MPU, Alm.del - 2010-11 (1. samling) - Bilag 31: Orientering om svømmebadsrapporter

Miljø- og Planlægningsudvalget 2010-11 (1. samling)
MPU Alm.del Bilag 31
Offentligt

Undersøgelsesprojekt

Afprøvning af forskelligerenseteknologier på svømmebade

Titel:

Undersøgelsesprojekt om afprøvning af forskellige renseteknologier på svømmebade.Fire forskellige UV-baserede teknologier til reduktion af klorbiprodukter i svømmebadsvander afprøvet i Gladsaxe Svømmehal. Teknologiernes effektivitet samt økonomi til investeringog drift er gennemgået i rapporten.Gert Holm Kristensen og Morten Møller Klausen, DHI; Henrik Andersen, DTU MiljøSvømmebadsvand, klorbiprodukter, renseteknologier, UV-teknologier,Avanceret oxidation, Rislereaktor

Resume

Forfatter: Emneord:URL: ISBN:

www.blst.dk978-87-92668-59-2 (PDF-udgave)By- og LandskabsstyrelsenStatslig2010DanskMå citeres med kildeangivelse.By- og landskabstyrelsen, MiljøministerietBy- og Landsskabsstyrelsen vil, når lejligheden gives, offentliggøre rapporter inden formiljøsektoren, finansieret af By- og Landskabsstyrelsen. Det skal bemærkes, at en sådanoffentliggørelse ikke nødvendigvis betyder, at det pågældende indlæg giver udtryk forBy- og Landskabsstyrelsens synspunkter. Offentliggørelsen betyder imidlertid, at By- ogLandskabsstyrelsen finder, at indholdet udgør et væsentligt indlæg i debatten omkringden danske miljøpolitik

Udgiver:

Udgiverkategori: År:

Sprog: Copyright�

INDHOLD0SAMMENFATNING ........................................................................................................ 1SUMMARY ..................................................................................................................... 511.11.21.2.11.2.21.2.31.322.12.233.13.1.13.1.23.23.2.13.2.23.33.3.13.3.23.43.4.13.4.244.14.1.14.1.24.1.34.1.44.255.15.25.2.15.2.25.2.35.35.3.1BAGGRUND OG FORMÅL ............................................................................................ 9Baggrund ........................................................................................................................ 9Projektets formål ........................................................................................................... 10Formål ........................................................................................................................... 10Projektgruppen ............................................................................................................. 10Følgegruppe ................................................................................................................. 11Rapportens opbygning .................................................................................................. 11GLADSAXE SVØMMEHALS VARMTVANDSBASSIN ................................................. 13Vandbehandlingsanlæg ................................................................................................ 13Drift og styring ............................................................................................................... 14TEKNOLOGIBESKRIVELSER ..................................................................................... 15Chlorominator CLIII 30 .................................................................................................. 15Teknologibeskrivelse .................................................................................................... 15Virkemåde ..................................................................................................................... 17Wallenius AOT .............................................................................................................. 18Teknologibeskrivelse .................................................................................................... 18Virkemåde ..................................................................................................................... 20UV i kombination med ozon og rislereaktor .................................................................. 20Teknologibeskrivelse .................................................................................................... 20Virkemåde ..................................................................................................................... 22APOP ............................................................................................................................ 23Teknologibeskrivelse .................................................................................................... 23Virkemåde ..................................................................................................................... 25TEKNOLOGIAFPRØVNING ......................................................................................... 27Forsøgsprogram ........................................................................................................... 27Chlorominator CLIII 30 .................................................................................................. 28Wallenius AOT M900P ................................................................................................. 29UV/ozon og rislereaktor ................................................................................................ 29APOP ............................................................................................................................ 30Moniteringsprogram ...................................................................................................... 30RESULTATER .............................................................................................................. 35Driftsparametre gennem forsøgsperioden .................................................................... 35Badebelastning ............................................................................................................. 36Variationer i THM-indholdet i bassinvandet .................................................................. 38Indflydelse af saltdosering ............................................................................................ 39Indflydelse af badebelastning ....................................................................................... 40Chlorominator CLIII 30 .................................................................................................. 41Badebelastning ............................................................................................................. 41

5.3.25.3.35.3.45.3.55.3.65.45.4.15.4.25.4.35.4.45.4.55.55.5.15.5.25.5.35.5.45.5.55.65.6.15.6.25.6.35.6.45.6.55.6.666.16.26.36.3.16.3.26.4789101112131415

Bundet klor, fjernelseskapacitet af Chlorominator ........................................................ 42Bundet klor i bassin ved drift med Chlorominator ......................................................... 44THM i bassin ved drift med Chlorominator ................................................................... 46Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med Chlorominator ........................................ 47Økonomi for anlæg baseret på Chlorominator CLIII 30 ................................................ 50Wallenius AOT M900P ................................................................................................. 50Belastning med badende under afprøvning af Wallenius AOT ..................................... 50Bundet klor i bassin ved drift med Wallenius AOT ........................................................ 52THM i bassin ved drift med Wallenius AOT .................................................................. 53Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med Wallenius AOT ...................................... 55Økonomi for anlæg baseret på Wallenius AOT M900P ................................................ 57UV/ozon og rislereaktor ................................................................................................ 58Belastning med badende under UV/ozon afprøvning ................................................... 58Bundet klor i bassin ved drift med UV/ozon og rislereaktor .......................................... 59THM i bassin ved drift med UV/ozon og rislereaktor .................................................... 60Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med UV/ozon og rislereaktor ......................... 62Økonomi for anlæg baseret på Chlorominator CLIII 30, ozon og rislereaktor............... 65Vacuum-UV, APOP ...................................................................................................... 66Belastning med badende under APOP afprøvning ....................................................... 66Bundet klor, fjernelseskapacitet med APOP ................................................................. 68Bundet klor i bassin ved drift med APOP ...................................................................... 69THM i bassin ved drift med APOP ................................................................................ 70Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med APOP .................................................... 72Økonomi for anlæg baseret på APOP .......................................................................... 75SAMMENFATTENDE DISKUSSION ............................................................................ 77Systemforståelse .......................................................................................................... 77Tilførsel af belastningsstoffer ........................................................................................ 77Omsætning og omdannelse af belastningsstoffer ........................................................ 78Organisk stof ................................................................................................................. 78Dannelse og fjernelse af bundet klor ............................................................................ 80Dannelse og fjernelse af THM ...................................................................................... 81KONKLUSIONER OG ANBEFALINGER ...................................................................... 85REFERENCER ............................................................................................................. 87LISTE OVER FORKORTELSER ANVENDT I RAPPORTEN ....................................... 89ANNEX 1 – BADEBELASTNING .................................................................................. 93ANNEX 2 – DRIFTSDATA FOR VARMTVANDSBASSIN .......................................... 105ANNEX 3 – BUNDET KLOR: TIDSSERIE SAMT DATA FOR RATEFORSØG.......... 111ANNEX 4 – THM: TIDSSERIEFIGUR OG TABEL...................................................... 123ANNEX 5 – ØVRIGE VANDKVALITETSDATA .......................................................... 129ANNEX 6 – MÅLINGER PÅ APOP OG SIMULERINGSMODEL FOR BUNDET KLOR143

SAMMENFATNINGKlor har i mere end 100 år været det foretrukne desinfektionsmiddel til sikring af denhygiejniske kvalitet i svømmebadsvand. Det er imidlertid velkendt, at klor ved reaktionmed organiske og uorganiske stoffer udskilt af de badende (sved, spyt, urin, hudrester)danner en række klorerede desinfektionsbiprodukter (DBP), der forårsager akutte kom-fort- og sundhedsmæssige gener (røde, rindende øjne, astmaanfald mv.) samt kroniskeluftvejssygdomme. Som følge af mangel på alternativer er fortsat anvendelse af klor detmest realistiske umiddelbare fremtidsscenarie for danske offentlige svømmebade. Derer dog gode muligheder for at reducere DBP-dannelsen ved en kombineret sænkning afdet frie klorindhold og sænkning af pH – som det er praktiseret i en lang årrække i ek-sempelvis Tyskland og Østrig. Yderligere forbedring af vandkvaliteten med hensyn tilDBP vil forventeligt kunne ske enten gennem direkte fjernelse af klorbiprodukterne el-ler fjernelse af de såkaldte forløbere for biproduktdannelsen – eksempelvis ved at undgåakkumulering af partikulært organisk stof i vandsystemets filtre.Hovedformålet med projektet er at tilvejebringe et solidt dokumenteret grundlag for ud-valgte UV-baserede teknologiers formåen til forbedring af vandkvaliteten i svømmeba-de med fokus på reduktion af bundet klor. Samtidig er det vigtigt gennem projektet atetablere solid dokumentation for eventuel påvirkning af THM-koncentrationen (triha-lomethaner) ved anvendelse af teknologierne.Til projektet er det valgt at udføre afprøvninger af konventionel UV samt UV-baseretavanceret oxidation teknologi:•Lavtryks-UV og mellemtryks-UV (Chlorominator CLIII 30 fra Aqua System A/S)•UV/TiO2(Wallenius AOT M900P fra Bluetec)•UV i kombination med ozon og rislereaktor (Chlorominator CLIII 30 fra Aqua-system A/S i kombination med ozongenerator og rislereaktor fra Skjølstrup &Grønborg ApS – ULTRAAQUA)•Vacuum-UV (APOP fra ScanResearch A/S)Projektformålet er tilstræbt opnået gennem fuldskalaafprøvninger til fastlæggelse af devalgte teknologiers effektivitet ved gennemførelse af omfattende moniteringsprogram-mer til evaluering af teknologierne. Herudover er gennemført økonomisk vurdering afde afprøvede teknologier inkluderende: investeringsomkostninger, energiforbrug, øvrigedriftsomkostninger, særlige forhold, o.a.Fuldskalaafprøvningerne er gennemført i Gladsaxe Svømmehals varmtvandsbassin, derer et traditionelt varmtvandsbassin med et samlet vandvolumen på 50 m3og en tempera-tur på 31-34�C. Omsætningstiden for bassinet har i afprøvningsperioden været fastholdtpå 30 minutter. De UV-baserede teknologier har i alle tilfælde været afprøvet ved be-handling af en delstrøm – typisk 25% af hovedstrømsrecirkulationen. Ved afprøvning afUV/ozon/risle-reaktor lå delstrømmen dog i intervallet 7-15% med henblik på at opti-mere den avancerede oxidationsproces.Ved belysning med UV-lys nedbringes indholdet af bundet klor i svømmebadsvandgennem fotolyse af det bundne klor (kloraminerne). Princippet i teknologien er, at UV-lamperne udsender UV-lys, der absorberes af de uorganiske og organiske kloraminer,som hermed bringes i en øget ustabil energitilstand, der kan føre til nedbrydning af mo-1

lekylet. Hastigheden, hvormed nedbrydningen finder sted, er afhængig af en række fak-torer så som UV-dosen, koncentrationen af de bundne klorkomponenter, graden af lys-absorption for de bundne klorkomponenter ved de udsendte lysbølgelængder, mv. Tek-nologiafprøvningerne har således – for at etablere et bredt videngrundlag – omfattet for-skellige UV-teknologier, der udsender lys ved forskellige bølgelængder, såvel som UV-doser over et bredt interval.Dannelsen af klorbiprodukter kan også mindskes ved reducere indholdet af det organi-ske stof, der reagerer med klorindholdet – de såkaldte biproduktforløbere. Med henblikpå at belyse disse muligheder er gennemført afprøvninger af UV-teknologier, der for-uden fotolysen også baserer sig på avanceret oxidation. Ved avanceret oxidation dannesekstremt stærke oxidanter – de såkaldte hydroxylradikaler – der er i stand til at fjerne(mineralisere) eller omdanne organisk stof i bassinvandet.For at kunne vurdere de involverede teknologier er der gennemført et omfattende moni-teringsprogram. Badebelastningen er fulgt ved hjælp af web-cam, som tog billeder afbassinet hvert kvarter, og antallet af badende i bassinet er efterfølgende optalt på fotos.Driftsparametrene: frit klor, temperatur og redoxpotentiale er fulgt med online-målinger. Frit klor og bundet klor blev fulgt med manuelle målinger morgen og aften –hver bestemmelse blev foretaget som gennemsnit af fire analyser for at mindske usik-kerheden. THM – trihalomethaner – blev fulgt online med monitering via MIMS(Membrane Inlet Mass Spectrometry). Alle online-målinger blev gemt i datalogger ogtelemetrisk overført til en database, så parametrene løbende kunne overvåges via inter-nettet. Sideløbende blev der løbende udtaget manuelle prøver til analyse af bassinvan-dets indhold af organisk stof (NVOC), halogeneret organisk stof (AOX), og dannelses-potentialet i bassinvandet for AOX (AOX-DP) og THM (THM-DP).Afprøvningen af teknologierne har dels omfattet korttidsmålinger til direkte karakterise-ring af teknologiernes kapacitet til påvirkning af vandkvaliteten og dels omfattet afvik-ling af programmer, hvor teknologiernes evne til at påvirke vandkvaliteten i bassinetved længere tids drift under sædvanlig bassinbelastning er blevet karakteriseret.Badebelastningen er dels opgjort som hyppighedsdiagrammer over antallet af badende ibassinet og dels som et derfra estimeret antal badende pr. dag ved antagelse af, at hverbadende i gennemsnit opholder sig 30 minutter i bassinet. Hyppighedsdiagrammerne vi-ste, at der i gennemsnit over hele åbningstiden opholdt sig omkring 10 badende i bassi-net. I ca. 85% af tiden var der under 20 badende i bassinet. Det estimerede antal baden-de pr. dag var i gennemsnit ca. 230 personer, mens der i 85% af tiden var under 300badende pr. dag.Forsøgene med nedbrydning af bundet klor viste, at processen er afhængig af koncentra-tionen af bundet klor med faldende fjernelseshastighed i takt med faldende koncentrati-on. Forsøgene viste også, at nedbrydningshastigheden – selv med de mest effektive tek-nologier – blev meget lav ved et niveau omkring 0,2 mg/l bundet klor. At der fortsatskete en nedbrydning, kunne ses af, at der ved fortsat behandling i et ekstra døgn udenanden belastning end den løbende belastning fra organisk stof fanget i sandfilteret kun-ne opnås bundet klor under 0,1 mg/l.Forsøgene til belysning af det resulterende niveau af bundet klor i bassinet ved de for-skellige teknologier viste, at de mest effektive teknologier til reduktion af bundet klorvar mellemtryks-UV og vacuum-UV. I begge tilfælde udsender lamperne UV-lys, der er2

fordelt over et bredt spektrum af bølgelængder. Ved anvendelse af lavtryks-UV, der ud-sender hele sit UV-lys inden for et smalt bånd omkring 254 nm, blev ikke opnået så ef-fektiv en reduktion af bundet klor. Denne teknologi er derimod velegnet til supplerendedesinfektion af eventuelle klortolerante patogene mikroorganismer, idet desinfektionsef-fekten er maksimal ved denne bølgelængde.Teknologiafprøvningen viste, at der ved anvendelse af 2400W kombineret mellemtryks-UV og lavtryks-UV i det aktuelle varmtvandsbassin kunne opnås et indhold af bundetklor, der typisk lå i intervallet 0,2-0,5 mg/l – med de laveste værdier om morgenen ogde højeste værdier om aftenen. Den typiske stigning af bundet klor i løbet af en badedagvar således 0,1-0,2 mg/l. Ved anvendelse af 2800W vacuum-UV kunne opnås et typiskindhold af bundet klor i intervallet 0,2-0,4 mg/l med typiske daglige stigninger på 0,1mg/l bundet klor. Til sammenligning var indholdet af bundet klor i gennemsnit 0,8-1,1mg/l i referenceperioden uden UV-teknologi.Teknologien med 160W lavtryks-UV kombineret med TiO2var ikke i stand til at holdeniveauet af bundet klor nede og bør således anvendes i kombination med anden tekno-logi til kontrol af bundet klor. Ved anvendelse af teknologien med 8400W vacuum-UVblev opnået marginalt lavere indhold af bundet klor, men forbedringen kunne på ingenmåde retfærdiggøre det høje energiforbrug, ligesom teknologien endvidere forårsagedemarkant stigende værdier af THM.På baggrund af de målte fjernelseskapaciteter for bundet klor for de forskellige UV-teknologier, der er afprøvet i projektet, samt det brede spektrum af bundet klorforbin-delser, der vil dannes ved kloring af de forskellige kildestoffer i sved og urin, må detanbefales at anvende bredspektret UV (mellemtryks-UV, eller vacuum-UV), når dersigtes mod reduktion af bundet klor i svømmebade. Dette skyldes, at de forskellige bun-det klorforbindelser vil absorbere UV-lys ved forskellige bølgelængder. Den nødvendi-ge UV-energimængde vil således afhænge af belastningen i det enkelte bassin samt afde acceptable variationer i koncentrationen af bundet klor over dagen.Dannelseshastighederne for bundet klor under belastning vil i almindelighed overstigede opnåelige fjernelseshastigheder med UV-teknologien ved de lave bundet klor kon-centrationer. Det må derfor forventes, at der vil ske en vis begrænset stigning i koncen-trationen af bundet klor over dagen. Med baggrund i resultaterne af afprøvningerne idette projekt vil der forventeligt i et varmtvandsbassin som det benyttede og tilsvarendebelastet kunne opnås et gennemsnitlig bundet klorniveau på 0,2-0,4 mg/l med lav dagligvariation med et mellemtryks-UV eller vacuum-UV-anlæg på 2,5-3 kW.Der synes at være mulighed for at sænke dette niveau yderligere ved overgang til driftmed lavklorering – eventuelt kombineret med hyppig fjernelse af frafiltreret organiskstof gennem nye filterteknologier med kontinuert skylning eller hyppig skylning afsandfiltre og genvinding af skyllevand.Online-målingerne af THM viste såvel store daglige variationer i THM-koncentra-tionen som store variationer fra dag til dag. De daglige variationer skyldtes, at THM-koncentrationen byggede op om natten, mens den faldt om dagen som følge af afstrip-ning til luften på grund af aktiviteten i bassinet – herunder driften af en svømmetræ-ner/massage-jet, der øgede turbulensen i bassinet. De daglige variationer understregedemed stor tydelighed, at resultater af undersøgelser baseret på THM-målinger udtagetved stikprøver skal vurderes med stor forsigtighed for at undgå fejlkonklusioner.3

