kan echter ook in tegenstroom gaan werken. In het meest ideale geval stroomt het te behandelen water van beneden naar boven terwijl er aan de bovenzijde van de kolom kondnu verse kool wordt aangevoerd, aan de onderzijde uitgeputte kool wordt afgevoerd. Bij het gefluidiseerde (moving) bed is dit inderdaad het geval. Bij het pulse bed geschiedt toe- en afvoer der kool intermitterend, waarbij tijdens het 'pulsen' de waterstroom onderbroken wordt. Het grote voordeel van deze beide methoden is dat de kool in principe beter benut wordt, terwijl bij grote wisselingen in de belasting de toevoer der kool in overeenstemming hiermee gewijzigd kan worden. Het pseudo moving bed is een benadering van het tegenstroom proces. Hierbij worden een aantal vaste of geexpandeerde bedden in serie gezet waarbij de volgorde der kolommen t.0.v. het binnenkomende water gewijzigd kan worden. Zodra het effluent van de kolom in laatste positie (no. 2 als er twee kolommen in serie staan) niet meer aan de gestelde eisen voldoet, wordt de kool uit de kolom die in eerste positie staat, er uitgehaald en De vaste bedden worden het meest toegevervangen of geregenereerd. ALle kolommen past. Hierbij kunnen meerdere bedden 'schuiven' nu een rangnummer op. Bij twee parallel of in serie 'geschakeld' zijn. kolornmen in serie komt de kolom die eerst Het water stroomt altijd van boven naar in de tweede positie stond nu op dk eerste beneden. Bevat het te behandelen water plaats, terwijl de verse of geregenereerde gesuspendeerd of kolloi'daal materiaal dan kool in de kolom geibracht wordt die nu in treedt er vrij snel verstopping van het bed tweede positie staat. Het leidingwerk etc. is op waardoor er frequent teruggespoeld in dit geval gekompliceerder (en dus duurdient te worden. Indien het niet noodzake der) vergeleken met gewone vaste bedden in lijk is om dit niet-opgelostemateriaal te serie die niet van positie kunnen veranderen. verwijderen (bijv. bij een afvalwater waar Gezien de reladef simpele konstruktie zijn dit materiaal zonder meer op het riool of het ontvangende oppervlaktewater geloosd vaste bedden het meest goedkoop. Het pulse bed heeft als grote nadeel dat het re mag worden) dan kan men werken met behandelen water niet of nauwelijks gesusgeexpandeerde bedden, waarbij het water pendeerd materiaal mag bevatten daar het met een dusdanige snelheid van beneden naar boven door de kolom geleid wordt dat niet teruggespoeld kan en mag worden (terugspoelen zou de bedopbouw verstoren). het koolbed ca. 15 % expandeert. Het gesuspendeerde materiaal passeert het koolbed Bij het ontwerp van een op aktieve kool gebaseerde zuivering heeft men te maken dan zonder een noemenswaardig extra met een hele reeks ontwerpvariabden. drukopbouw te veroorzaken, althans in vergelijlcing met vaste bedden. Bij poederkool zijn de belangrijkste: Vaste en geexpandeerde bedden hebben als keuze van het proces (CCn of tweetrapsnadeel dat het laatste bed (als er meerdere dosering); in serie staan) of het bed (als het er een is) de dimensies van het sedimentatiebassin; weinig effectief gebruikt wordt indien de de dosis der poederkool; adsorptiesnelheid van het te verwijderen roerenergie en kontakttijd: ingebrachte materiaal laag is, daar in dat geval de kool,
Bij toenemende aktivatiegraad worden de porien groter waardoor de adsorptiesnelheid groter, de doorbraakkurve steiler wordt. Hier komen we later nog op terug. Afb. 3 geef t voor twee gevallen, D en F, een (eveneens schematische) weergave van het verloop van de concentratie in de vloeistof tussen de kooldeeltjes in de kolom enerzijds en de plaats in de kolom anderzijds en we1 op het tijdstip dat het kooleffluent niet meer aan een bepaalde eis t.a.v. de concentratie voldoet. In het gearceerde gedeelte is de belading der kool lager dan q,, de evenwichtswaarde behorend bij de beginconcentratieC,. We zien dat in geval F de kool minder effektief gebruikt wordt, dan in geval B; in het ideale geval, A, bezit op het moment van doorbraak, de kool overal een belading q,. Het zal de lezer intussen duidelijk zijn dat de adsorptiesnelheid een vrij grote invloed kan uitoefenen op de mate waarin de kool benut wordt, d.w.z. op de kosten van kooltoepassing. We hebben reeds gesteld, dat bij CCn van de toepassingen van korrelkool de kool zich in een vast bed bevindt, terwijl het water door de koollaag stroomt. Er zijn bij de aanwending van korrelkool een reeks modifikaties, nl.: vaste bedden; gexpandeerde bedden; gefluidiseerde (moving) bedden; pseudo moving bed; pulse bed.