Online-målingerne af THM viste også, at tilsætningen af salt til bassinet, der er nødven-dig af hensyn til driften af in-line klor-elektrolysen, forårsagede betydelig dannelse afbromineret THM (primært bromdiklormethan) som følge af bromidindholdet i det tilsat-te salt. Disse forstyrrelser i THM-sammensætning og -niveau blev efterfølgende mind-sket ved at tilsætte salt hyppigere og i mindre doser. Alle THM-data, der var påvirket afsalttilsætning, er udeladt af databehandlingen ved vurdering af teknologien.Baseret på online-målingerne af THM blev for hvert døgn bestemt en maksimal (mor-gen) og en minimal (aften) THM-værdi samt en beregnet gennemsnitsværdi. For hverteknologi blev disse THM-værdier sammenholdt med THM-værdierne for referencepe-rioder uden UV-teknologi. Den gennemsnitlige THM-koncentration i referenceperio-derne var 41 �g/l med typiske daglige variationer i intervallet 30-50 �g/l.Resultatet af disse sammenligninger var, at der ikke for de afprøvede UV-teknologierChlorominator (2400W kombineret lavtryks-UV og mellemtryks-UV), Wallenius AOT(160W) og APOP (2800W vacuum-UV) kunne konstateres nogen påvirkning af THM-koncentrationen. Ved UV-behandling med ekstrem høj effekt af APOP (8400W va-cuum-UV) kunne konstateres en signifikant og betydelig stigning i THM-koncentra-tionen i bassinet til den dobbelte gennemsnitskoncentration. Denne effekt skyldes for-mentlig, at den meget kraftige UV-behandling gjorde bassinvandets indhold af organiskstof mere reaktivt i forhold til det frie klor. En anden mulighed er dannelsen af klorradi-kaler, der reagerede med bassinvandets indhold af organisk stof.For to af de afprøvede avancerede oxidationsteknologier, UV/ozon og APOP, kunnekonstateres en reduktion af indholdet af organisk stof i bassinvandet. Avanceret oxidati-on i form af kombineret UV og ozon var den mest effektive teknologi til at reducereindholdet af organisk stof. Der kunne dog ikke under de aktuelle afprøvningsforhold ob-serveres, at selv den mest effektive reduktion i indholdet af organisk stof havde nogentilsvarende reducerende effekt på dannelsen af THM. Denne teknologiafprøvning harsåledes ikke påvist, at fjernelse af biproduktforløbere (i form af organisk stof) gennemavanceret oxidation er en farbar vej til at nedbringe indholdet af THM. De øgede udgif-ter til investering og drift af avanceret oxidation kan således ikke ud fra disse resultaterretfærdiggøres.Ved afprøvningen af den kombinerede UV/ozon-teknologi var anlægget forsynet meden rislereaktor til at sikre, at der ikke kunne slippe ozon ind i bassinet. Målinger på ris-lereaktoren viste, at denne teknologi var særdeles effektiv til at reducere indholdet afTHM i bassinvandet.Omkostningerne til investering i UV-teknologi til effektiv nedbringelse af bundet klorligger for de afprøvede teknologier – inklusive installation mv. – omkring 155.000-215.000 kr., mens omkostningerne til drift ligger omkring 25.000-30.000 kr. om året.Ved overgang til drift med lavere indhold af frit klor vil dannelsen af bundet klor dogreduceres, og der vil derfor være mulighed for at reducere disse driftsudgifter.Investeringsomkostninger til effektiv reduktion af THM ved hjælp af rislereaktor somTHM-stripper vil være omkring 150.000 kr., og tilhørende driftsudgifter vil være ca.5.000-10.000 kr. pr. år.

SUMMARYFor more than 100 years chlorine has been the preferred disinfectant to ensure the hygi-enic quality of swimming pool water. It is a well-known fact, however, that chlorinewhen reacting with organic and inorganic matter released from people bathing (sweat,saliva, urine, skin residues) will form a number of chlorinated disinfection by-products(DBP) causing acute comfort and health related nuisances (red running eyes, asthma at-tacks etc.) as well as chronic respiratory diseases.Due to the lack of alternatives the continued use of chlorine is the most realistic imme-diate future scenario for Danish public swimming baths. However, there are good op-portunities to reduce the DBP formation via a combined reduction of the free chlorinecontent and lowering of pH – as it has been practised for years e.g. in Germany andAustria. Further improvement of the water quality with regard to DBP will probably bepossible either through direct removal of chlorine by-products or removal of the so-called precursors for by-product formation – e.g. by avoiding accumulation of particu-late organic matter in the filters of the water system.The main purpose of the project is to produce a solid and well documented basis for thecapability of selected UV-based technologies for improvement of the water quality inpublic swimming pools with special focus on reduction of combined chlorine. At thesame time it is important throughout the project to establish solid documentation of pos-sible impact on the THM concentration when using the technologies.For the project it has been chosen to carry out tests of conventional UV as well as UV-based advanced oxidation technology:•Low pressure UV and medium pressure UV (Chlorominator CLIII 30 from AquaSystem A/S)•UV/TiO2(Wallenius AOT M900P from Bluetec)•UV in combination with ozone and stripper reactor (Chlorominator CLIII 30 fromAquasystem A/S in combination with ozone generator and stripper reactor fromSkjølstrup & Grønborg ApS – ULTRAAQUA)•Vacuum-UV (APOP from ScanResearch A/S).The aim has been to achieve the project purpose via full-scale tests to determine the ef-ficiency of the selected technologies through comprehensive monitoring programmesfor evaluation of the technologies. In addition to this a financial evaluation of the testedtechnologies has been carried out including: Investment costs, energy consumption,other operating costs, special conditions etc.The full-scale tests were carried out in the warm water pool at Gladsaxe Sports Centre –a traditional warm water pool with a total water volume of 50 m� and a temperature of31-34�C. In all cases the UV-based technologies have been tested by treatment of asidestream – typically 25% of the main stream recirculation. By testing ofUV/ozone/stripper reactor, however, the sidestream was in the interval 7-15% with aview to optimising the advanced oxidation process.With UV treatment the content of combined chlorine in swimming pool water is re-duced via photolysis of the combined chlorine (chloramines). The principle of the tech-nology is that the UV lamps emit UV light which is absorbed by the inorganic and or-5

ganic chloramines which are thus brought into an increasingly unstable energy condi-tion which can lead to breakdown of the molecule. The rate at which the breakdowntakes place depends on a number of factors such as the UV dose, the concentration ofthe combined chlorine, the degree of light absorption for the combined chlorine compo-nents by the emitted light wavelength etc. Therefore, in order to establish generalknowledge, the technology tests have included various UV technologies emitting lightat different wavelengths as well as UV doses over a wide interval.One way to reduce the formation of unwanted chlorine by-products could be to reducethe content of the organic matter reacting with the chlorine content – the so-called by-product precursors. With a view to shed light on such options tests of UV technologieshave been carried out, which in addition to photolysis are also based on advanced oxida-tion. By advanced oxidation extremely strong oxidants are formed – the so-called hy-droxyl radicals – which are capable of removing (mineralising) or transform organicmatter in the pool water.In order to evaluate the involved technologies a comprehensive monitoring program hasbeen undertaken. The bather load has been observed by means of a webcam taking pho-tos of the pool every quarter of an hour, and the number of bathing people in the poolhas then been counted on the photos. The operation parameters: free chlorine, tempera-ture and redox potential have been monitored with online measurements. Free chlorineand combined chlorine was monitored with manual measurements in the morning andevening – each determination was made as an average of four analyses in order to re-duce uncertainty. THM – trihalomethanes – were monitored online via MIMS (Mem-brane Inlet Mass Spectrometry). All online measurements were stored in a data loggerand telemetrically transferred to a database for continuous monitoring via the internet.Concurrently, manual samples were extracted for analysis of the contents in the poolwater of organic matter (NVOC), halogenated organic matter (AOX) and the formationpotential in the pool water for AOX (AOX-FP) and THM (THM-FP).Testing of the technologies has encompassed short-term measurements for direct char-acterization of the capacity of the technologies to influence the water quality where thishas been possible, as well as execution of programmes where the capability of the tech-nologies to influence the water quality in the pool at long-term operation under usualpool load has been characterized.The tests with breakdown of combined chlorine showed that the process depends on theconcentration of combined chlorine with decreasing removal rate concurrently with de-creasing concentration. The tests also revealed that the breakdown rate – even with themost efficient technologies – was very low at a level around 0.2 mg/l combined chlo-rine. The breakdown process was visible in the fact that with continued treatment foradditional 24 hours with zero bather load a combined chlorine level below 0.1 mg/lcould be achieved.The tests carried out to illustrate the resulting level of combined chlorine in the pool us-ing the various technologies showed that the most efficient technologies for reduction ofcombined chlorine were medium pressure UV and vacuum UV. In both cases the lampsemit UV light distributed over a broad spectrum of wavelengths. When using low pres-sure UV emitting all its UV light within a small band around 254 nm, the achieved re-duction of combined chlorine was not quite as efficient. This technology, on the other6

hand, is suitable for additional disinfection of potential chlorine-tolerant pathogenic mi-croorganisms.The technology tests showed that when applying 2400 W combined medium pressureUV and low pressure UV in the warm water pool, a combined chlorine content typicallyin the range of 0.2 to 0.5 mg/l could be achieved – with the lowest values in the morn-ing and the highest values in the evening. The typical increase in combined chlorineduring a bathing day was thus 0.1 to 0.2 mg/l. When applying 2800 W vacuum-UV atypical combined chlorine content in the range of 0.2 to 0.4 mg/l could be achieved,with typical daily increases of 0.1 mg/l combined chlorine. For comparison the averageconcentration of combined chlorine in reference periods without UV technology was0.8-1.1 mg/l.The technology with 160W low pressure UV combined with TiO2was not able to keepdown the level of combined chlorine, and thus it should be applied in combination withanother technology for control of combined chlorine. With the technology of 8400Wvacuum-UV a marginally lower content of combined chlorine was achieved. However,the improvement could in no way justify the high energy consumption, and at the sametime the technology resulted in significantly increasing THM values.Based on the removal capacities measured for combined chlorine from the different UVtechnologies tested in the project, it is recommended to use broad-spectrum UV (me-dium pressure UV or vacuum-UV) when the aim is to reduce combined chlorine inswimming pools. This is due to the fact that the various combined chlorine compoundswill absorb UV light at different wavelengths. Thus, the necessary UV energy amountwill depend on the load in the individual pool as well as the acceptable variations in thecombined chlorine combination during the day.Normally, the formation rate for combined chlorine during load will exceed theachieved removal rate of the UV technology at low combined chlorine concentrations.Therefore, it must be expected that a certain limited increase in combined chlorine willtake place during the day. Based on the results of the tests carried out under this projectthe expected average combined chlorine level which can be achieved in a warm waterpool like the one in question with a similar load around 230 bathers per day is 0.2 to 0.4mg/l with a low daily variation with a medium pressure UV or vacuum-UV plant of 2.5to 3 kW.It seems possible to further lower this level by switching to low chlorination operation –potentially combined with frequent removal of filtered organic matter via new filtertechnologies with continuous flushing or frequent flushing of sand filters and recyclingof filter flush water.Online measurements of THM showed large daily variations in the THM concentrationas well as large day-to-day variations. The daily variations were due to the THM con-centration building up at night and decreasing during daytime as a result of loss to theair caused by the pool activity – including operation of a swimming trainer/massage jetwhich increased the turbulence in the pool. The observed daily variations showed thatresults of tests based on THM measurements taken as grab samples must be evaluatedvery carefully to avoid misinterpretation of the results.

The online measurements of THM also showed that the addition of salt to the pool,which is required for operating the in-line chlorine electrolysis, caused considerableformation of brominated THM (primary bromodichloromethane) as a result of the bro-mide content in the salt added. These disturbances in the THM composition and levelwere subsequently reduced by adding salt more frequently and in smaller doses. AllTHM data influenced by added salt have been omitted from the data processing whenevaluating the technologies.Based on the online measurements of THM a maximum (morning) and minimum (eve-ning) THM value were determined for every 24 hours together with an average valuecalculated from these values. For each technology these THM values were compared tothe THM values for reference periods without UV technology. The average THM con-centration in the reference periods was 41 �g/l with typical daily variations rangingfrom 30 to 50 �g/l.For the tested UV technologies: Chlorominator (2400W combined low pressure UV andmedium pressure UV), Wallenius AOT (1600W) and APOP (2800W vacuum UV) noinfluence of the THM concentration was observed. For UV treatment with extremelyhigh effect of APOP (8400W vacuum-UV) a significant and considerable increase inthe pool water THM concentration to double the average concentration was found. Thiswas probably caused by n increased reactivity of the organic matter due to the extremeUV-dose.For two of the tested advanced oxidation technologies, UV/ozone and APOP, a reduc-tion in the content of organic matter in the pool water could be observed. Advancedoxidation in the form of combined UV and ozone was the most efficient technology toreduce the content of organic matter. However, under the actual test conditions it couldnot be observed that even the most effective reduction in the content of organic matterhad any equivalent reducing effect on the formation of THM. Thus, based on this tech-nology test removal of by-product precursors (in the form of organic matter) via ad-vanced oxidation is not a feasible road to reduce the THM content. Therefore, the in-creased costs for investment in and operation of advanced oxidation cannot be justifiedbased on these results.When testing the combined UV/ozone technology the plant was equipped with a strip-per reactor to secure that no ozone would enter the pool. Measurements on the stripperreactor showed that this technology was very effective to reduce the THM content in thepool water.The costs of investment in UV technology for effective reduction of combined chlorineare for the tested technologies, including installation etc., in the range of 155,000 to215,000 DKK, and the operating costs around 25,000 to 30,000 DKK per year. How-ever, if shifting to operation with a lower content of free chlorine, the formation ofcombined chlorine will be reduced and it will be possible to reduce the operating coststhrough energy savings.Investment costs for effective reduction of THM by means of a stripper reactor willamount to approx. 150,000 DKK and the yearly operating costs will be 5,000 to 10,000DKK.