Daarnaast moet men t.a.v. de kool de keuze maken uit: kooltype (aktivatiegraad, bepaalt adsorptiekapaciteit en adsorptiesnelheid); deeltjesgrootte (belangrijk voor de adsorptiesnelheid en belangrijk voor de sedimentatiesnelheid, een grootheid die op zijn beurt de dimensie van het sedimentatiebassin bepaalt). Bij de keuze van korrelkool zijn de belangrijhte ontwerpvariabelen: keuze van de soort adsorbeurs (vaste bedden, etc); keuze van de konfiguratie der adsorbeurs; keuze tussen open of gesloten adsorbeurs; de kontakttijd tussen water en kool; de vloeisnelheid of de laaghoogte. Daarnaast speelt de keuze van het kooltype een erg grote rol. De adsorptiesnelheid neemt toe bij afnarne van de dedtjesgrootte en toename van de aktivatiegraad. Bij vaste bedden neemt echter het drukverlies over de kool bij afname der deeltjesgrootte toe en daarmee de pompkosten dus eveneens. De bedexpansie die bepaalt hoeveel spoelwater er nodig is bij terugspoelen, neemt af bij afname der deeltjesgrootte en toename der aktivatiegraad. Nog een komplikatie is dat bij toename der aktievatiegraad de adsorptiesnelheid zowel voor 'kleine' als 'grote' molekulen toeneemt, tenvijl voor 'lcleine' molekulen de adsorptiekapaciteit op volumebasis aanvankelijk toe-, later afneemt, voor 'grote' molekulen deze grootheid over een groter trajekt blijft toenemen. A1 deze faktoren tezamen maken de dimensionering een moeilijke zaak waarvoor geen algemene regels zijn op te stellen. Wanneer reaktiveerbare lcorrelkool wordt toegepast is een bdangrijke vraag waar de reaktivatie wordt uitgevoerd, door de leverancier der kool of ter plaatse. Een zeer belangrijk punt is de lceus van het kooltype: poeder- of korrelkool. Op a1 deze problemen zullen w7e later wat meer in detail treden, daar deze nauw verbonden zijn met de ekonomie van kooltoepassing. Doe1 van de toepassing van aktieve kool Het lijkt zinvol om eerst enige aandacht te schenken aan de doelen die nagestreefd worden bij de toepassing van aktieve kool voor de drinkwaterbereiding. Het volgende rijtje kan worden opgesteld: 1. Verbetefing van geur- en smaak. 2. Reduktiie van de kleur. 3. Verwijdering van vrij chloor. 4. Eliminatie van toxische bestanddelen. 5. Voorzien in een veiligheidsbarrikre in geval van een zgn. kalamiteit.
zijn de adso@ekapaciteit voor DOC toe-, die voor laagmolekulaire organische chloorverbindingen afneemt naarmate de kool ver& geaktiveerd is. Bij het opsbllen van dit verhaal is geaarzdld tussen twee mogelijkheden: 1. uitvoerige behandeling van de resultaten van een reeks proefinsbllaties; 2. uitvoemige bhandeling van de resultaten van een aantal bedrijfsinstallaties.
1
Er is gekozen voor de eersb mogelijkheid daar in dat geval een meer syskmarische opzet mogelijk is aangezien bij be&ijfsinstallaties rekening gehouden dient te worden met het feit dat elk bedrijf zijn specifieke eisen stelt wat een generalisering mmilijk &t. De lezer die ge-inbesseerd is in resultaten van een reeks bechijfsimtaUaties wordt v e t w e n mar een in 1975 in Karlsruhe gehouden symposium dat wheel gewijd was aan de toepassing van adsorptietechnieken bij & drinkwaberbereiding 171. Hie~bijspeelde aktieve kool als belangrijkste acborbens op dit gebied de hoof& roll. I&
-
BELAolffi (KGR.M-~)
Afb. 7 Invloed van het seizoen. Belading (kg DOC per ms kool) als funktie van de kumulatieve toevoer (kg DOC m2 filteroppervlak).
winter: 6 x 10-3 gram O2 per kg kool Per urn, zomer: 23 x 10-3 -30 x 10-3 g . kg-1 uur-1; (resultaten h d i j k bij T = 30 min.). Deze resultaten mogen niet gegeneraliseerd worden &ar bij prowen met andwe 'watersoofien' deae zuurstofkonsumptie niet altijd gevonden wordt.
KMn04, etc.) drastisch beg& te verminb n . Deze auteur narn zelfs ver&gingseffecten w a s , d.w.z. reeds geahorbeerd materiaal wad verdrongen door beter adsorbeerbaar materiaal. Thans loopt er een gezamenlijk ondenoek van het DrinkEkonomische aspekten: kooltype waterlddingbedrijf Rotterdam en Norit naar & effdiviteit van een aantal in verEr is reeds een duialijk onclerscheid' schillende mak geaktiveerde kolen t.0.v. gemaakt tussen ttyee basistypen, nL poederde redukhie van een bepaalde klasse van kool en korrelkool, een ouklerscheid gebaword op de ddtjesgrootte. Wanaeer we a d 5. Zoals te verwachten is oefent de aan mikroverontreinigingen nl. organische eohter & mogelijkheid van therrnische de kwalitwit van het kooleffluent gestelde eis vercbindbgen die chloor bewatten (afkomreaktivatie als kriterium kiezen dan kunnen een vrij grote invloed, uit op de looptijd der stig van lozingen van db chemische industrie, landbouwgiften en gwormd tijdkns we de diverse koolsoorten, die op de markt kool, d e d@tabellen I en 11. Men moet chlofing van drinkwater) en waartussen gebracht worden, onderscheiden in drie bedenken dat bij de relatief lage &en die Rijn, zeer giftige verbinzich, althans in de basistypen, nl.: in tabel I gesteld worden deze gelden voor dingen bevinden. Hierbij zal gepoogd poedmkool; het effluent van BBn filter. In de praktijk werkt men met meerdere filters parallel aan worden om enmzijds & adsorptiekapaciteit komelkool zoals N a i t PIC; van de kool voor deze groep te korreleren korrelkool zoak Norit Row 0,8 Supra. elkaar. Zolang een zelcere doorbraak met de aktivatiegraad der kool, andenijds getolereerd is kan men (doorde filters met regelmatige tussenpozen in bedrijf te stellen met de k a p i t e i t der kool t.a.v. parameters Terwijl Norit PK een goedkoper, reldef zoals DOC etc. De voorlopige resultaten zachte en daarom thermisch niet reaktiveerde looptijd aanzienlijk verlengen zoals laten zien dat bimen een zgn. akt!ivatie bare korrelkool is, is Row een duurder elders [4] uitvoerig uiteengezet is. reeks, d.w.z. een aantal kolen die op idenm w hard kooltype dat we1 thermjsch tieke wijze uit dezelfde grondstof W d reaktiveerbaar is. PK-soorten worden ad. 6. Af b. 8 demonstreert het effect van het soort ruw water en de diverse voorbehandelingen v66r de kool op de looptijd Afb. 8 - Looptijd als funktie van de aan de waterkwaliteit gestelde eis. der kod. De looptijd is uitgezet als funktie van de eis gesteld aan & UV-adsorptie. We zien dat een direkte generalisering van de op de dsie plaatsen gevon&n resultaten een moeilijke en hachelijke zaak is. Het grote probleen bij db juk& interpretati~van de hierboven beschreven resultaten is $e vraag of dit alles ook geldt voor allerlei mikroverontreinigingen. Sontheher [5] heeft in ieder geval waargenomen dat er in sommige gevallen een doorbraak van bepaalde organische verbindingen op kan treden voordat (le kapaciteit van de kool voor organisch materiaal (kriteria 'verzamelparameters' zoals DOC,
derhalve op weggooibasis gebruikt. Tot nu toe gold dit ook voor poederkool; met de ontwikkefing van (thermische) reaktivatietechnieken voor poederkool[8,9,10] behoeft &t laatste in de niet al te verre toekomst niet meer te gelden. Twee soorten overwegingen spelen een belangrijke rol bij de beantwoording van de vraag weUc kooltype in een bepaald geval het me& geschikt is nl.: - overwegingen betreffende de waterkwaliteit (zowel van het water voor als van het water na de zuivering); - ekonomische overwegingen.
TABEL 111 - Drinkwaterleiding, keuze van basistype kool, faktoren die de keus benvloeden.
het materiaal een minimumazeotroop met water vormt). Dit verklaart ook direkt de Kwaliteit van het ruwe water, eisen aan de d-tyeperkte toepassingsmogelijkheden.Bij kwaliteit, hapaciteit van het bedrijf, lohale chernische regeneratie wordt de oplosbaaromstandigheden. heid van het geads~rbeerdemateriaal in het oplosmiddel drastisch veranderd door Type Toepassing hetzij een pH-verandering, hetzij een ander Licht verontreinigd water Poederkool Geur- en smaakverwijdering opllosmid'del te nemen. Bij biologische Diskontinue toepassing regeneratie wordt een akbief slibmassa Korrelkool Licht verontreinigd onder luchttoevoer door de kool gepompt. (PK) Geur en smaak On&r thennische rea1ct;ivatie verstaat men Dechlorering het behandelen van dk uitgeputte kool in Kontinue gebruik een onder rigoreuze kontrole te houden Korrelkool Sterker veronreinigd water milieu bij hoge temperatuur (> 700 OC) (ROW 0,8 Supra) Kontinue gebruik waarbij het geadsorbeerde materiaal &orbeert en/of afgebroken wordt en/of rechtAls we het probleem bekijken vanuit de m e l d , dat van talloze verbindingen nog streeks verbrand enlof omgezet wordt in kwaliteit van het ruwe water en vanuit de nauwelijks bekend is of ze schadelijk zijn. aktieve kool. eisen die gesteld worden a m de kwaliteit In het gevd dat het water deze verbindinDe eerste drie methoden hebben het voorvan het eindprodukt kunnen we twee gen bevat is men vrij snel geneid om deel gemeen dat db kool tijdem de regiene extreme gevallen onhrscheiden, die gekorrelkool te gaan toepassen in het verratie op