11.1

BAGGRUND OG FORMÅLBaggrundDen rekreative industri omfattende svømmehaller, vandlande, wellness-centre og andresvømmebadsrelaterede anlæg er i stærk vækst såvel nationalt som internationalt, ogdenne udvikling forventes at fortsætte på grund af øget velstand og fritid i de industria-liserede samfund. På den baggrund er det forventeligt, at det enkelte svømmebad vil op-leve en øget belastning med badende og dermed skærpede krav til sikring af en tilfreds-stillende vandkvalitet med hensyn til såvel mikrobiologiske parametre som kloreredebiprodukter.Klor har i mere end 100 år været det foretrukne desinfektionsmiddel til sikring af denhygiejniske kvalitet i svømmebadsvand. Det grundlæggende problem med anvendelsenaf klor er imidlertid, at det ikke reagerer selektivt med mikroorganismer, og det er vel-kendt, at klor ved reaktion med organiske og uorganiske stoffer udskilt af de badende(sved, spyt, urin, hudrester) danner en række klorerede desinfektionsbiprodukter (DBP),der forårsager akutte komfort- og sundhedsmæssige gener (røde, rindende øjne, astma-anfald m.v.) samt kroniske luftvejssygdomme. Herudover er der usikkerhed om eventu-elle carcinogene effekter for nogle af de dannede klorerede organiske forbindelser vedde relevante eksponeringsscenarier,Miljøstyrelsen (2007a).De mest velkendte DBP’erer kloraminer/bundet klor (mono-, di- og trikloramin), hvoraf trikloramin udgør detstørste komfort- og sundhedsmæssige problem, og trihalomethaner (THM), hvoraf klo-roform udgør den største andel. Derudover dannes også halogenerede eddikesyrer(HAA) og haloacetonitriler (HAN). En lang række af andre klorerede organiske stoffervides også at dannes, men disse er ikke eller kun sparsomt identificeret,Miljøstyrelsen(2007a).Til trods for de komfortmæssige gener af de desinfektionsbiprodukter, der dannes somfølge af brugen af klor, viste resultaterne af udredningsprojektet ”Alternativer til klorsom desinfektionsmiddel i offentlige svømmebade”,Miljøstyrelsen (2007a),at en fort-sat anvendelse af klor er det mest realistiske fremtids-scenarie – dog med en forbedretkontrol af DBP-dannelsen ved en kombineret sænkning af det frie klorindhold og sænk-ning af pH som allerede praktiseret i eksempelvis Tyskland og Østrig.Yderligere forbedring af vandkvaliteten med hensyn til DBP vil kunne ske ved reduce-ret dannelse – kontrolleret gennem drift ved lavere koncentrationer af frit klor – samtved effektiv vandbehandling, der fjerner enten biprodukterne selv eller de såkaldte for-løbere for biproduktdannelsen. Vandkvaliteten i svømmebade sikres i dag ved kontinu-erlig recirkulation af bassinvandet gennem et vandbehandlingsanlæg, der for langt defleste danske svømmebade i dag består af en kombination af flokkulering, sandfiltre-ring, aktiv kul og klorering. Den traditionelle teknologi har imidlertid vist sig ikke atvære tilstrækkelig effektiv til fjernelse af forløbere og biprodukter til, at vandkvalitets-kravene i den eksisterende lovgivning har kunnet strammes til trods for ønsker om detteblandt både myndigheder og brancheforeninger.I ovennævnte udredningsprojekt,Miljøstyrelsen (2007a),er der imidlertid peget på enrække teknologier, som er velkendte og velafprøvede i andre vandbehandlingssammen-hænge, og som ved tilpasning vil kunne bidrage til en forbedret vandkvalitet i svømme-9

bade gennem mere effektiv fjernelse af forløbere og biprodukter. Det er blandt disseteknologier, at de teknologier, der er afprøvet i nærværende projekt, er valgt.

1.21.2.1

Projektets formålFormålHovedformålet med projektet er at tilvejebringe data og dokumentation for udvalgteUV-baserede teknologiers formåen til forbedring af vandkvaliteten i svømmebade medhensyn til klorerede biprodukter. Den genererede viden og dokumentation af teknologi-ernes effektivitet til fjernelse/begrænsning af de uønskede desinfektionsbiprodukter vedindplacering i eksisterende vandbehandlingsanlæg skal medvirke til, at de nye teknolo-gier kan installeres i svømmebadsanlæg så effektivt som muligt med hensyn til omkost-ninger til investering og drift. Til projektet er valgt at udføre afprøvninger af konventio-nel UV samt UV-baseret avanceret oxidations teknologi. Følgende teknologier erafprøvet gennem projektet:•••Chlorominator CLIII 30; Fotolyse ved kombineret lavtryks-UV og mellemtryks-UV;Leverandør: Aqua System A/SWallenius AOT M900P; Fotolyse ved lavtryks-UV kombineret med avanceret oxi-dation ved hjælp af TiO2; Leverandør: BluetecChlorominator CLIII 30 i kombination med ozon og rislereaktor; Fotolyse ved lav-tryks-UV og mellemtryks-UV kombineret med avanceret oxidation gennem tilsæt-ning af ozon og efterfølgende afstripning i rislereaktor; Leverandører: Aqua SystemA/S og Skjølstrup & Grønborg ApS – ULTRAAQUAVacuum-UV; Fotolyse kombineret med avanceret oxidation ved vacuum-UV; Leve-randør: ScanResearch A/S

•

Projektformålet er tilstræbt opnået ved gennemførelse af fuldskalaafprøvninger med devalgte UV-baserede teknologier under samtidig gennemførelse af omfattende monite-ringsprogrammer til evaluering af teknologierne.Herudover er gennemført teknisk og økonomisk vurdering af de afprøvede teknologierinkluderende: effektivitet, investeringsomkostninger, energiforbrug, øvrige driftsom-kostninger, særlige forhold, o.a.1.2.2ProjektgruppenProjektet er gennemført af en projektgruppe bestående af DHI, DTU Miljø og GladsaxeSvømmehal – med DHI som projektansvarlig. DHI har varetaget den overordnede pro-jektledelse samt systemforberedelse, etablering af online-målestation inklusive onlineTHM-monitering, web-cam monitering og optælling af badende, datalogning og teleme-trisk dataoverførsel samt – i samarbejde med de relevante teknologileverandører – plan-lægning og gennemførelse af afprøvning af: Chlorominator CLIII 30, Wallenius AOTM900P og Chlorominator CLIII 30 i kombination med ozon og rislereaktor. DTU Miljøhar forestået planlægning og gennemførelse af afprøvning af APOP (vacuum-UV) samtstået for gennemførelse af det kemiske analyseprogram. Gladsaxe Svømmehal har vare-taget en lang række opgaver i forbindelse med tilpasning af varmtvandsbassinets vand-behandlingssystem, samt tilsyn af drift, prøvetagning og analyse af daglige driftspara-metre.

Projektgruppens sammensætning har været:Gert Holm Kristensen, DHI (projektleder)Morten Møller Klausen, DHIKenneth Janning, DHIHenrik Andersen, DTU MiljøErik Arvin, DTU, MiljøHans Jørgen Albrechtsen, DTU MiljøJens Christian Olesen, Gladsaxe SvømmehalJørgen Vienberg, Gladsaxe SvømmehalTom Østmar, Gladsaxe SvømmehalHerudover har:Dr. Lothar Erdinger, Institut for Hygiene, Heidelberg UniversitetProfessor Frants Lauritsen, KU Pharmaværet tilknyttet projektgruppen som videnskabelige konsulenter:1.2.3FølgegruppeProjektet har været tilknyttet en følgegruppe med følgende sammensætning:By- og Landskabsstyrelsen, v/Lise-Lotte Nielsen (formand)By- og Landskabsstyrelsen, v/Anne Christine DuerMiljøstyrelsen, v/Linda BaggeSundhedsstyrelsen, v/Henrik KirkebyDansk Svømmebadsteknisk Forening, v/Henry AndersenDanske Fysioterapeuter, Faggruppen for Bassinterapi, v/Anne DowneyKøbenhavns Kommune, v/Reza HosainzadehGladsaxe Kommune, v/Kim JensenGladsaxe Sportscenter, v/Jens Christian OlesenRambøll, v/Henning HammerichJysk Svømmebadsteknik, v/Birger Nørholm JacobsenAqua System A/S, v/Ole ValbakScanResearch A/S, v/Povl KaasBluetec, v/Mikael JakobsenSkjølstrup & Grønborg ApS – ULTRAAQUA, v/Ole Grønborg

1.3

Rapportens opbygningI kapitel 2 er givet en præsentation af afprøvningsfaciliteterne i form af varmtvandsbas-sinet i Gladsaxe Svømmehal med tilhørende vandbehandlingsanlæg og driftsomstæn-digheder.I kapitel 3 er givet en beskrivelse af de fire teknologier, der har været afprøvet i fuldska-la, samt de involverede virkemåder for teknologierne.Kapitel 4 beskriver det gennemførte forsøgsprogram til afprøvning af de fire teknologiersamt moniteringsprogrammet med måling af badebelastning, online-parametre samtprøvetagnings- og analyseprogram.

I kapitel 5 er resultaterne af de fire teknologiafprøvninger gennemgået, og måleresulta-ter er præsenteret og kommenteret. Endvidere er givet en økonomisk vurdering for hveraf de afprøvede teknologier.Kapitel 6 indeholder en sammenfattende diskussion af de fundne observationer med ud-gangspunkt i en systemforståelse for dannelse og fjernelse af klorbiprodukterne – bun-det klor og THM.I kapitel 7 er sammenfattet konklusioner og anbefalinger.

GLADSAXE SVØMMEHALS VARMTVANDSBASSINVarmtvandsbassinet i Gladsaxe Svømmehal består af et traditionelt varmtvandsbassin,hvor der er koblet et lille, parallelt soppebassin på samme vandbehandlingsanlæg.Varmtvandsbassinets volumen udgør langt størsteparten af det samlede bassinvolumen.Varmtvandsbassinet med tilhørende soppebassin er vist i figur 2.1.Data for varmtvandsbassinet er:•Volumen: 50 m3•Omsætningstid: 30 minutter•Temperatur: 31-34�C

Figur 2.1

Foto fra Gladsaxe Svømmehals varmtvandsbassin.

2.1

VandbehandlingsanlægDet eksisterende vandbehandlingsanlæg for varmtvandsbassinet i Gladsaxe Svømmehaler vist på figur 2.2. Hovedstrømmen er typisk ca. 100 m3/h, mens delstrømmen gennemUV-anlægget typisk ligger på 25-30 m3/h. Delstrømmen gennem det aktive kulfilter lig-ger typisk omkring 10 m3/h.Vandbehandling og monitering af vandkvaliteten omfatter:•Grovfilter (1 stk.)•Sandfilter (6 stk.)•Aktiv kulfilter på delstrøm (1 stk.)•UV-behandling på delstrøm – kombineret mellemtryk (1200W) og lavtryk (1200W)•Klorelektrolyse i in-line-anlæg (2 stk.)•Online-måling af frit klor, pH, redox, og temperatur•Online-styring af frit klor, pH og temperatur

Figur 2.2

Skitse af vandbehandling for Gladsaxe Svømmehals varmtvandsbassin.

2.2

Drift og styringFra bassinet er etableret en målestrøm, der konstant cirkulerer bassinvand til et online-målesystem, der fungerer som basis for anlæggets automatiske styring. Online-målesystemet består af måling af frit klor, pH, temperatur og redox. Frit klor sensorenstyrer klordosering via klorelektrolysen, og der er i forsøgsperioden styret efter et ind-hold af frit klor på 1,0-1,1 mg/l. pH-sensoren styrer dosering af saltsyre, og der er i for-søgsperioden styret efter pH på 7,1.Der er gennem hele forsøgsperioden – og konstant over døgnet – fastholdt en recirkule-ret vandmængde over sandfiltrene på 100 m3/h svarende til en omsætningstid på 30 mi-nutter. Sandfiltrene skylles manuelt med halvdelen af filtrene hver uge, således at skyl-lefrekvensen på filtrene har typisk har været to uger.Gennem forsøgsperioden var det aktive kulfilter lukket af. Dette var valgt på grund afforsøgets lange varighed, hvorunder varierende effektivitet af et aktiv kulfilter vil kunnepåvirke vandkvaliteten forskelligt for forskellige UV-teknologier – og dermed kunnegive anledning til fejltolkninger vedrørende de undersøgte teknologier.

TEKNOLOGIBESKRIVELSERI dette kapitel er de fire UV-baserede vandbehandlingsteknologier, der blev valgt til atdeltage i teknologiafprøvningen, beskrevet.

3.13.1.1

Chlorominator CLIII 30TeknologibeskrivelseChlorominator CLIII 30 er en reaktor udformet i rustfrit stål. Reaktorens volumen er ca.300 liter, og reaktoren er forsynet med en kombination af lavtryks-UV og mellemtryks-UV. En skitse af teknologien er vist på figur 3.1, og et foto er vist på figur 3.2. Tilløb ogafløb er etableret radiært i hver sin ende af reaktoren. I den ene ende af reaktoren er ind-ført 6 stk. 200W lavtrykslamper, og i den anden ende er indført 3 stk. 400W mel-lemtrykslamper. Den samlede effekt er således 2400W ligeligt fordelt mellem lavtryks-UV og mellemtryks-UV.

Figur 3.1

Skitse af den afprøvede Chlorominator CLIII 30 med kombineret lavtryks-UV (1200W) ogmellemtryks-UV (1200W), samt spektrum for de to UV-lampetyper.

Den afprøvede Chlorominator er den UV-teknologi, der er fast installeret i vandkreds-løbet til Gladsaxe Svømmehals varmtvandsbassin. Teknologien er installeret i en del-strøm som vist på figur 3.3, der således illustrerer det aktuelle set-up for afprøvningen.Flow i delstrømmen styres af en pumpe med frekvensomformer og ligger typisk i områ-det 25-30 m3/h.

Figur 3.2

Foto af den afprøvede Chlorominator CLIII 30 placeret i sidestrøm.

Figur 3.3

Vandkredsløb med placering af den afprøvede Chlorominator CLIII 30 i delstrøm.16

3.1.2

VirkemådeChlorominator er designet til at nedbringe indholdet af bundet klor i svømmebadsvandgennem fotolyse af kloraminer. Princippet i teknologien er, at UV-lamperne emittererUV-lys, der absorberes af de uorganiske og organiske kloraminer, som hermed bringes ien øget ustabil energitilstand (exciteret tilstand), der kan føre til nedbrydning af moleky-let. Hastigheden, hvormed nedbrydningen finder sted, er afhængig af en række faktorerså som UV-dosen, koncentrationen af bundne klorkomponenter, graden af lysabsorptionfor de bundne klorkomponenter ved de emitterede lysbølgelængder, kvanteudbyttet ud-trykt som andelen af lysabsorptioner, der fører til nedbrydning, i forhold til det totaleantal lysabsorptioner.Reaktionerne kan for de uorganiske kloraminer beskrives som:2 NH2Cl+HOCl→N2+3 H++3 Cl-+H2O245nmhνhν

4 NHCl2+2 H2O→2 N2+8 H++8 Cl-+O2297nm

4 NCl3+6 H2O

260 & 340 nm

→

hν

2 N2+12 H++12 Cl-+3 O2

Der findes eksempler på, at det eksperimentelt er vist, at nedbrydningen foregår efterandre reaktionsligninger, hvorved der i stedet for kvælstof (N2) dannes nitrat (NO3-) el-ler ammonium (NH4+).I Chlorominatoren anvendes to forskellige typer UV-lamper: lavtryks-UV-lamper (LP),der udsender monokromatisk UV-lys ved en bølgelængde på 254nm og mellemtryks-UV-lamper, der udsender et bredspektret UV-lys i bølgelængdeområdet 200-400nm.Teknologien retter sig således mod nedbrydning af et bredt spektrum af bundne klorforbindelser med forskellige UV-absorptionsmaksima – som eksempelvis monoklora-min (254 nm), dikloramin (207 og 297 nm),Gerardin & Subra (2004),og trikloramin(225, 260 og 343 nm),Schmalz et al. (2007).Også frit klor fotolyseres ved UV-behandling, hvilket er en uønsket tabsreaktion forklor, hvor der dannes uskadeligt forbindelser:2 HOCl→O2+2 Cl-+2H+Imidlertid kan fotolyse af hypoklor også føre til dannelse af reaktive hydroxylradikalerog klorradikaler:hvHOCl→HO⋅ +Cl⋅Fotolysen af det frie klor sker her under dannelse af såkaldte fotooxidanter i form af hy-droxylradikaler (OH¶) og frie klorradikaler (Cl¶), der er endnu stærkere oxidationsmid-ler end klor. Hydroxylradikalet er den altdominerende fotooxidant med hensyn til viderereaktion i vandet, mens reaktionshastigheden af klorradikalerne er uden betydning vedsamtidig tilstedeværelse af organisk stof, der kan reagere med de dannede fotooxidanter.Klorradikalerne udkonkurreres således i høj grad af hydroxylradikalerne for reaktionmed organisk stof, og klorradikalerne vil i langt højere grad reagere med vand og danneyderligere hydroxylradikaler. Den uundgåelige fotolyse af frit klor ved UV-behandlin-gen medfører således et øget klorforbrug.17hυ

3.23.2.1

Wallenius AOTTeknologibeskrivelseDen afprøvede Wallenius AOT M900P er opbygget af to rørformede reaktorer af titani-um – hver forsynet med en 80W lavtryks-UV-lampe. Den samlede installerede UV-effekt var således 160W. De to rør kan forbindes i U-form som vist på skitsen figur 3.4,eller i forlængelse som vist på foto, figur 3.5, der viser teknologiopsætningen, som blevbenyttet ved afprøvningen i Gladsaxe Svømmehal.Tilløb til reaktoren sker i den ene ende og afløb i den anden af den rørformede reaktor.Både tilløb og afløb sidder vinkelret i forhold til reaktorernes længderetning.