zijn plaats blijft, tenvijl bij toepasscheiden worden door een breed, niet g o d trouwen dat ze er door de kool we1 zullen sing van thennische rmktivatie de kool gedefinieerd tussengebied, nl.: worden uitgehaald. Een probleem hierbij is, (als een natte slurrie) tussen kolom en 1. Het ruwe water bevat geen n o r de mens zoals reecls eerder aangestipt is, dat een reaktivatie-oven heen en weer getransporsystematisch ondenoek van de wijze schadelijke stoffen, maar heeft een teerd dient te worden. Tijdens dit h y h u gwinge smaak die met aktieve kool gemak- waarop de korrelkoolinstallatie bedreven lisch transpofi treedt er slijtage van de kool moet worden (betreft vooral de vraag kelijk te verwijderen is. op, terwijl er gedurende de eigenlijke wanneer de kool vervangen of gereakti2. Het ruwe water is sterk vsrontrdnigd reaktivatie eveneeas verliezen optreden. veerd dient te worden, dkiarnaast de optimet een reeks voor de mens schadelijke Deze verliezen zijn meestal een merkbaar male waarden van T en v) willen de d o - g e h l t e der totale behm&hgskosten. stoffen. verontreinigingen verwijderd worden, nog Het is ook ,niet r e 1 om alleen over d ~ , nauwelijks van de grond gekomen is, In het eerste geval verdient poederkool om eigenlijke reaktivatievediezen te spreken waarbij we gedeeltelijlc althans, een uitpuur ekonomische redenen de vmrkeur. wals nogal eens gebeurt. De verliezen zondering moeten maken voor B6n klasse Dit hangt samen met het feit dat de tijdem hydradlischtransport dragen ook bij van verbindingen nl. or&ch gebonden invmteringskosten van een poederkool(zie bijv. [I 11 en [12]). chloor. Andenijds is er weinig ondemoek installatie veel lager zijn dan die van een Bij het universeel toepasbaax zijn van uitgevoerd van de effektiviteit van poederkorrelkoolinstarllatia Bij een bepaalde thermische reaktivatie moeten een aantal kool t.a.v. mikroveronueinigingen, terwijl 'grensdosis' aan poederkool kunnen de kritkohe kanttekeningen geplaatst worden. men zelfs kan stellen dat de proceztechtotale kosten aan poederkooltoepassing Sorns moeten er aan de reahivatie-installatie nische kanten van het gebruik vam poederzelfs lager zijn dan of gelijk aan de kosten speciale voomieningen getroffen worden. kool nog verbeterd kunnen worden gazien van rente, afschrijving en onderhoud der Dit doet zich bijv. voor als de te reaktihet mee&l relatief grote verschil op &t korrelkooliastallade. Voor een b d j f met veren kool grote hoeve,dheden organische terrein tussen ~ltiboratoriumproevenen de een uurkapaciteit van bijv. 4000 ma dat chloorverbindingen bevat: de rookgassen praktijk. over een sedimentatiebassinen snelfilters van de rtaotivatie-ovenbevatten clan zoutz beschikt ligt deze dosis bij 20 B 25 gram zuurgas dat zeer korrosief is. Dit geval per m3 water. De exakte waarde van deae Ekonomische aspekten: regeneratie der kool doet zich echter uitsluitend voor bij grensdosis is moeilijk aan te geven daar somrnige op het terrein &r afvalwaterWanneer het koolverbruik te hoog wordt lokale omstandigheden (produktiekapaciteit, zuivering tmgepaste kolen. Een ander moet de uitgeputb koal op de een of aanwezigheid snelfiltra$ie, transportkosten andere wijze teruggewonnen worden dw.z. probleem kan aich voordoen w m e e r het etc.) een belangrijke rol spelen. te behandelen water ijzer bevat dat in de geregenereerd worden. In het andere extreme geval verdient geDe diverse mogelijkheden hiervoor kunnen kool terecht komt. In dat geval kan tijdens bruik van &tiveerbare korrelkool de thermische reaktivatie de adsorptiekapacials volgt worden ingedeeld: voorkeur. Het een en ander wordt nog eens teit achteruit gaan [13]. Dit heeft echter 1. Regeneratie met stoom. schematisch weergegeven In tabel 111. geen betrekking op reeds uitgevlokt £mi2. Chemische regeneratie, hetzij pHhydroxide dat aan & buitenzijde der kool Het grootste probleem wordt gevormd regulatie, hetzij oplosmid&len of een afgezet en bij terugspoelen verwijderd door de breedte en het vage karakter van wordt. het overgangsgebied. In een aantal gevallen kombinatie van beide. is gebleken, dat de smaakbezwaren (10s van 3. Biologische regeneratie. Bij de regeneratie van kool afkomstig van het probleem van de mikroverontreinigjn4. Thermische reaktivatie. drinkwa&rlei&ngbedrijven of die gebmikt gen) soms zo ernstig waren dat zelfs bij is bij vergelijkbare toepassingen in de een kooldosis van 60 g . m-3 de smaak Bij regeneratie met stoom wordt de orgaindustrie komen de eerste drie regeneratiebij toepassing van poderkool nog niet methoden niet in aanmerking vanwege de nische stof uitgedreven door de. stoom met volledig &limineerd wed, terwijl dit bij beperkte toepassingsmogelijkheden en vaneen temperatuur die 30 B 50 OC hoger is wege hygienische redenen zodat er alleen toepassing van korrelkool we1 het geval was. dan het kookpmt van het te verwijderen Andenijds geldt, zoals reeds eerder is materiaal (uitzondwningen: gevallen waarbij thennische reaktivatie toegepast kan
om de verfiezen laag te houden en de temperatuur voldoende hoog te houden bij de door Norit ontwikkelde oven de kool voor de reaktivatie eerst g d o o g d moet worden.