Figur 3.4

Skitse af den afprøvede Wallenius AOT M900P (UV/TiO2-reaktor) i U-form.

Figur 3.5

Foto af den afprøvede Wallenius AOT M900P placeret i delstrøm i Gladsaxe Svømmehal.

Wallenius AOT M900P blev installeret i en delstrøm i varmtvandsbassinets vandkreds-løb, som vist i skitsen figur 3.6. Placeringen var således helt tilsvarende placeringen afChlorominator-teknologien, og det benyttede flow i delstrømmen var ligeledes 25 m3/h,svarende til designflow.

Figur 3.6

Vandkredsløb med placering af Wallenius AOT M900P i sidestrøm.19

3.2.2

VirkemådeWallenius AOT er designet til at nedbringe indholdet af bundet klor i svømmebadsvandgennem fotolyse af kloraminer samt gennem nedbrydning af organiske kvælstofforbin-delser via dannelse af hydroxylradikaler – en meget stærk oxidant. De organiske kvæl-stofforbindelser er forløbere til dannelsen af bundet klor i bassinvandet.Fotolysen af bundet klor foregår efter de samme virkningsmekanismer som beskrevet iafsnit 3.1.2, dog med den forskel, at Wallenius AOT M900P er forsynet med lavtryksUV-lamper, der udelukkende udsender mono-kromatisk UV-lys ved en bølgelængde på254nm. Teknologien retter sig således mod fotolyse af bundne klorforbindelser, der harderes maksimale UV-lys absorption i et snævert bånd omkring 254nm. Teknologien ernærmere beskrevet iSterneryd (2008).Dannelsen af hydroxylradikaler i Wallenius AOT består i, at reaktoren på indersiden erbelagt med et lag af halvledermaterialet TiO2, der besidder fotokatalytiske egenskaber.Ved bestråling med UV-lys vil der på overfladen af TiO2dannes et elektronhulpar medet oxidationspotentiale på omkring 3eV. De exciterede elektroner på overfladen dannerefterfølgende ved reaktion med ilt, vand eller hydroxidioner, der er adsorberet på TiO2-overfladen, hydroxylradikaler, som efterfølgende kan oxidere det organiske stof isvømmebadsvandet. Nedbrydningseffektiviteten af organisk stof afhænger af dannel-seshastigheden af hydroxylradikaler og betydningen af konkurrerende hydroxylradikal-reaktioner med den øvrige vandmatrix.

3.33.3.1

UV i kombination med ozon og rislereaktorTeknologibeskrivelseDen afprøvede kombinationsteknologi bestod af en ozongenerator, der produceredeozon fra den omgivende (filtrerede) luft, der blev forsynet til ozongeneratoren via enkompressor. Det dannede ozon blev tilført delstrømmen af bassinvand via en ejektor ogtilført en blandetank. Herfra blev det ozonblandede bassinvand tilført UV-teknologi, deri dette tilfælde bestod af den eksisterende Chlorominator-teknologi med 1200W lav-tryks-UV og 1200W mellemtryks-UV.Fotoet figur 3.7 viser ozonanlægget i forgrunden og UV-anlægget i baggrunden.Ozonanlægget, der blev stillet til rådighed for afprøvningen af Skjølstrup & GrønborgApS – ULTRAAQUA, var et IOCS05-C21 fra Pacific Ozone og havde en kapacitet på21 gram ozon pr. time.Det tilførte ozon blev opbrugt i det efterfølgende UV-anlæg, men for at eliminere en-hver mulighed for, at ozon skulle kunne finde vej til bassinet, blev det ozon- og UV-behandlede bassinvand udluftet i en rislereaktor og ført til udligningstanken. Flowdia-grammet for vandkredsløbet ved afprøvning af UV/ozon og rislereaktor er vist i figur3.9.

Figur 3.7

Foto af den afprøvede UV/ozon-opstilling

Rislereaktoren, der fungerede efter modstrømsprincippet med et antal mellembunde, vardesignet og udlånt til projektet af Skjølstrup & Grønborg ApS – ULTRAAQUA og ervist i figur 3.8. Luftstrømmen gennem rislereaktoren blev reguleret til den nødvendigeluftstrøm til sikring af effektiv afstripning af flygtige komponenter som ozon og THMuden unødigt varmetab via den trinløst regulerbare blæser.

Figur 3.8

Foto af rislereaktor med (ozon- og THM-stripper) afløb til udligningstank.

Figur 3.9

Vandkredsløb med placering af UV/ozon og rislereaktor.

3.3.2

VirkemådeKombinationsteknologien bestående af UV/ozon og rislereaktor virker på forskelligmåde på de forskellige fraktioner af biprodukter og forløbere for biprodukter i form afbundet klor, flygtige biprodukter (THM, primært kloroform) og organisk stof. Detbundne klor fjernes ved fotolyse efter de mekanismer, der er beskrevet i afsnit 3.1.2,idet den eksisterende Chlorominator CLIII 30 anvendes som UV-teknologi i kombinati-onsteknologien.Ved tilsætning af ozon til bassinvandet inden tilløb til UV-reaktoren omdannes teknolo-gien til en såkaldt avanceret oxidations teknologi, idet UV-lyset forårsager fotolyse afden opløste ozon under dannelse af fotooxidanter i form af hydroxylradikaler (OH¶), derefterfølgende kan oxidere det organiske stof i svømmebadsvandet.Rislereaktoren er indsat efter UV-reaktoren for at eliminere enhver mulighed for, atozon skulle kunne finde vej til bassinet. Rislereaktoren bevirker imidlertid også en fjer-nelse af andre flygtige stoffer – herunder flygtige klorerede organiske biprodukter –herunder THM – ved aktiv stripning af de flygtige komponenter til luftfasen. Reaktorer-ne fungerer således også som THM-stripper. Ved stripning udnyttes det, at flygtige stof-fer har en naturlig tendens til at forlade vandfasen og fordampe til den omgivende luft,der ikke indeholder det pågældende stof. Ved kontinuert at blæse ren luft igennem reak-toren sker der en forøgelse af fordampningen af de flygtige stoffer på grund af en kon-22

stant koncentrationsforskel mellem den tilførte luft og vandet. Endvidere bevirker be-luftningen og mellembundene i reaktoren en forøgelse af overflade-/volumen-forholdetfor væsken, der ligeledes medvirker til en øget overførsel af flygtige stoffer fra vand- tilgasfasen.

3.43.4.1

APOPTeknologibeskrivelseAPOP-anlægget fra ScanResearch A/S er bygget op omkring en polykromatisk UV-lampe, som minder om mellemtryks UV-lamperne, der anvendes i Chlorominator-anlægget. APOP-anlæggets lys er baseret på en blanding af andre grundstoffer, som gi-ver et lidt anderledes lysspektrum, der er karakteristisk ved, at der er relativt mere afUV-lyset som har bølgelængder under 250 nm. Indholdet af kviksølv i lampen er desu-den meget lavere end for de traditionelle lamper. Spektrum for lampen er vist i figur3.13.Hver lampe i anlægget er på 700W, og de er placeret parvist i klassiske rørformede re-aktionskamre som vist på figur 3.10. Det afprøvede anlæg har seks reaktorer, som erindsat i to parallelle behandlingslinier. Anlæggets UV-kapacitet på de 12 lamper er så-ledes 8400W, hvilket er væsentligt mere end det nødvendige for at kunne kontrollerebundet klor i den aktuelle bassinstørrelse. Anlægget er leveret med egen cirkulations-pumpe, flowmåler og et el- og styreskab. Opbygningen er vist på figur 3.10 og på fotofigur 3.11. Indplaceringen af teknologien i en delstrøm i vandkredsløbet er vist i figur3.12.

Figur 3.10

Skematisk tegning af APOP-anlæg.

Figur 3.11

Foto af APOP-anlæg.

Figur 3.12

Vandkredsløb med placering af APOP-teknologi i delstrøm ved afprøvningen.

3.4.2

VirkemådeAPOP-reaktoren er udstyret med vacuum-UV-lamper, der ligesom mellemtryks-UV-lamperne udsender et bredspektret UV-lys, og med hensyn til fotolyse af det bundneklor virker APOP-reaktoren efter samme virkemåde som beskrevet i afsnit 3.1.2. Deforskellige kloraminer, der kan forekomme i badevand, absorberer lys i forskellige om-råder, som illustreret på figur 3.13.APOP-lampen udsender imidlertid også en mindre del af UV-lyset ved bølgelængdermindre end 200 nm. Dette lysområde absorberes kraftigt af vandmolekyler, og energienfører til spaltning af vand under dannelse af reaktive hydroxylradikaler:2H2O→2 HO⋅ +H2λ <200 nmhυ

Disse radikaler er meget effektive til at oxidere organisk materiale, og dette lys kan der-for bidrage til at holde NVOC-koncentrationen nede og dermed eventuelt reducere dan-nelsen af klorerede organiske forbindelser.

100

Relativ lysintensitet %

NCl3NHCl2NH2ClNH2ClOCl-

NH2Cl

H2O

HOCl

0150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

Bølgelængde (nm)Figur 3.13Spektrum af APOP-lampe og lysabsorptionsområde for forskellige klorspecier og vand.

44.1

TEKNOLOGIAFPRØVNINGForsøgsprogramTeknologiafprøvningen har strakt sig over perioden fra ultimo 2007 til april 2009.Første del af programmet var at tilpasse det eksisterende vandkredsløb knyttet til varmt-vandsbassinet i Gladsaxe Svømmehal til den efterfølgende teknologiafprøvning. Herun-der skulle – ud over justeringer i rørsystem og udskiftning til pumpe med variabel ydel-se og flowmåler – også etableres faciliteter til online-monitering af badende samtonline-monitering af THM i bassin og andre steder i vandkredsløbet. Af hensyn til mo-nitering af energiforbrug for centrale installationer blev der installeret et antal bimålere.Sideløbende blev der truffet aftaler med teknologileverandører, der var interesseret i atdeltage i projektet med afprøvning af relevant UV-baseret teknologi.Forsøgsprogrammet omfattede afprøvning af de fire beskrevne UV-baserede vandbe-handlingsteknologier:••••Chlorominator CLIII 30 (lavtryks-UV og mellemtryks-UV)Wallenius AOT M900P (lavtryks-UV og avanceret oxidation)UV/ozon (Chlorominator CLIII 30 kombineret med avanceret oxidation ved dose-ring af ozon før UV)APOP (Vacuum-UV og avanceret oxidation)

Tabel 4.1 viser en oversigt over teknologiafprøvningens hovedfaser, der ud over tekno-logiafprøvningen også inkluderede referencefaser med monitering af vandsystemet udenUV-teknologier som udgangspunkt for vurderinger af teknologiernes formåen.

Tabel 4.1

Oversigt over teknologiafprøvningen i Gladsaxe Svømmehal.

Periode9.-18. marts 200822. marts - 14. april 200816. - 24. april 20084. - 20. maj 200822. - 31. maj 200823. -30. juni 20081. juli -18. august 200819. august - 26. september 200827. september - 3. oktober 20087. – 24. oktober 200825. oktober – 24. november 200825. november - 9. december 200823. februar - 11. marts 200912. - 27. marts 200928. marts - 14. april 2009

ForsøgsbeskrivelseChlorominator med kombineret lavtryks-UV (1200W) ogmellemtryks-UV (1200W); 25 m3/hChlorominator med mellemtryks-UV (1200W); 25 m3/hChlorominator med lavtryks-UV (1200W); 25 m3/hChlorominator med kombineret lavtryks-UV (1200W) ogmellemtryks-UV (1200W); 25 m3/hReferenceperiodeReferenceperiodeWallenius AOT M900P; 25 m3/hReferenceperiodeRislereaktor alene; 15 m3/hChlorominator + ozon; 7 m3/h og 3 ppm ozonChlorominator + ozon; 15 m3/h og 1,5 ppm ozonRislereaktor alene; 15 m3/hAPOP 12 lamper; 8400W; 25 m3/hAPOP 4 lamper; 2800W; 25 m3/hReferenceperiode

4.1.1

Chlorominator CLIII 30Afprøvningen af Chlorominator CLIII 30 omfattede dels målinger af teknologiens ka-pacitet – dvs. den maksimale formåen til reduktion af bundet klor med bundet klor ioverskud og uden belastning (badende) – og dels monitering af den resulterende effektaf teknologien på vandkvaliteten i bassinet under normal drift.Ved forsøgene med bestemmelse af teknologiens kapacitet blev UV-teknologien slukketi en periode – typisk 1-3 døgn – for at tillade bundet klor at bygge op. Når koncentratio-nen var nået op på et passende niveau, blev Chlorominator-teknologien tændt en afteneller eftermiddag (weekend) efter lukketid. Herefter blev koncentrationen af bundet klorfulgt med tiden til næste morgen, hvor bassinet igen blev belastet. Med kendskab til sy-stemets volumen var det herefter muligt at bestemme kapaciteten af teknologien. Så-danne forsøg blev udført for at bestemme kapaciteten af henholdsvis Chlorominatorensmellemtryks-UV og lavtryks-UV hver især og i kombination.Herudover er Chlorominatorens evne til at påvirke niveauet af bundet klor i bassinet be-stemt ved henholdsvis 1200W mellemtryks-UV, 1200W lavtryks-UV og kombinationenaf de to typer UV (i alt 2400W). Varigheden af disse forsøg har for Chlorominatorensvedkommende været godt to måneder.Ved afprøvningen af Chlorominatoren er anvendt et flow gennem teknologien svarendetil designflow i intervallet 25-30 m3/h.