Als de regeneratie van dk kool langs thermische weg geschiedt kan doze op twee wijzen worden uitgevoerd: ter plaatse door de gebruiker van de kool; door de leverancier der kool.
DRAAIOVEN
Welke van dae twee alterna~evengekozen wordt, hangt af van een reeks faktoren, 0.a: de jaarlijks te reaktiveren hoeveeheid kool; de afstand waarover de kool i n g d van exteFne reakbivatie getramporteerd moet worden; de mate waarin het bedrijf personeel ter baschikking heeft om de reakaivatieinstallatie te bedienen. Een keuze uit deze twee mogelijkheden dient in elk geva!l afzonderlijk grondig overwogen te worden.
ETAGE OVEN Afb. 9
NORlT FLUID BED OVEN
- Typen reactivatie-ovens.
wo~dkn.De thennische reaktlivatie van korrelkool kan in drie versclriUende soorten ovens worden uitgevoerd, nl. : - draaiovens; - etageovens; - 'fluid b d ovens. Deze drie ovens worden schematisch weergegeven in afb. 9. Da h i o v e n bestaat in principe uit een roterende buis. De te maktiveren kool wordt aan de ene zijde afgevoerd. Er bevindt zich 66n brander aan de oven (meestal aan de 'afvoerzijde' d.w.z. aam de kant waar de kool wordt afgetapt). Het nadeel van dit type oven is dat de temperatuur moeilijk regelbaar is, wat niet het geval is bij de etageoven die meerdere brand'ers bevat. Bij de etageoven wordt de kool aan de bovenzijde ingevoerd en wordt door roterende armen van de ene etage naar de andere gescbvea Voor niet a1 te grote kapaciteiten is een draaioven goedkopsr dam een etageoven waar tegenover staat dat een draaioven meer ruimte in beslag neemt. Sommige auteurs [14] stellen dat db verliezen bij een etageoven lager zijn dan bij een draaioven. Bij kleinere kapaciteiten (< 50 kgr . uur-1) wordt een etageoven relatief duur terwijl de verliezen tomemen. Beide oventypes zijn van Amerikaanse herkomst. De laatste jaren is er in Europa een nieuw
type oven ontwikkeld, de fluid bed oven. Norit heeft zijn eigen oven ontwikkeld die begin 1976 bij het watmle1dingbakijf van Ziinich [IS] in bedrijf genomen is. Dit type oven heeft een sand voordelen boven de h i d e andere, nl.: - De verblijftijd in de oven is zeer kort (ca. 15 minuten). - Maakt de operator een fout dan gaat er wdinig kool verloren, m i n k dan bij een etageoven en veel minder clan bij een draaioven. - De opstarttijd is veel korter clan bij de andere ovens waardoor &t oventype ook intennitterend te gebruiken is zonder grote brandstofverliezen zoals bij bei'de andere oventypes. - De oven heeft geen draaiende onderdelen wat bij een heet p r o w (900 "C) voordelen oplevert. - Dit type oven is volledig leeg te clraaien, tenvijl dit bij de twee overige soorten niet of slechts moeizaam het geval is. - De reaktivatieverlieeenzijn lager (3 B 5 vol. %) &m bij de twee andere ovens. - Ook bij lage kapaciteiten (10 B 20 kg. uur-1) werkt de oven nog efficrent (de verliezen blijven laag). Er staat tegenover dat de uitgeputte kool geen zand of grint mag bevatten en dat,
Het bedrijven van een raktivatie-installatie door de klant zelf heeft het voordeel dat op ieder gewenst tijdstip gereaktiveerd kan worden doch hier staat tegenover dat men dan we1 over vakbekwaam persmeel dent te beschikken. Bij reaktlivatie der uitgepum kool bij de leverancier heeft men uibraard geen speoiaal personeel nodig en mist men de kosten voor het onderhoud der reaktivatie-instadlatie, doch als nadelen kan men noemen de hoge transportkosten, & grotere koolverliezen t.g.v. de extra handling der kool en het bezwaar dat het voor de leverancier niet altijd mogeilijk is om op het voor de klant me& gunstige tijdsaip te kunnen r e a v e r e n (bijv. doo~dat de Wansportmiddelen enlof che oven voor derdkn in gebruik zijn). Deze problernatiek wordt elders [19] uitvodger behandeld? Ekonomische aspekten: modelberekening In de sektie 'Resultaten korrelkool' werden de resultaten van een drietal proefinstallaties waarin de toepassing van (thermisch reaktiveerbare) korrelkool bij de drinkwaterleiding onderzocht werd, besproken. De in afb. 6 en tabel I1 weergegeven relatie tussen de schijnbare kontakttijd en de looptijd der kool is gebruikt voor een berekening van de kosten als funktie dkr kontakttijd. De resultaten weergegeven in de afb. 10 en 11 zijn ontleend aan [4], evenals tabel IV waarin de grondslagen der berekening zijn weergegeven. Alle prijzen zijn van augustus 1975. De in afb. 10 weergegeven resultaten gelden voor een DOC reddctie over de kool van 55 %, wat een strenge eis genoemd kan worden. De volgende zaken vallen op:
PLAATS : ANDIJK PARAM. : DOC
-
-------.-.-
BETON STAAL REAKTIVATIE
+
SUPPLETIE
.---___-_---
'
TOTALE
.' .-. -.\. -.-.-
1 Afb. 10
---- ,,--+
YE
_-I/
RENTE + AFSCHRIJVING
- Kosten van korreltoepassing als functie
TABEL IV - Drinkwaterleiding, grondslagen kostenberekening. Twee gevallen Produktiekapaciteit Regeneratie der kool Reaktieverlies Afschrijving Rente
: open betomen filters gesloten stalen filters : 6000 ms per uur : thermisch, ter plaatse : 8 (vol.) % : AnnuXeitenbasis
Beton Aantal filters Diameter (m) haghoogte (4 (m3 . m-2 UUr~-) Filteroppewlak
:
12
: 1,7- 5 : 10 -20 : 20 -50
Staal 12 -21 3,s- 6 3,s- 5 10 -52
Afschrijving Onderhoud (jaren) (%I Beton staal Meet- en regelapparatuur
30 15 10
3 5
6
1. Vooral bij wat hogere waarden der kontakttijd lei& gebruik van open, betonnen filters tot lagere kosten dan gesloten, d e n Uilrers. 2. De aan & kwaliteit van het eindprodukt gestdde eisen beinvloedh de kosten sterk. 3. Bij relatief strenge eisen t.a.v. & kwaliteit van het kooleffluent ligt het optimum in & kosten bij relatief hoge waarden der verblijftij'd. 4. Als cbe genoemde eisen mhtief streng zijn maken & kosten van reaktivatie en suppletie (van reaktivatieverliezen) der kool een relalief groot dw1 der totale heban&Engskosten uit. D e bovengenoemde berekeningen zijn d l e uitgevoerd in augustus 1975. Andere bere
der kontakttijd.
keningen hebben aangetoond dat de idartiie nauwelijks & optimah waar& van T behdoedt: we1 d & kosten. Het ovtimum vmschuift echter we1 wat W e f t & waarde van T bij varhtie in het reaktivatievex'lis. De bovens&iande konklusies worden &s niet of 'naumlijks behvloed door de sin& augustus 1975 opgetmden geldontwaaxxhg. Enkele praktische zaken
Tot M u i t van a t verhaal willen we nog een aantal punten bwpreken die tot nu toe
niet of nauwelijks a m db or& geweest zijn. Het belangrijkste wor& gevormd door de spdikaties der kool. Het zal de meeste lezers bekend zijn dat alle leveranciers van aktieve kool werken met zgn specifikadar d.w.z. bepaalde normen waaraan & kool voldoet. Soms hebben deze specif &aria een duidelijke relatie met w n bepaal.de toepassing, waarvoor ze dan ook opgesteld zija In andere gevallen is daze relatie er niet of nauwelijks. Behalve cbe koolfabrikankn zijn er ook een aantal instellingen die normen hebben opgestelk3, waarbij we denken aan d~ AWWA (American Water Works Association), C&I ASTM (American Sodety for Testing Matefials) en de DIN (Deutsche Normenausschuss). Deze drie instellingen hebben specifikatiw opgestelki voor alctieve kool welke wordt gebruikt bij db bereiding van drinkwater [16,17,18]. Ruwweg kunnen we a1 dieze normen als volgt indden: 1. Normen die slechts zijdelings of aiet raken a m d~ specifieke toepassing (bijv. asgahalre, stortgewicht). 2. Normen gebaseerd op de aadsorptie van madelstoffen of men& (bijv. de diverse fenoltesten). 3. Normen die te maken hebben met andere aspekten der kool & fysische adsorptfe (bijv. slijtagekkndighdki, <jesgrootte, voch@halte) maar we1 van rechtstreeks belang zijn.
De onbevangen leek zal vrij snel geneigd zijn om aan d m testen meer waarde, beter gezegd een andere waarde toe te kennen dan ze in feits toekomt, dit is althans de ervaring van schrijver &zes.
Afb. 11 - Totale kosten als funktie der kontakttijd.