Hvor teknologien har indgået i kombination med andre teknologier – eksempelvisUV/ozon og rislereaktor – har der af andre hensyn være benyttet lavere flow, hvilketkan betyde, at teknologiens kapacitet til fjernelse af bundet klor ikke udnyttes fuldt ud.Ved kapacitetsbestemmelser er der fokuseret på målinger af bundet klor, mens der un-der langtidsafprøvningen ud over bundet klor er gennemført et større moniteringsarbej-de af en række parametre som beskrevet i kapitel 4.2.4.1.2Wallenius AOT M900PAfprøvningen af Wallenius AOT M900P har omfattet afprøvning af teknologiens evnetil at påvirke niveauet af bundet klor i varmtvandsbassinet ved langtidsdrift med tekno-logien. Afprøvningen blev startet op primo juni 2008, men måtte efter nogle ugers driftafbrydes på grund af problemer med en utæthed. Efterfølgende blev der startet op på ny,og teknologien blev afprøvet gennem en periode på ca. syv uger.Ved afprøvningen er anvendt et flow svarende til designflow på 25 m3/h, og der er gen-nemført et større moniteringsprogram som beskrevet i kapitel 4.2.4.1.3UV/ozon og rislereaktorVed afprøvningen af denne kombinationsteknologi er som UV-teknologi anvendt denpermanent installerede Chlorominator. Denne teknologis evne til fjernelse af bundetklor er tidligere undersøgt særskilt, og der er derfor ikke foretaget kapacitetsbestemmel-ser for denne parameter med kombinationsteknologien.Kombinationsteknologien er undersøgt i flere faser. Der blev startet op – og sluttet af –med at koble udelukkende rislereaktoren ind for at undersøge effekten af denne tekno-logi alene. Efterfølgende blev UV-teknologien koblet ind og til sidst ozonteknologien.Ozonteknologien blev afprøvet for to ozonniveauer, henholdsvis 3 ppm ozon og 1,5ppm ozon, idet effektiviteten af den avancerede oxidationsproces vides at være afhæn-gig af ozonkoncentrationen.Som følge af, at ozongeneratorens kapacitet var begrænset til 21 gram ozon pr. time, vardet nødvendigt at justere det hydrauliske flow i delstrømmen for at styre ozonkoncentra-tionen, der blev tilledt UV-reaktoren sammen med bassinvandet. Der blev derfor benyt-tet to delstrømsflow på henholdsvis 7 m3/h og 15 m3/h. Begge disse flow ligger underdesignflow for Chlorominatoren, og der blev derfor ved denne forsøgsserie ikke opnåetden optimale fjernelse af bundet klor. Teknologien er imidlertid undersøgt særskilt, sådata for effektiviteten over for bundet klor foreligger fra andre forsøg.Da der ved denne kombinationsteknologi er anvendt en rislereaktor for at sikre modozontilførsel til bassinet, er der i forbindelse med afprøvningen foretaget en grundiganalyse af rislereaktorens formåen over for de flygtige komponenter i bassinvandet –herunder naturligvis især THM. Forsøgsarbejdet har således ud over det sædvanlige om-fattende moniteringsprogram beskrevet i kapitel 4.2 også omfattet online-målinger afTHM før og efter UV/ozon samt før og efter rislereaktor. Endvidere er gennemført må-linger til karakterisering af rislereaktorens påvirkning af de flygtige komponenter alene– dvs. uden den avancerede oxidations teknologi.Forsøgsarbejdet med kombinationsteknologien strakte sig over ca. 2,5 måneder.

4.1.4

APOPDer er udført tre eksperimenter for at beskrive APOP-anlæggets funktion. De to førstetest har haft til formål direkte at måle anlæggets funktion, mens den tredje del af af-prøvningen har været en test af anlæggets påvirkning af vandkvaliteten ved kontinuertdrift.Karakteriseringen af APOP-anlægget med hensyn til fjernelse af bundet klor har beståeti en systematisk variation af gennemstrømningshastigheden og antallet af lamper, der ertændt, mens der er målt klor og bundet klor i til- og afløbet til APOP-anlægget. Resulta-tet er en direkte karakterisering af fjernelsen af de to klortyper ved fotolyse.Desuden er der udført en kapacitetstest af anlæggets evne til at fjerne bundet klor fra dethøje niveau, der findes i referencetilstanden.Der er gennemført målinger over ca. to uger, mens anlægget kørte med 4 lamper(2800W) tændt. En tilsvarende måleperiode er kørt, hvor der er behandlet med alle 12lamper (8400W), som testanlægget er leveret med.

4.2

MoniteringsprogramFor at sikre en tilstrækkelig dokumentation for effekten af de afprøvede teknologier påvandkvaliteten i bassinvandet har den omfattende teknologiafprøvning været fulgt af etlige så omfattende måleprogram. I tabel 4.2 er der givet et overblik over alle de para-metre – såvel online som off-line – der er anvendt i moniteringen af de afprøvede tekno-logiers effekt på bassinvandskvaliteten.Tabel 4.2Oversigt over vandkvalitetsparametre der er anvendt under teknologiafprøvningen.

OnlineFrit klor (Elektrode – ændret til automatiseret DPD-metode i løbet af testperioden efter vedvarende pro-blemer med stabilitet af forskellige elektroder)pHRedoxTrihalomethaner, THM (MIMS)Badebelastning(Automatiske web-cam fotos hvert 15. minut – efter-følgende manuel optælling)

Off-lineFrit klor (DPD-metode)

Bundet klor (DPD-metode)NVOC (non-volatile organic carbon)Trihalomethaner, THMAOX (kloreret organisk stof)THM-dannelsespotentialeAOX-dannelsespotentiale

Med hensyn til off-line-parametrene er der gennemført et dagligt driftsmoniteringspro-gram for at dokumentere systemets respons på den installerede teknologi, og derudoverer der gennemført mere intensive moniteringsprogrammer i perioder, hvor teknologier-nes aktuelle fjernelseskapacitet skulle evalueres. En oversigt over målefrekvensen foroff-line-parametrene under det daglige driftsmoniteringsprogram er givet i tabel 4.3.

Tabel 4.3 Målefrekvens for off-line parametre ved driftsovervågning.

Off-lineFrit klor (DPD)Bundet klor (DPD)NVOC

THM

AOXTHM-dannelsespotentialeAOX-dannelsespotentiale

Målefrekvens under driftsmoniteringDagligt, 4-dobbelte bestemmelser morgen og aftenDagligt, 4-dobbelte bestemmelser morgen og aftenDaglig prøvetagning det første halve år af perioden og herefterhver anden dag, da det på baggrund af måledata blev vurde-ret, at denne hyppighed ville være tilstrækkeligPrøvetagning hver anden dag i de første tre måneder af perio-den herefter frafaldet på grund af stor måleusikkerhed. MIMS-data og hyppig kalibrering af MIMS anvendes i stedet ved vur-deringenPrøvetagning gennemsnitligt hver 3.-4. dagPrøvetagning gennemsnitligt hver 5. dagPrøvetagning gennemsnitligt hver 5. dag

I det følgende vil analysemetoderne til enkelte af ovenstående parametre blive gennem-gået overordnet for at give en forståelse for, hvad resultaterne udtrykker og hvordan deer fremkommet.Online-registrering af THMMIMS (Membrane Inlet Mass Spectrometry) er en veletableret metode til direkte analy-se af flygtige stoffer i vandig opløsning. MIMS anvender en tynd polymermembran somden eneste barriere mellem vandprøven og vakuumkammeret i massespektrometeret. Deflygtige komponenter opløses i og transporteres igennem membranen, hvor de fordam-per ind i massespektrometeret, hvor de ioniseres og analyseres efter deres molvægt. Iprojektet er MIMS’en sat op til at måle instrumentsignalet ved de karakteristiske ionerfor kloroform, bromdiklormethan, og dibromklormethan. Målesignalet ved de enkelteparametre blev kalibreret over for friskfremstillede standarder med faste intervaller, så-ledes at koncentrationerne kunne bestemmes. Målesignalet blev logget hver 10. sekundog midlet over 5 minutter, således at der hvert 5. minut blev beregnet en koncentrationaf de udvalgte stoffer.Et foto af den anvendte MIMS i drift i Gladsaxe Svømmehal er vist i figur 4.1.

Figur 4.1

Foto af MIMS til online-registrering af THM.

Yderligere information om måling og resultater opnået med MIMS’en kan findes iKri-stensen et al. (2009) og Kristensen et al. (2010).TOC/NVOCBassinvandets indhold af organisk stof har en direkte indflydelse på dannelsen af klore-rede organiske biprodukter via reaktion med det frie klor. Det er forventeligt, at et lavtindhold af organisk stof vil bevirke et lavt indhold af klorerede organiske biprodukter.Karakteren af det organiske stof spiller dog i den sammenhæng en betydelig rolle, idetselv lave indhold af organisk stof med stor reaktivitet i forhold til klor vil kunne bidragebetydeligt til dannelsen af organiske desinfektionsbiprodukter.Der er i projektet målt NVOC som en engelsk forkortelse for Non Volatile OrganicCarbon – ikke flygtigt organisk kulstof – der er en samleparameter, som angiver fore-komsten af organisk kulstof i vandprøven, men forskellen fra ”ægte” TOC er uden be-tydning for denne prøvetype.NVOC bestemmes ved at syre prøven ned til pH 2 og herefter at uddrive CO2. DenCO2-fri prøve oxideres herefter ved en kombination af UV og tilsætning af persulfat(K2S2O8), hvorefter den dannede CO2ved oxidation af de organiske stoffer måles.THM-dannelsespotentiale THM-DPUd over at følge dynamikken i THM-koncentrationen med MIMS er der i forsøgsperio-den udtaget prøver til måling af THM-dannelsespotentialet for at få et indtryk af, omteknologierne bevirker en ændring i det organiske stofs reaktivitet i forhold til dannelseaf THM ved reaktion med det frie klor. Denne parameter er et estimat for, hvor megetTHM, der vil dannes i vandet over lang tid ved fortsat klorering, ud fra det organiskemateriale og sammensætning af halogenider i vandet.

Den anvendte metode er tilpasset efter principperne i den AmerikanskeStandardMethods for the Examination of Water and Wastewatermetode 5710, hvor reaktionsti-den med klor er forkortet fra syv til to døgn. De to døgns reaktionstid er valgt for at sik-re metodemæssig overensstemmelse med andre internationale undersøgelser af denneparameter.Parameteren bestemmes ved, at prøver af bassinvand tilsættes en buffer og kloropløs-ning, så pH bliver 7,0, og klorindholdet bliver 5 mg/l. Prøven henstår 48 timer, hvor detresterende klorindhold skal være mindst 2,0 mg/L. Klorindholdet fjernes ved tilsætningaf overskud af sulfit, og THM bestemmes ved GC-MS.AOX – Adsorberbart Organisk Halogen og AOX-dannelsespotentiale AOX-DPAOX (Adsorberbart organisk halogen) er et mål for det samlede indhold af kloreredeorganiske biprodukter i bassinvand. AOX dannes ved reaktion mellem klor og organi-ske stoffer i vandet, og graden af AOX-dannelse er bestemt af flere faktorer, herunderbåde temperatur, pH, klorkoncentration og ikke mindst koncentrationen og strukturen afdet organiske stof. Bassinvandets indhold af organiske stoffer vil således have et vistpotentiale for dannelse af AOX. AOX-dannelsespotentiale udtrykker potentialet for deorganiske stoffer i en given vandtype til at danne AOX ved reaktion med klor. Dette po-tentiale kan bestemmes ved velkontrollerede laboratorieforsøg, hvor vandprøven tilsæt-tes et kloroverskud på ca. 5 mg/l, hvorefter det reagerer i mørke i 48 timer. Herefter be-stemmes AOX-koncentrationen, der således udtrykker AOX-dannelsespotentialet. Derer derfor i forsøgsperioden løbende udtaget prøver til måling af AOX og AOX-dannel-sespotentialet for at kunne vurdere, hvorvidt teknologierne bevirker en ændring i reakti-viteten af det organiske stof over for det frie klor.AOX bestemmes ved at vandprøven bringes i kontakt med en veldefineret aktiv kul-disk i en given tid, hvorved de klorerede organiske stoffer adsorberer på kullet. Eftervask med henblik på at fjerne uorganisk klorid vådoxideres kuldisken fuldstændigt vedreaktion med perklorat og persulfat ved 100�C. Det frigivne klorid og bromid kvantifi-ceres ved farvereaktionen med kviksølvthiocyanat, og AOX udtrykkes efterfølgendesom mg klorid pr. liter.

RESULTATERI dette kapitel er dels præsenteret de observerede data for de vigtigste parametre af be-tydning for biproduktdannelsen under teknologiafprøvningen og dels præsenteret resul-tater af selve teknologiafprøvningen.

5.1

Driftsparametre gennem forsøgsperiodenFor at sikre sammenlignelighed af målte vandkvalitetsdata under forsøgsperioderne medde forskellige UV-teknologier er det afgørende, at bassinets driftsparametre (frit klor,temperatur, redox og pH) har været stabile og styret indenfor relativt snævre intervaller.I første del af forsøgsperioden var der periodevist problemer med online-måling og sty-ring af det frie klor. Et nyt sensorsystem blev prøvet af uden held, og først ved skift tilden automatiserede DPD-metode stabiliseredes online-måling og styring. Styringspro-blemerne resulterede i periodevis forhøjede frit klor koncentrationer, hvilket også frem-går af figur 5.2, der viser de manuelt udførte frit klor målinger i hele forsøgsperioden.Udsvingene i det frie klor indhold har ligeledes medført udsving i redoxpotentialet, idetdisse parametre er koblet til hinanden. Styringen af pH og temperatur var stabil i heleperioden.

Figur 5.1

Frit klor koncentration i bassinet gennem afprøvningsperioden – manuelle målinger.

For at sikre sammenlignelighed af de målte vandkvalitetsværdier under afprøvningen afde forskellige teknologier er der derfor gennemført en omfattende kvalitetssikring af da-ta med udelukkelse af vandkvalitetsdata, der er påvirket i perioder med forhøjede frieklor indhold i bassinet. De vandkvalitetsdata, der præsenteres i de efterfølgende afsnit,er således genereret under rimeligt ensartede driftsforhold for bassinet, og observeredeforskelle i vandkvalitetsdata er derfor i videst muligt omfang udtryk for forskellighederi teknologiernes effektivitet og/eller badebelastningen af bassinet i de forskellige for-søgsperioder.35

5.2

BadebelastningUd over at driftsforholdene skal være ensartede under forsøgsperioderne med teknolo-gierne er det af betydning ved vurderingen af vandkvalitetsdataene i forsøgsperioderneat kende badebelastningen. Med den etablerede monitering af badebelastningen gennemoptælling på fotos, der er taget fire gange pr. time, er der genereret et omfattende data-materiale for badebelastningen. Dette gør det muligt at inddrage badebelastningen vedsammenlignende vurdering af teknologiernes påvirkning af vandkvaliteten. For at kunnehåndtere de mange belastningsdata har det været nødvendigt at gennemføre en matema-tisk og statistisk behandling af de enkelte 15 minutters værdier for at kunne omregnedisse til brugbare værdier i teknologivurderingen.Indledningsvis er dagsbelastningen opgjort ved at summere samtlige 15 minutters vær-dier for hver dag. Med en antaget gennemsnitlig personopholdstid i bassinet på 30 mi-nutter er alle badende talt to gange, og summen af samtlige 15 minutters værdier forhver dag er derfor divideret med to for at repræsentere belastningen i antal badende pr.dag. Den daglige badebelastning ved 30 minutter pr. badende i forsøgsperioden fremgåraf figur 5.2. Som det fremgår af figuren, er der tale om meget store variationer, menmed hovedparten af data i intervallet 200-300 badende pr. dag.

Figur 5.2

Oversigt over antal badende pr. dag gennem teknologiafprøvningen ved antagelse af gen-nemsnitligt 30 minutters personopholdstid i bassin.

I figur 5.3 er vist fraktildiagrammer for fordelingen af de samtidigt badende fra web-cam-observationerne for hver 15 minutter for hele forsøgsperioden og for referencepe-rioden. Figur 5.4 viser tilsvarende fraktildiagrammer for antallet af dagligt badendegennem hele perioden og i referenceperioden under antagelse af en gennemsnitlig bade-tid på 30 minutter.

Figur 5.3

Fraktildiagrammer for antallet af samtidigt badende I bassinet ved kvarterobservationer –dels for hele afprøvningsperioden og dels for referenceperioden.

Figur 5.4

Fraktildiagrammer for antallet af badende pr. dag for hele afprøvningsperioden samt for refe-renceperioden.

Tabel 5.1 viser det gennemsnitlige antal badende pr. dag for hele forsøgsperioden og dettilsvarende gennemsnit for referenceperioden. Som det fremgår af figur 5.3 og figur 5.4samt tabel 5.1, var den gennemsnitlige belastning i referenceperioden repræsentativ forperioden som helhed.Tabel 5.1Gennemsnitligt antal badende pr. dag for hele perioden og for referenceperioden

PeriodeHele periodenReferenceperioden

Gennemsnitligt antal badende pr. dagved 30 minutter pr. badende223 � 12228 � 16

Med baggrund i de bearbejdede belastningsdata er det muligt at kompensere for badebe-lastning ved sammenligning af de opnåede vandkvalitetsdata i de forskellige forsøgspe-rioder og dermed forbedre sammenligneligheden af effektiviteten og kapaciteten af tek-nologierne.