i
KosTEN (CT. M - ~ )
I ,
PLAATS : ROTTERDAM PARAM. : DOC
--
BETON STAAL
We hebben er reeds op gewezen dat bij een pardlt!l mdenoek van een mks verschUende (Noht) kooltypes in een proefinstallatie (drinkwater) er voor deze kooltypa geen relatie amtoonbaar bleek te zijn tussen de prestades in de praktijk enerzijds en een reeks op adsorptietesten (benzeen, fenol, molasse, etc.) gebaseerde kwaliteitsnormen der kool anderzijds. Door anderen was dit reeds eerder gevonden [S]. Hier mogen we dm mot grote zekerheid uit konkluderen dat dk zgn. adsorptietesten (althans de bestaande) niet gehanteerd mogen worden om de verschillende op de markt zijnde kooltypen onderling te vergelijken qua adsorptiegedmg en lklhrbij te verwachten dat de prestades onder praktijkomstandigheden de resultaten van deze testen zullen volgen. Dat de meeste koolfabrikanten (ook Norit) halniettemin dit soort t d e n hanteren, vindt zijn oorzaa,k in h& feit dat bij toepassing van dwze testen op een mks kolen gemaakt volgens hetzelfde prod& en uit dezelfde grondstof er in sommige gevallen we1 kwalitahieve relati& worden gevonden tussen hboratorium test en praktijkresultaat. Het bovenstaande geldt ook voor de diverse testen die bmgen om de slijtage van korrelkool in een getalwmde uit t~ drukken. Er is nog nooit een kwantitatieve relade afgelei'd tussen de aldus gemeten slijtvastheid der kool enerzijds en de slijtage tijdens hydraulisch tramport en thermische re&tivatie anderzijds. Ook hier g l d t dat bij onckrlinge vergelijking van valgens hetzelfdb prodd6 uit &elf& grondstof gemaakte kooltypes er waarschijnlijk we1 een (kwalitatieve) relatie bestant. Een bijzondere valkuil wordt gevormd door cle eis de deeltjesgrootte te bepalen (dm.v. mfanalyse) die inherent is aan de meeste slijtagetesten. Werkt men met een gevormd produkt (bijv. cylindert$a, zoals Row 0.8 Supra) dan mag een eventuele slijtagekst waarbij de veranciering van cBe grootte dkr dwltjes d.m.v. een zeefadyse wordt vastgesteld, niet worden toegepast op deze cylindertjes daar het zeven van een cylindisch materiaal een puur stochastisch p r o m is; het resultaat is skrk afhankelijk van de zeeftijd. Tegen cEeze regel won& nogal eens gezondgd 0.a [14]. In dat geval lciest men een test waarbij bijv. de stofproduktie een maat is voor de slijtvastheia Het voornaamste nut dat de bovenstaande testen hebben moet gezocht worden in een k o n t r o l e f u ~ eIn . de eerste plaats kreren dergelijke testen voor do afnemer der kool de mogelijkhdd om te kontroleren of een bepaalde partij kool voldoet aan de normen
zoals d m zijn overeengekomen tussen leverancier en afnemer. Dit gel& niet alleen bij de aankoop van verse kool maar ook bij reaktivauie van uitgeputte lcool (zowel als deze extem of intern plaatsvindt). Er zijn uiteraard daarnaast testen die.we1 degelijk zin hebben voor de praktijk w ~ b iwe j bijv. dbdcen a m de deeltjesgrootte bij poederkool (daarover straks meer). Daarnaast is er een aantal eigenschappen van korrelkool die weliswaar samenhangen met de deeltjesgrootte der kool waarbij echter deze relatie niet nauwkeurig te kwantificeren is en die praktisch van tamelijk groot bdang zijn. Hierbij denken wij aan de waterweerstand der kool en dB bedexpansie bij terugspoelen. De waterweerstand speelt bij open filters (vaste bedden) een grote rol daar daze aan een b e paald maximum gebonden is, terwijl bij gesloten drukfilters de waterweerstand de pompkosten bepaalt. De bedexpaasie bepaalt het spoelwatervetbruik en daar men in de pralctijk meestal produktwater als spoelwater gebruikt, betekent een lage waardB der bed'expansie grotere verliezen aan produktwater. Daar de cleeltjesgrootte van de kool bij thermische reaktivatke kan veranderen [l 1,121betekent dit d ~zowel t de waterweerstand als 'de lbede~pansie veranderen in &t g a l . Wordt de k m l ' t ~ver' gereaktiveerd (lagere schijnbare dichtheid dan het oorspronkeijke produkt) dan neernt & bediexpansie toe daar deze behalve van de cteel'tjesgeometrieook afhangt van de aktievatiegraad der kool. Het spreelct vanzelf dat een bedrijf dat zelf reaktiveert hier rekening mee behoort te houden. Wannwr na reaktivatie der kool de bedexpansie hoger is dan die van het oorspronkelijkeprodukt en er wordt teruggespoeld met diezeilfde snelheid als gebeurdk bij de oorsprorkelijke kool dan leidt &t tot koolver6ezen indien de expansieruimte krap gedhensioneerd is. Ook anderzins speelt deze bedexpansie nog een rol, waarbij een onjuist hanteren der kool tot spoelverliezen lei&n kan. In het algemeen moet een koolbed nzdat de kool d.m.v. hydraulisch transport in het filter gebracht is teruggespoeld worden alvorens in bdrijf genomen te wordkn. Dit heeft de vorgende funkties: - verwijdeen van fijne deeltjes of stof gevormd tijdens het hydradkch transport; - verwijderen van eventueel tussen de kooldeeltjes ing~lotenlucht; - venekering van een stabiele bedopbouw i.v.m. latere terugspoeling als het filter in b&jf is. a
In het algemeen verdient het aanbeveling om dit eerste terugspoelen niet onrnidhllijk
uit te voeren maar eerst gedurende CBn & twee dagen (schoon) water van boven mar beneden door de kool te Idden teneinde eventueel in de. porien der kool aanwezige lucht zo volledig mogelijk te verwijderen. Zelfs als db kool direkt na het hydraulisch transport volledig en snel beainkt is dit nog geen bewijs dat de lucht vollcklig uit de porien venbven is. In dat geval is alleen maar de dichtheid van de kooldeeltjes water ingesloten lucht groter dan die van het omringe~dewater. Zodra men onder k e omstandigheden gaat terugspoelen, voert b t onherroepelijk tot (onnodige) koolverlimen.