5.2.1

Variationer i THM-indholdet i bassinvandetFor at vurdere indflydelsen af teknologierne på THM-indholdet er det afgørende at tagehensyn til øvrige processer i svømmebadssystemet, der påvirker THM-koncentrationen.Med den etablerede online-monitering af THM-koncentrationen har det været muligt atopnå et solidt kendskab til disse processer, der giver det bedst tænkelige grundlag for atskelne mellem ændringer i THM-koncentrationen, der skyldes teknologierne, og æn-dringer der skyldes systemprocesserne. I det følgende vil systemprocesserne indled-ningsvist blive gennemgået, inden effekten af teknologierne vil blive præsenteret.Generelt kunne det observeres, at koncentrationen af THM i bassinvandet varierede be-tydeligt henover en dag – fra dag til dag og over en uge, hvilket viser, at THM-koncen-trationen er en særdeles dynamisk parameter, der på samme tid er påvirket af mange pa-rametre og processer. Variationen i THM over en dag fulgte imidlertid et typisk møn-ster, hvor koncentrationen faldt fra åbningstid til lukketid af bassinet, hvorefter den stegi løbet af natten. Et typisk tidsprofil for THM-koncentrationen over en uge fremgår affigur 5.5.

Figur 5.5

Typisk variationsmønster for THM-komponenter i bassinet – 17. februar 2008 er en søndag.

Faldet i THM-koncentrationen over dagen skyldes stripning af primært kloroform frabassinvandoverfladen på grund af aktivitet fra de badende og fra en vand-jet, der aktive-res i bassinet hver morgen, og som fungerer som en form for svømmetræner. Forøgelseni THM-koncentrationen fra lukketid og henover natten skyldes, at THM-dannelses-hastigheden overstiger fjernelseshastigheden ved den passive stripning, der foregår, nårder ikke er aktivitet i bassinet. Et typisk billede var, at de højeste værdier for THM blevfundet søndag og mandag morgen, hvor den forhøjede weekendbelastning slog igennemi THM-dannelsen, se figur 5.5.Resultaterne illustrerer således, at de processer, der er bestemmende for THM-koncentrationen i bassinvandet, er komplekse. Det må således forventes, at variationer iklorkoncentration, badebelastning, vandaktiviteter, returskylningsfrekvens af sandfiltre,osv. har en betydelig indflydelse på det aktuelle THM-niveau. Resultaterne viser derfor38

også, at fortolkning af eksperimentelle undersøgelser, der er baseret på lavfrekvent stik-prøvetagning i svømmebade med høj temperatur og høj belastning, kan føre til misfor-ståelser og alvorlige fejlkonklusioner vedrørende sammenhænge mellem proces-ser/teknologier og vandkvaliteten i svømmebade. Resultater af undersøgelser, derbaserer sig på stikprøvetagning i forhold til THM-koncentrationen, kan således havebegrænset værdi.5.2.2Indflydelse af saltdoseringKlordoseringen i varmtvandsbassinet foregår ved in-line klorelektrolyse af NaCl i bas-sinvandet. Denne proces kræver et forhøjet indhold af klorid i bassinvandet, hvorfor dermed varierende frekvens – afhængig af friskvandstilførslen – tilsættes salt til bassinvan-det. Online-moniteringen af THM kunne således afsløre, at saltdoseringen til bassin-vandet havde en betydelig indflydelse på såvel sammensætningen som koncentrationenaf THM i bassinvandet. Fænomenet er illustreret på figur 5.6.

Figur 5.6

Ændring i THM-koncentration og sammensætning efter salttilsætning.

Af figuren fremgår det, at koncentrationen af såvel bromdiklormethan som total-THMstiger betydeligt umiddelbart efter saltdoseringen. Den mest sandsynlige forklaring pådette er, at det tilsatte salt indeholder sporniveauer af bromid(Br-), der ved oxidation afdet frie klor omdannes til hypobromit/hypobromsyre(HBrO), som ved reaktion med detorganiske stof i bassinvandet danner bromerede THM’er – i dette tilfælde udelukkendebromdiklormethan. Det er velkendt, at hypobromsyre danner højere THM-koncen-trationer end klor,Judd & Jeffrey (1995).Det forhøjede niveau af bromdiklormethanses at forblive i bassinet i 2-3 dage efter salttilsætningen. Dette skyldes, at bromdiklor-methan ikke i samme grad som kloroform strippes ud af vandet, men primært fjernesved fotolyse af Chlorominator-teknologien. Det er velkendt, at bromerede THM’er rela-tivt let fotolyseres ved hjælp af UV-lys, men udbyttefaktoren for denne fotolyseproceser relativt lille, hvorfor nedbrydningshastigheden kan være langsom,Legrini et al.(1993).Generelt har tilsætningen af salt vanskeliggjort fortolkningen af de eksperimentelle re-sultater til trods for, at saltdoseringsstrategien blev ændret undervejs i retning af at til-39

sætte mindre portioner af salt, men med en øget frekvens. Ved fortolkning af THM-resultaterne i såvel referenceperioder som perioder med teknologiafprøvning er der der-for foretaget en frasortering af data, som har været under indflydelse af salttilsætning.5.2.3Indflydelse af badebelastningSom det fremgår af figur 5.5, optræder den maksimale daglige THM-koncentration ommorgenen lige før åbning og den laveste daglige THM-koncentration lige før lukketid.Derudover ses det, at den maksimalt daglige THM-koncentration varierer fra dag tildag, hvilket kunne indikere en indflydelse fra badebelastningen. For at undersøge ind-flydelsen fra badebelastningen på THM-koncentrationen er der lavet et korrelationsplotmellem den daglige tilvækst i THM-koncentration (fra om aftenen til om morgenen)mod den daglige badebelastning ved 30 minutter pr. badende. Tilvæksten i THM-plottetmod badebelastning er vist på figur 5.7.

Figur 5.7

Daglig tilvækst i THM-koncentration som funktion af den daglige badebelastning.

Som det ses af korrelationskoefficienten (R2=0,33), er der kun en svag statistisk korrela-tion mellem den daglige THM-tilvækst og den daglige badebelastning, om end data somhelhed viser en tydelig tendens til stigende daglig THM-tilvækst med stigende dagligbelastning. Den lidt svage statistiske korrelation skyldes den store spredning på dataene,der må tages som et udtryk for kompleksiteten i de processer, der påvirker THM-koncentrationen i svømmebade, og at mange parametre på en gang påvirker den aktuelleTHM-koncentration.En anden årsag til den store spredning på dataene kan også være, at badebelastningenpåvirker THM-dannelsen på forskellige tidsskalaer. Der er en umiddelbar og hurtigTHM-dannelse – sandsynligvis fra reaktioner direkte på de badendes hud lige når debadende hopper i vandet,Erdinger et al. (2005).Derudover er der en langsommeredannelse fra større organiske molekyler, der frigives fra huden, og som akkumulerer ivandet og væsentligt langsommere omdannes til THM,Glauner et al. (2004).Endelig erder en THM-dannelse fra organiske partikler, der akkumulerer i sandfiltrene i perioder-ne mellem returskylning. Badebelastningen vil derfor sandsynligvis påvirke THM-dannelsen gennem både umiddelbare og akkumulative mekanismer, hvorfor en mere ty-delig statistisk korrelation mellem den daglige THM-tilvækst og den direkte daglige ba-debelastning ikke kan forventes.

Indflydelsen af badebelastningen på THM-dannelsen og koncentrationen af THM erimidlertid tilstrækkelig stor til, at der ved vurdering af UV-teknologiernes effekt påTHM-niveauet bør tages hensyn til variationer i den daglige badebelastning i de forskel-lige driftsperioder.

5.3

Chlorominator CLIII 30I det følgende er resultater fra afprøvning af lavtryks-UV og mellemtryks-UV alene og ikombination i Chlorominator-teknologien gennemgået og diskuteret.

5.3.1

BadebelastningBadebelastningen gennem Chlorominator-forsøgsperioden er illustreret i figur 5.8 og fi-gur 5.9. Figurerne viser fraktildiagrammer for antal samtidigt badende (som observeretud fra fotos taget hvert kvarter) og fraktildiagrammer, der viser dagligt antal badendeunder antagelse af, at den gennemsnitlige badetid er 30 minutter. Data for badebelast-ning er givet i Annex 1.Som det ses af figur 5.8, ligger fraktildiagrammer for samtidigt antal badende for bådelavtryks-UV (LP) og kombineret lavtryks-UV og mellemtryks-UV (MP+LP) tæt påfraktilen for de samlede referenceperioder, Perioden med mellemtryks-UV (MP) udvi-ser lidt højere belastning. Når der omregnes til estimeret antal badende pr. dag, figur5.9, er forskellen mere tydelig.

Figur 5.8

Fraktildiagram for antal badende samtidigt i bassinet for Chlorominator-forsøgsperiodensamt for referenceperioder.

Figur 5.9

Fraktildiagram for antal badende pr. dag for Chlorominator-forsøgsperioden samt for refe-renceperioder.

I tabel 5.2 er angivet middelværdier og spredning for de forskellige forsøgsperioder medChlorominator CLIII 30. Af tabellen fremgår det, at den gennemsnitlige daglige belast-ning har været større i forsøgsperioderne med henholdsvis den kombinerede MP+LP-og MP-lamperne tændt i forhold til referenceperioden, mens der i forsøgsperioden medLP alene har været samme belastning som referenceperioden. Belastningen har dog kunværet moderat højere i perioden med MP.Tabel 5.2Gennemsnitlig badebelastning for Chlorominator-forsøgsperioden samt for referenceperio-der.

Forsøgsperiode

Kombineret MP+LPMP, mellemtryks-UVLP, lavtryks-UVReferenceperiode

Gennemsnitligt antal badendepr. dag ved 30 minutterpr. badende246�24264�22221�21228�16

Gennemsnitligt antal badendesamtidigt i bassinet10 � 0,612 � 0,79,5 � 0,99,5 � 0,3

5.3.2

Bundet klor, fjernelseskapacitet af ChlorominatorChlorominator er beregnet til at nedbringe indholdet af bundet klor i svømmebadsvandgennem velkendt fotolyse af kloraminer, der udgør en del af de bundne klorforbindelseri svømmebadsvand. For at fastlægge fjernelseskapaciteten for bundet klor for Chloro-minator CLIII 30 er der gennemført nedbrydningsforsøg, hvor Chlorominatoren blevslukket om dagen for at øge koncentrationen af bundet klor i bassinvandet og tændt igenefter lukketid for at bestemme bundet klor nedbrydningshastigheden om natten, hvorder ikke var badende.Bundet klor nedbrydningshastighederne blev bestemt for de forskellige lampekombina-tioner i Chlorominatoren. Eksempler på nedbrydningskinetikken for de tre lampekom-binationer fremgår af figur 5.10. Data for nedbrydningsforsøg er givet i Annex 3.

Figur 5.10

Bundet klor nedbrydningsforsøg med UV-behandling med Chlorominator med forskelligekombinationer af UV-teknologi, LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

Nedbrydningen af bundet klor følger således en første ordens reaktion, hvilket betyder,at nedbrydningshastigheden er proportional med koncentrationen. For nærmere infor-mation se Annex 6. På figur 5.10 er vist den initielle nedbrydningshastighed af bundetklor tilnærmet en konstant fjernelseshastighed med startkoncentration omkring 0,5 mg/lbundet klor.I det aktuelle system ses nedbrydningshastigheden af bundet klor at blive betydeligtlangsommere eller gå helt i stå ved en bundet klor koncentration omkring 0,2-0,3 mg/l.Dette kan ikke umiddelbart forklares ved reduceret nedbrydningshastighed som følge afkinetikken alene, men indikerer tilstedeværelsen af en pulje af meget langsomt nedbry-delige bundet klorforbindelser. I perioder, hvor bassinet har været lukket og uden be-lastning i 1-2 dage, blev det observeret, at Chlorominator-teknologien kunne nedbrydeogså disse langsomt nedbrydelige forbindelser, idet koncentrationen af bundet klor faldttil 0,1-0,15 mg/l. Denne nedbrydning foregik dog uhyre langsomt.Nedbrydningshastigheden af bundet klor afhænger af koncentrationerne, således at ha-stigheden falder med faldende koncentration.Nedbrydningshastigheden ses endvidere at være langsommere for lavtrykslamperne(LP) end for mellemtrykslamperne (MP) og de kombinerede lamper (MP+LP). Dettekan forklares ved en lav udbyttefaktor for fotolysen af monokloramin (0,4 mol/Es,Watts & Linden (2007))som lavtrykslamperne primært er målrettet mod, idet lavtryks-lamper udelukkende udsender lys ved en bølgelængde på 254nm, som er tæt på UV-absorptionsmaksimum for monokloramin. Endvidere kan det skyldes, at indholdet afmonokloramin i bassinvand er lavt, hvilket er vist i et nyere studie, hvor der er anvendtMIMS til identifikation af bundet klor forbindelser,Li & Blatchley (2007).Den væsent-ligt højere nedbrydningshastighed, der ses for mellemtrykslamperne og de kombineredelamper, kan forklares ved det meget bredere spektrum af UV-lys, som udsendes fra mel-lemtrykslamperne, der målretter sig mod nedbrydning af andre bundet klor forbindelsermed andre UV-absorptionsmaksima som eksempelvis dichloramin (207 og 297 nm),

Gerardin & Subra (2004),og trichloramin (225, 260 og 343 nm),Schmalz et al. (2007),samt sandsynligvis også en række organiske kloraminforbindelser.På grund af tilstedeværelsen af puljen af langsomt nedbrydelige bundet klor forbindelserer bundet klor fjernelseskapaciteten for Chlorominator-teknologien bestemt ud fra deinitielle nedbrydningshastigheder som vist på figur 5.11. Baseret på data i figur 5.11 kanbundet klor fjernelseskapaciteten for de forskellige lampekombinationer i Chloromina-tor-teknologien estimeres til henholdsvis: 0,4 g bundet klor/h for LP, 1,3 g bundet klor/hfor MP og 1,3 g bundet klor/h for MP+LP.Imidlertid kunne det observeres, at den initielle nedbrydningshastighed som forventetvar afhængig af koncentrationen af bundet klor, og de estimerede maksimale bundetklor fjernelseskapaciteter varierede således fra 0,4 til 2,8 g bundet klor/h afhængig aflampetype og koncentrationsniveau for bundet klor. Bundet klor fjernelseskapacitetenfor de forskellige lampekombinationer i Chlorominator-teknologien er sammenfattet itabel 5.3, hvor de højeste fjernelsesrater svarer til et niveau af bundet klor omkring 1mg/l, data i Annex 3.Tabel 5.3Observerede bundet klor fjernelseskapaciteter for Chlorominator CLIII 30 i området ca. 0,4-1mg/l bundet klor.

Lampekombination

1200 W LPLavtryks-UV

1200 W MPMellemtryks-UV

2400 W LP+MPLavtryks-UV ogmellemtryks-UV1,3-2,8

Maksimal bundet klorfjernelseskapacitet [g/h]

0,4-1,0

1,3-2,6

5.3.3

Bundet klor i bassin ved drift med ChlorominatorUd over at estimere de opnåelige bundet klor fjernelseskapaciteter for Chlorominator-teknologien er der ved forsøgsarbejdet foretaget monitering af, hvilket koncentrations-niveau af bundet klor der forventeligt kan opnås ved længere tids kontinuert drift medvarierende belastning. Idet bundet klor typisk stiger i løbet af dagen, er koncentrationenmålt både morgen og aften. På den måde fås også et billede af teknologiens formåen tilat holde bundet klor nede i løbet af dagen.I figur 5.11 fremgår således morgen- og aftenkoncentrationer af bundet klor i bassinet iforsøgsperioden med Chlorominator-teknologien samt for de samlede referenceperioderuden UV-behandling. Data for bundet klor er givet i Annex 3.Af figuren fremgår, at der selv med konstant fjernelse af bundet klor ved hjælp af UV-behandlingen ses en stigning i koncentrationen af bundet klor i bassinet i løbet af dagen,således at der blev nået en maksimal koncentration ved lukketid. Moniteringen af bun-det klor viser altså, at dannelseshastigheden af bundet klor i åbningstiden - med den ak-tuelt installerede effekt af UV-behandlingen – overstiger fjernelseskapaciteten. Den ob-serverede stigning i bundet klor i løbet af en dag var typisk 0,1-0,2 mg/l. Sammenfatten-de ses det, at Chlorominator-teknologien kan opretholde et gennemsnitligt koncentrati-onsniveau af bundet klor på 0,3-0,4 mg/l sammenholdt med en gennemsnitlig bundetklor koncentration på 0,8-1,1 mg/l i referenceperioderne.

Figur 5.11

Bundet klor i bassinet under længere tids drift af Chlorominator med forskellige kombinatio-ner af UV-teknologi og for referenceperioder. LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

Med henblik på sammenligning af de forskellige lampekombinationers effektivitet un-der længere tids drift, er der i tabel 5.4 angivet minimum, maksimum og gennemsnitligemorgen- og aftenværdier for bundet klor koncentrationen samt den gennemsnitlige dag-lige badebelastning ved 30 minutter pr. badende for de forskellige forsøgs- og referen-ceperioder.Tabel 5.4Data for morgen- og aftenværdier af bundet klor og badebelastning for de forskellige for-søgsperioder med Chlorominator CLIII 30 og for de samlede referenceperioder.

Gennemsnit morgen[mg/l]Minimum morgen[mg/l]Maksimum morgen[mg/l]Gennemsnit aften[mg/l]Minimum aften[mg/l]Maksimum aften[mg/l]Badebelastning[Badende/dag]

Mellemtryks-UVog lavtryks-UVMP+LP0,30�0,030,200,430,47 � 0,050,410,54246�24

Mellemtryks-UVMP0,33�0,040,260,470,49 � 0,030,330,70264�22

Lavtryks-UVLP0,39�0,050,310,510,53 � 0,040,460,58221�21

Reference0,82�0,050,671,031,08 � 0,050,731,31228�16

Af tabellen fremgår det, at der til trods for den målte lavere nedbrydningskapacitet forbundet klor hos LP-lamperne kun observeres en svagt højere bundet klor koncentration ibassinet om morgenen (0,4 mg/l) sammenlignet med forsøgsperioderne med MP- ogMP+LP-lamperne (0,3 mg/l). Imidlertid, er det også værd at bemærke, at den dagligebadebelastning i forsøgsperioden med LP-lamperne har været lavere end forsøgsperio-45

derne med MP- og MP+LP-lampekombinationerne samt og måske især, at forsøgsperi-oden med LP var kort. Det angivne gennemsnitlige niveau for bundet klor for LP-perioden er derfor næppe fuldt sammenlignelig med de andre perioder, og det må anbe-fales at anvende mellemtryks-UV, når der sigtes mod reduktion af bundet klor.Stigningen i forbruget af frit klor ved UV-behandlingen, der fotolyserer både frit ogbundet klor, var typisk omkring 20% ved brug af kombineret lavtryks-UV og mellem-tryks-UV.5.3.4THM i bassin ved drift med ChlorominatorSom tidligere vist varierede THM betydeligt over dagen med maksimalværdier ommorgenen og minimalværdier ved lukketid. For at vurdere Chlorominator-teknologiensindflydelse på THM-indholdet i bassinet er der taget udgangspunkt i de maksimale, mi-nimale og gennemsnitlige daglige THM-koncentrationer i de forskellige driftsperiodermed Chlorominator-teknologien. Disse værdier er sammenlignet med tilsvarende værdi-er fra de akkumulerede referenceperioder.Figur 5.12 viser denne sammenligning. Data for THM er givet i Annex 4.Som det fremgår af figur 5.12, er der store variationer i THM-koncentrationen – delsdagligt og dels mellem de enkelte dage i de enkelte perioder. Den store variation i THMi de enkelte perioder skyldes forventeligt primært variationer forårsaget af varierendebelastning – dels daglige variationer i antal badende og dels variationer i ”intern” be-lastning fra organisk stof akkumuleret i sandfiltre. Data, der er påvirket af ikke-optimalklorstyring eller salttilsætning med tilhørende THM-toppe, er sorteret fra og indgår ikkei vurderingen. De store variationer i de daglige THM-koncentrationer i de enkelte peri-oder med og uden UV-teknologi viser, at det er svært umiddelbart at identificere gene-relle tendenser ved teknologisammenligning, med mindre der foreligger et betydeligtdatamateriale og/eller effekterne er betydelige. Anvendelsen af online-måling til evalue-ring af THM-data er derfor helt afgørende i den sammenhæng. Der bør endvidere vedvurdering af data tages hensyn til belastningen med badende.For at vurdere effekten af Chlorominator CLIII 30 på THM-koncentrationen er data forde daglige maksimale, minimale og gennemsnitlige THM-koncentrationer behandletstatistisk og endvidere normeret i forhold til badebelastningen i de respektive perioder.Resultaterne af den statistiske databehandling er sammenfattet i tabel 5.5.Data viser således, at der i de forskellige driftsperioder med Chlorominator-teknologienobserveres THM-koncentrationer, som er sammenlignelige med koncentrationerne forreferenceperioderne uden UV. I perioderne med MP- og LP-lamper observeres tydeligtlavere THM-koncentrationer – også når der kompenseres beregningsmæssigt for denændrede belastning. Der kan ikke umiddelbart gives en forklaring på de lavere koncen-trationer, som således må tilskrives variationer i driftsforhold kombineret med relativtkorte forsøgsperioder.

Figur 5.12

THM-koncentrationer i forsøgsperioden med Chlorominator CLIII 30 samt i referenceperioder.Figuren viser: Maksimal daglig (morgen) THM, Minimal daglig (aften) THM og dagligt gen-nemsnit for THM. LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

Sammenfattende må det konkluderes, at der ikke ved anvendelse af ChlorominatorCLIII 30 er observeret nogen påvirkning af THM-koncentrationen i bassinvandet.Tabel 5.5Data for de maksimale, minimale og gennemsnitsværdier for daglige THM-koncentrationerfor forsøgsperioden med Chlorominator CLIII 30 samt for referenceperioder.

Gennemsnit THM morgen[�g/l]Minimum THM morgen [�g/l]Maksimum THM morgen[�g/l]Gennemsnit THM aften [�g/l]Minimum THM aften[�g/l]Maksimum THM aften[�g/l]Gennemsnitlig THM-koncentration i forsøgsperiode[�g/l]Badebelastning[Badende/dag]Gennemsnitlig THM-koncentration normeret i for-hold til badebelastning[�g/l⋅badende pr. dag]

Mellemtryks-UVog lavtryks-UVMP+LP54�5,5286732 � 8,91350

Mellemtryks-UVMP37�4,8166219 � 2,8937

Lavtryks-UVLP34�6,4234423 � 3,71627

Reference50�2,3257032 � 1,91545

43 � 9,2246�24

27 � 3,7264�22

29 � 5,2221�21

41 � 2,2228�16

0,17 � 0,06

0,10 � 0,02

0,13 � 0,04

0,18 � 0,03

5.3.5

Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med ChlorominatorI forsøgsperioderne med afprøvning af Chlorominator er der løbende udtaget stikprøvertil måling af en række andre vandkvalitetsparametre med indflydelse på klorbiprodukt-dannelsen i svømmebade. Disse omfatter målinger af NVOC, AOX, AOX-DP (AOX-47

dannelsespotentiale) og THM-DP (THM-dannelsespotentiale). I det følgende er resulta-terne af disse målinger gennemgået og diskuteret for driftsperioderne med Chloromina-tor og sammenholdt med referenceperioderne.NVOCFigur 5.13 viser resultaterne af NVOC-målingerne gennem forsøgsperioden med Chlo-rominator samt referenceperioderne. Data for NVOC er givet i Annex 5.Som det fremgår af figuren, er der tale om betydelige naturlige variationer forårsaget afvariationer i belastning, filterskylning, vandudskiftning, mv.

Figur 5.13

NVOC-koncentration i bassinvandet i forsøgsperioden med Chlorominator samt referen-ceperioder. LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

I hele perioden ses NVOC-indholdet at ligge i intervallet 2-5 mg/l, hvilket ligger i denhøje ende af tidligere rapporterede NVOC-koncentrationer i bassinvand på (0,7-5,6 mgNVOC/l; median 1,4 mg NVOC/l),Glauner & Frimmel (2006), Miljøstyrelsen,(2007b).Der ses således ingen indflydelse af Chlorominator-teknologien på NVOC-koncentrationen i bassinvandet i forhold til referenceperioden, hvilket heller ikke er for-venteligt, idet ren fotolyse af organiske stoffer som nævnt ovenfor normalt ikke vil be-virke nedbrydning af organiske stoffer,Legrini et al. (1993).AOX og AOX-DPI figur 5.14 er vist målingerne af AOX og AOX-DP for forsøgsperioden med Chloromi-nator samt for referenceperioder. Data for AOX og AOX-dannelsespotentiale er givet iAnnex 5.Generelt ses der store variationer i de målte koncentrationer af AOX og AOX-DP i deenkelte perioder. Bortset fra enkelte målinger ligger AOX-dannelsespotentialet et styk-ke over de aktuelle AOX-værdier, og der er således som også forventet et ikke-udnyttetpotentiale i det organiske stof til at danne AOX ved øget klorkoncentration og reakti-onstid. AOX-indholdet ligger dog generelt væsentligt højere end i tyske publicerede re-sultater for AOX-indholdet i bassinvand på 0,13-0,24 mg/l,Glauner & Frimmel (2006),Glauner et al. (2005).Dette skyldes sandsynligvis primært et højere indhold af frit klor48

end det, der typisk benyttes i tyske svømmebade, kombineret med et højere indhold aforganisk stof (NVOC) i bassinet i forhold til de omtalte bassiner, og et højere indhold aforganisk stof i sandfiltrene end svarende til tyske forhold med hyppigere filterskyl ogstørre vandskifte.De meget store ”naturlige” variationer gør det umiddelbart svært på baggrund af målin-gerne at identificere påvirkninger i vandkvaliteten ved drift med Chlorominator CLIII30. Sammenfattende kan det dog konkluderes, at eventuelle teknologi-inducerede på-virkninger af AOX og AOX-DP i bassinvandet helt overskygges af de daglige ”naturli-ge” variationer i parametrene.

Figur 5.14

AOX-koncentrationen og AOX-dannelsespotentialel i bassinvandet for forsøgsperiodenmed Chlorominator samt for referenceperioder. LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

THM-dannelsespotentialeFigur 5.15 viser resultaterne af målingerne af THM-dannelsespotentiale for forsøgsperi-oden med Chlorominator og for de akkumulerede referenceperioder. Data for THM-dannelsespotentiale er givet i Annex 5.THM-dannelsespotentialet ses at være relativt konstant i hele perioden med hovedpartenaf værdierne i intervallet 80-140μg/l.Umiddelbart har Chlorominator-teknologien såle-des ingen indvirkning på det organiske stofs evne til at danne THM med det frie klor, ogdette understøtter resultaterne af THM-moniteringen med MIMS, der viste, at der ikkevar forhøjede THM-værdier i forsøgsperioden med Chlorominator i forhold til referen-ceperioderne – se figur 5.12.

Figur 5.15

THM-dannelsespotentiale i bassinvandet for forsøgsperioden med Chlorominator CLIII 30samt for referenceperioder. LP=lavtryks-UV; MP=mellemtryks-UV.

5.3.6

Økonomi for anlæg baseret på Chlorominator CLIII 30I tabel 5.6 er givet en oversigt over udgifterne til investering og drift af ChlorominatorCLIII 30. Investeringsomkostninger er baseret på oplysninger fra leverandør, og drifts-udgifterne er baseret på resultater fra aktuelle målinger ved teknologiafprøvningen. Be-regningerne er baseret på en kWh-pris for el på 1,20 kr. og en kWh-pris for varme på0,60 kr.Tabel 5.6Investering og driftsudgifter for Chlorominator CLIII 30.

Investering:Chlorominator CLIII 30PumpeFlowmålerRør/elInvestering i altDriftsudgifter:UV-teknologiPumpeEkstra klorforbrugLampeskiftVarmebesparelse fra UV (85%)Driftsudgifter i alt

DKK100.00025.00010.00020.000155.000DKK/år24.2002.1001.2006.500-10.30023.700

5.45.4.1

Wallenius AOT M900PBelastning med badende under afprøvning af Wallenius AOTBadebelastningen gennem forsøgsperioden med drift af Wallenius AOT M900P er illu-streret i figur 5.16 og figur 5.17. Figur 5.16 viser fraktildiagrammer for antal samtidigtbadende (som observeret ud fra fotos taget hvert kvarter), og figur 5.17 viser fraktildia-

grammer, der illustrerer dagligt antal badende under antagelse af, at den gennemsnitligebadetid er 30 minutter. Data for badebelastning er givet i Annex 1.

Figur 5.16

Fraktildiagram for antal badende samtidigt i bassinet under Wallenius AOT-forsøgsperiodensamt referenceperioder.

Figur 5.17

Fraktildiagram for antal badende pr. dag under Wallenius AOT-forsøgsperioden samt refe-renceperioder.

Som det ses af figur 5.16, ligger fraktildiagrammer for samtidigt antal badende for Wal-lenius AOT-perioden lidt højere end fraktilen for de samlede referenceperioder, Når deromregnes til estimeret antal badende pr. dag, figur 5.17, er forskellen endnu tydeligere.I tabel 5.7 er angivet middelværdier og spredning for forsøgsperioden med WalleniusAOT og for den akkumulerede referenceperiode. Af tabellen fremgår det, at den gen-nemsnitlige daglige belastning har været 30% større i forsøgsperioden med WalleniusAOT i forhold til referenceperioden.Ved vurdering af de resulterende vandkvalitetsparametre vil der således være grund tilat tage hensyn til denne højere gennemsnitsbelastning.

Tabel 5.7

Gennemsnitlig badebelastning for Wallenius AOT-forsøgsperioden samt referenceperioder.

ForsøgsperiodeWallenius AOT M900PReferenceperioder

Gennemsnitligt antal badende pr. dagved 30 minutter pr. badende296 � 24228 � 16

5.4.2

Bundet klor i bassin ved drift med Wallenius AOTDet var ved drift med Wallenius AOT ikke muligt at foretage egentlige kapacitetsbe-stemmelser hen over perioder efter lukketid, hvor der ikke var belastning af varmt-vandsbassinet. Den observerede fjernelseshastighed var for lav, så perioderne uden be-lastning – lørdag eftermiddag til søndag morgen – var for korte til, at der kunneforetages en kvalificeret bestemmelse af fjernelsesraten.Belysningen af teknologiens evne til at fjerne bundet klor er derfor primært foretagetved monitering af, hvilket koncentrationsniveau af bundet klor i bassinet der forvente-ligt kan opnås ved længere tids kontinuert drift med den naturlige badebelastning. I fi-gur 5.18 fremgår således koncentrationen af bundet klor i bassinet i forsøgsperiodenmed Wallenius AOT-teknologien samt for de samlede referenceperioder uden UV-behandling. Data for bundet klor er givet i Annex 3.Med henblik på sammenligning af effektivitet under længere tids drift, er der i tabel 5.8angivet minimum, maksimum og gennemsnitlige morgen- og aftenværdier for bundetklor koncentrationen samt den gennemsnitlige daglige badebelastning ved 30 minutterpr. badende for Wallenius AOT og for de akkumulerede referenceperioder.Sammenfattende ses det af figur 5.18, at perioden med afprøvning af Wallenius AOT iden aktuelle afprøvningssituation ikke påvirkede niveauet af bundet klor markant i for-hold til referenceperioden.Af tabel 5.7 fremgår det, at Wallenius AOT-teknologien kan opretholde et gennemsnit-ligt koncentrationsniveau af bundet klor i bassinet på 0,8-0,9 mg/l sammenholdt med engennemsnitlig bundet klor koncentration på 0,8-1,1 mg/l i referenceperioderne. Den in-stallerede teknologi har altså haft kapacitet til at sænke niveauet af bundet klor med 0,1-0,2 mg/l ved den aktuelle belastning og ved de aktuelle niveauer af bundet klor.