+
+
Er is reeds gesteld dat de zeefanalyse van een poederkool een praktische waarde heeft, een bewering waarvoor nog een verklaring verschuldigd is. Zodra een M j f po&rkool toepast zonder een sirnultane koagulatie-flokkulafiie wordt de sedimentatiesnelheid'dbr kool belangrijk zoals reeds eerder uiteengezet is. Een simpele en muwkeufiige kwantitatieve relatie tussen de sedimentatiesnelheiden de zeef analyse der kool bestaat niet. Het nut der zeefanalyse is in dit geval gelegen in de kontrolefunktie. In verband hiermee dient men zich te realiseren dat een doorslag van de kool door de snelfilters lang niet altijd kan worden toegeschreven aan een verandering der zeefanalyse. Dit kan via de zeefanalyse vrij snel nagegaan worden. Meestal heef t deze doorslag andere oonaken die alle gelegen zijn in een onjuiste M e n i n g der snelfilters. De volgende fouten kunnen hierbij gemaakt worden:
1. Te sterke fluktuaties in ,defiltratiesnelheid. 2. Verhoging van de poederkmldosis zonder d2t daar een toename der terugspoelfrequentie mee gepaard gaat. 3. Niet tijdig genoeg terugspoelen.
Het zal dehalve duidelijk zijn, dat bij potxlerkool doorslag de oorzaak niet onmidhllijk bij & eigenschappen van het produkt akfiieve kool gezocht behoeven te worden. Hopelijk heeft de lezer een redelijke indruk gekregen van de diverse toepassingsmogs lijk-n van aktieve kool bij de bereiding van drinkwater. Hij late dch niet afschrikken door de problemen die zich hierbij voordoen en die hier opzettelijk breed uitgemeten zijn. Er 'is gepoogd zinvolle informatie te verschaffen wat een bagatellisering van dem problemen uitsluit.
Literatuur 1. Burg, L. van dm: HzO 1970, 3 (14) 330. 2. De volgende handboeken worden aanbevolen: Hasler, J. W.: Activated Carbon, New York, 1963. M. Smisek, S. Cerny: Active carbon, Manufacture, Properties and Applications, Amsterdam, 1970. Mattson, J. S., Mark Jr., H. B.: Chemistry and Adsorption from Solutions, New York, 1971. 3. Kuzin, I. A.: Zhurn. Vses. Khim. Obshchest. 1968, 13 (5) 551. Akatsu, E., Ono, R., Tsukuechi, K., Uchiyama, H.: J. Nucl. Sci. Technol. 1965, 2 (4) 141. 4. Lier, W. C. van, Graveland, A., Rook, J. J., Schultink, L. J.: Ref. 7, blz. 142. 5. Sontheimer, H.: IWSA (Inte,rnation Water Supply Association), 10th Congress, Brighton, 1974. 6. Fuchs, F., Kiihn, W.: Ref. 7, blz. 160. 7. Engler-BunteInstitut der Universitiit Karlruhe: Veroffentlichungen des Bereichs und des Lehrstuhls fiir Wasserchemie, Heft 9, 1975. 8. Knopp, P. V., Gitschell, W. B.: Proc. 25th Industrial Waste Conf., Engin. Ext. Ser. No. 137, 687. 9. Smith, S. B.: Proc. Phys.-chem. Treatm. Activ. Carbon Ads. in Pollut. Contr. Technol. Transfer Semin., Ontario 1975. 10. Burns, D. E., Shell, G. L.: J. Water Pollut. Contr. Fed., 1974. 46 (1) 148. 11. Poggenburg, W.: Ref. 7, blz. 75. 12. Strack, W.: Ref. 7, blz. 248. 13. Juhola, A. J.: Regeneration of activated carbon. WRA-Conference on activated carbon in water treatment, Reading 1973. 14. Friessinger, F., Richard, Y.: Techniques et Sciences Munic. de l'Eau, 1975, 70 (7) 271. 15. Schalekamp, M.: Ref. 7, blz. 119. 16. Deutsche Normen: DIN 19063, 1969. 17. AWWA B 60@66: Standard for powdered activ. carbon, 1966. 18. AWWA B 604-74: Standard for granular activated carbon, 1974. 19. Lier, W. C. van, Wenink, J.: Wordt gepubliceerd in tijdsohrift van het BECEWA, 1978. 20. Rook, J. J.: Water Treatment Exam. 23 (1974) 234. 21. Sontheimer. H.: Zbl. Bald. HVE. - - I Abt. Orin. A 227 (1974) 33. Middleton. F. M.: Proc. Water Quality - Cod. 15th, 1973. U.S. Environm. Protection Agency: Prelimimary assesment of suspected carcinogenics in drinking water. Interim Report to Congress, Cincinatti 1975. Meijers, A. P.: 4. Arbeitsstagung IAWR, Stuttgart, 1974.
Inhoud
Nieuwe zuiveringstechnieken - ir. G. Wijnstra 5 Hyperfiltratie - ir. J. C. Schippers 10 Ozonisatie - dr. ir. A. P. Meijers 15 Gezondheidsaspecten van drinkwaterbereiding - ir. B. C. J. Zoeteman 26 Diepbedfiltratie - ir. E. C. Schwencke 35 Flotatie - ir. M. J. van Melick 41 Chloor en chloorprodukten - drs. J. J. Rook 47 Slow sand filtration - dr. N. P. Burman 52 Toepassing van aktieve kool - drs. W. C. van Lier 56