Figur 5.18

Bundet klor i bassin under afprøvning af Wallenius AOT og i referenceperioder.

Det skal erindres, at den gennemsnitlige belastning i perioden med afprøvning af Wal-lenius AOT var 30% højere end belastningen i de akkumulerede referenceperioder. Så-danne periodevise variationer forekommer imidlertid i svømmebade, og det må konklu-deres, at der forventeligt skal installeres større UV-effekt for markant at påvirkeniveauet af bundet klor i et bassin af den aktuelle type, såfremt teknologien er enestebehandlingsteknologi til reduktion af bundet klor.Det øgede forbrug af klor var beskedent og kunne ikke bestemmes, da det blev overlej-ret af de variationer i klordosering, der blev forårsaget af belastningsvariationer.Tabel 5.8Data for morgen- og aftenværdier af bundet klor og badebelastning for de forskellige for-søgsperioder med Wallenius AOT og referenceperioder.

Bundet klorGennemsnit morgen [mg/l]Minimum morgen [mg/l]Maksimum morgen[mg/l]Gennemsnit aften [mg/l]Minimum aften [mg/l]Maksimum aften [mg/l]Badebelastning [Badende/dag]

Wallenius AOT M900P0,81�0,040,531,170,94 � 0,050,671,23296�24

Reference0,82�0,050,671,031,08 � 0,050,731,31228�16

5.4.3

THM i bassin ved drift med Wallenius AOTFigur 5.19 viser maksimale, minimale og gennemsnitlige daglige THM-koncentrationeri de forskellige driftsperioder med Wallenius AOT. Disse værdier er sammenlignet medtilsvarende værdier fra de samlede referenceperioder. Som det fremgår, er der tale ombetydelige variationer i THM-koncentration – både de enkelte dage og hen over for-søgsperioden. Data for THM er givet i Annex 4.Den store variation i THM i de enkelte perioder skyldes – som nævnt under Chloromi-nator-teknologien – forventeligt primært variationer forårsaget af varierende belastning;53

dels daglige variationer i antal badende og dels variationer i ”intern” belastning fra or-ganisk stof akkumuleret i sandfiltre. Data, der er påvirket af ikke-optimal klorstyring el-ler salttilsætning med tilhørende THM-toppe, er sorteret fra og forstyrrer således ikkebilledet. Af figur 5.19 ses, at der ikke er nogen tydelig tendens til forskelle i niveau mel-lem de to perioder.

Figur 5.19

THM i bassin under afprøvning af Wallenius AOT og i referenceperioder. Figuren viser:Maksimal daglig THM, Minimal daglig THM og dagligt gennemsnit for THM.

For nærmere at kunne vurdere effekten af Wallenius AOT på THM-koncentrationen erdata for de daglige maksimale, minimale og gennemsnitlige THM-koncentrationer be-handlet statistisk, og der er ydermere beregnet gennemsnit, der er normeret i forhold tilden gennemsnitlige badebelastning i de respektive perioder for at tage højde for påvirk-ningen fra denne. Resultaterne af den statistiske databehandling er sammenfattet i tabel5.9.Tabel 5.9Data for de maksimale, minimale og gennemsnitsværdier for daglige THM-koncentrationer iforsøgsperioden med Wallenius AOT samt i referenceperioder.

Gennemsnit THM morgen [�g/l]Minimum THM morgen [�g/l]Maksimum THM morgen [�g/l]Gennemsnit THM aften [�g/l]Minimum THM aften [�g/l]Maksimum THM aften [�g/l]Gennemsnitlig THM-koncentration i forsøgsperiode[�g/l]Badebelastning [Badende/dag]Gennemsnitlig THM-koncentration normeret i forholdtil badebelastning [�g/l⋅badende pr. dag]

Wallenius AOTM900P59�3,6308337 � 2,0225048 � 2,7296�240,16 � 0,01

Reference50�2,3257032 � 1,9154541 � 2,2228�160,18 � 0,03

Som det fremgår af tabellen, er gennemsnittet for THM i perioden med Wallenius AOTsvagt højere end gennemsnittet for referenceperioderne – 48 �g/l mod 41 �g/l. Når der54

imidlertid kompenseres for den højere belastning, ses et svagt lavere gennemsnit på0,16 �g/l pr. badende pr. dag mod 0,18 �g/l pr. badende pr. dag. Med de observeredenaturlige variationer for THM i bassinvandet må det konkluderes, at der ikke ved tekno-logiafprøvningen ses nogen påvirkning af THM-koncentrationen ved drift med Walle-nius AOT M900P.5.4.4Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med Wallenius AOTI forsøgsperioderne med afprøvning af Wallenius AOT M900P er der løbende udtagetstikprøver til måling af en række andre vandkvalitetsparametre med indflydelse på klor-biproduktdannelsen i svømmebade. Disse omfatter målinger af NVOC, AOX, AOX-DP(AOX-dannelsespotentiale) og THM-DP (THM-dannelsespotentiale). I det følgende erresultaterne af disse målinger gennemgået og diskuteret for driftsperioden med Walle-nius AOT og sammenholdt med referenceperioderne.NVOCFigur 5.20 viser de målte koncentrationer af NVOC for forsøgsperioden med WalleniusAOT og for de akkumulerede referenceperioder. Data for NVOC er givet i Annex 5.Som det fremgår af figuren, er der tale om store variationer i NVOC – med hovedpartenaf værdierne i intervallet 3-5 mg/l. På baggrund af figuren synes der at være en tydeligeffekt på NVOC i bassinvandet af den højere belastning med badende i perioden medafprøvning af Wallenius AOT i forhold til referenceperioderne.

Figur 5.20

NVOC under afprøvning af Wallenius AOT og i referenceperioder.

På baggrund af NVOC-målingerne, som vist i figur 5.20, synes det rimeligt at slutte, atden avancerede oxidationsproces hos Wallenius AOT M900P ikke i den aktuelle af-prøvning var i stand til at sænke NVOC-niveauet i bassinvandet.AOX og AOX-dannelsespotentialeI figur 5.21 er vist målingerne af AOX og AOX-DP for forsøgsperioden med WalleniusAOT samt for referenceperioder. Data for AOX og AOX-dannelsespotentiale er givet iAnnex 5.

Generelt ses der store variationer i de målte koncentrationer af AOX og AOX-DP i deenkelte perioder. Bortset fra enkelte målinger ligger AOX-dannelsespotentialet et styk-ke over de aktuelle AOX-værdier, og der er således som også forventet et ikke-udnyttetpotentiale i det organiske stof til at danne AOX ved øget klorkoncentration og reakti-onstid.De meget store variationer og den deraf følgende store spredning på parameterværdier-ne gør det umiddelbart svært på baggrund af de relativt få målinger at identificere tyde-lige tendenser i forhold til drift af Wallenius AOT-teknologien. Sammenfattende må detkonkluderes, at eventuelle teknologi-inducerede påvirkninger af AOX og AOX-DP ikkeer markante og overskygges af de daglige ”naturlige” variationer i parametrene.

Figur 5.21

AOX og AOX-dannelsespotentiale under afprøvning af Wallenius AOT og for referenceperi-oder.

THM-dannelsespotentialeFigur 5.22 viser resultaterne af målingerne af THM-dannelsespotentiale for forsøgsperi-oden med Wallenius AOT og for de akkumulerede referenceperioder. Data for THM-dannelsespotentiale er givet i Annex 5.

Figur 5.22

THM-dannelsespotentiale i bassinvandet i forsøgsperioden med Wallenius AOT og for refe-renceperioder.

THM-dannelsespotentialet ses at udvise betydelig variation i hele perioden med hoved-parten af værdierne i intervallet 60-120μg/l.Wallenius AOT synes således ikke at på-virke det organiske stofs evne til at danne THM med det frie klor, og dette understøtterresultaterne af THM-moniteringen med MIMS, som viste, at der ikke var forhøjedeTHM-værdier i forsøgsperioden med Wallenius AOT i forhold til referenceperioderne.5.4.5Økonomi for anlæg baseret på Wallenius AOT M900PI tabel 5.10 er givet en oversigt over udgifterne til investering og drift af et anlæg base-ret på Wallenius AOT M900P svarende til den aktuelle teknologiafprøvning. Investe-ringsomkostninger er baseret på oplysninger fra leverandører, og driftsudgifterne er ba-seret på resultater fra aktuelle målinger ved teknologiafprøvningen. Beregningerne erbaseret på en kWh-pris for el på 1,20 kr. og en kWh-pris for varme på 0,60 kr.Tabel 5.10Investering og driftsudgifter for Wallenius AOT M900P.

Investering:Wallenius AOT M900PPumpeFlowmålerRør/elInvestering i altDriftsudgifter:UV-teknologiPumpeEkstra klorforbrugLampeskiftVarmebesparelse fra UV (85%)Driftsudgifter i alt

DKK70.00025.00010.00020.000125.000DKK/år1.60010.500-2.500-70013.900

5.55.5.1

UV/ozon og rislereaktorBelastning med badende under UV/ozon afprøvningBadebelastningen gennem forsøgsperioden med drift af UV/ozon og rislereaktor er illu-streret i figur 5.23 og figur 5.24. Figur 5.23 viser fraktildiagrammer for antal samtidigtbadende (som observeret ud fra fotos taget hvert kvarter), og figur 5.24 viser fraktildia-grammer, der illustrerer dagligt antal badende under antagelse af, at den gennemsnitligebadetid er 30 minutter. Data for badebelastning er givet i Annex 1.Som det ses af figur 5.23, ligger fraktildiagrammer for samtidigt antal badende forUV/ozon-perioden lidt højere end fraktilen for de samlede referenceperioder, Når deromregnes til estimeret antal badende pr. dag, figur 5.24, er forskellen tydeligere. For-skellen er dog begrænset.

Figur 5.23

Fraktildiagram for antal badende samtidigt i bassinet under UV/ozon-forsøgsperioden samtreferenceperioder.

Figur 5.24

Fraktildiagram for antal badende pr. dag under UV/ozon-forsøgsperioden samt reference-periode.

I tabel 5.11 er angivet middelværdier og spredning for forsøgsperioden med UV/ozonog for den akkumulerede referenceperiode. Af tabellen fremgår det, at den gennemsnit-lige daglige belastning har været omkring 15% større i UV/ozon-forsøgsperioden i for-hold til de samlede referenceperioder – altså en moderat højere belastning.Tabel 5.11Gennemsnitlig badebelastning for UV/ozon/rislereaktor forsøgsperioden samt for de samle-de referenceperioder.

ForsøgsperiodeUV/ozon + rislereaktorReferenceperioder

Gennemsnitligt antal badende pr. dagved 30 minutter pr. badende264 � 20228 � 16

5.5.2

Bundet klor i bassin ved drift med UV/ozon og rislereaktorVed teknologiafprøvningen med UV/ozon er ikke foretaget egentlige kapacitetsmålin-ger hen over perioder efter lukketid uden belastning af varmtvandsbassinet. Dette skyl-des, at der ved denne teknologikombination blev benyttet den samme UV-teknologi,som er afprøvet tidligere, nemlig den permanent installerede Chlorominator CLIII 30.Kapaciteten til bundet klor fjernelse er således den samme som i afsnit 5.3.Ved forsøgsarbejdet er der ved belysningen af kombinationsteknologiens evne til atfjerne bundet klor foretaget monitering af, hvilket koncentrationsniveau af bundet klorder forventeligt kan opnås ved længere tids kontinuert drift med den naturligt varierendebelastning.I figur 5.25 fremgår således koncentrationen af bundet klor i bassinet for forsøgsperio-den med UV/ozon og rislereaktor samt for de samlede referenceperioder. Data for bun-det klor er givet i Annex 3.Ved teknologiafprøvningen er benyttet to forskellige flow i delstrømmen for at teste toforskellige koncentrationer af ozon til den avancerede oxidation – henholdsvis 3 mg/l (7m3/h) og 1,5 mg/l (15 m3/h).Af figuren fremgår, at der med den kontinuerlige fjernelse af bundet klor ved UV-behandlingen med kombinationsteknologien – ligesom ved de to tidligere belyste tekno-logier – ses en stigning i koncentrationen af bundet klor i bassinet i løbet af dagen, såle-des at der blev nået en maksimal koncentration ved lukketid. Stigningen var typisk afstørrelse 0,1-0,2 mg/l, som også observeret ved de andre teknologier.Det ses også, at niveauet af bundet klor var lavere for perioden med det højere flow på15 m3/h. Denne forskel skyldes, at UV-anlægget var designet til 25-30 m3/h, hvorfor derved det her anvendte laveste flow ikke kunne opnås maksimal effekt af UV-behand-lingen. UV-teknologien er imidlertid ved denne afprøvning tilpasset en optimering afden avancerede oxidation og ikke den direkte fotolyse af bundet klor.Tabel 5.12 viser minimum, maksimum og gennemsnitlige morgen- og aftenværdier forbundet klor koncentrationen samt den gennemsnitlige daglige badebelastning ved 30minutter pr. badende for UV/ozon og rislereaktor og for de akkumulerede referencepe-rioder.Det bundne klor i bassinet varierede ved denne afprøvning for det højeste flow omtrentsom ved afprøvningen af Chlorominator-teknologien (MP+LP) alene. Gennemsnitligt låbundet klor i intervallet 0,32-0,44 mg/l (tabel 5.12) til sammenligning med intervallet59

0,30-0,47 mg/l ved Chlorominator alene (tabel 5.4). Der kunne altså ikke konstateresnogen forbedret effekt på denne parameter. Hverken afstripning ved passage af rislere-aktor eller eventuel fjernelse af forløbere for bundet klordannelse ved avanceret oxidati-on var altså i stand til at påvirke indholdet af bundet klor.

Figur 5.25

Bundet klor i bassin under afprøvning af UV/ozon og for referenceperioder.

Stigningen i forbruget af klor var af samme størrelse – omkring 20% – som også fundetved afprøvningen af Chlorominator CLIII 30 alene.Tabel 5.12Data for morgen- og aftenværdier af bundet klor og badebelastning for de forskellige for-søgsperioder med UV/ozon og rislereaktor og referenceperioder.

Bundet klorGennemsnit morgen [mg/l]Minimum morgen [mg/l]Maksimum morgen[mg/l]Gennemsnit aften [mg/l]Minimum aften [mg/l]Maksimum aften [mg/l]Badebelastning [Badende/dag]

UV/Ozon7 m�/h0,41�0,030,330,600,56 � 0,030,450,67271�35

UV/Ozon15 m�/h0,32�0,020,200,450,44 � 0,030,330,75213�22

Reference0,82�0,050,671,031,08 � 0,050,731,31228�16

5.5.3

THM i bassin ved drift med UV/ozon og rislereaktorFigur 5.26 viser maksimale, minimale og gennemsnitlige daglige THM-koncentrationeri de forskellige driftsperioder med UV/ozon- og rislereaktor-teknologien. Disse værdierer på figuren sammenholdt med tilsvarende værdier fra de samlede referenceperioder.Data for THM er givet i Annex 4. Som det fremgår, er der tale om betydelige variatio-ner i THM-koncentration – både de enkelte dage og hen over forsøgsperioden.Den store variation i THM i de enkelte perioder skyldes som tidligere nævnt forvente-ligt primært variationer forårsaget af varierende belastning – dels daglige variationer iantal badende og dels variationer i ”intern” belastning fra organisk stof akkumuleret i60

sandfiltre. Data, der er påvirket af ikke-optimal klorstyring eller salttilsætning med til-hørende THM-toppe, er sorteret fra og forstyrrer således ikke billedet.På figur 5.26 ses, at der er tydelig reduktion i THM-niveauet i bassinet ved drift med al-le tre kombinationer af teknologien. Det ses også, at der ved denne afprøvning er om-trent samme effekt på THM, hvad enten der anvendes avanceret oxidation eller ej.THM-niveauet ved anvendelse af UV og rislereaktor alene synes at give samme effekt,som når der tilsættes ozon foran UV-behandlingen.

Figur 5.26

THM i bassin under afprøvning af UV/ozon/rislereaktor og i referenceperioder. Figuren viser:Maksimal daglig THM, Minimal daglig THM og dagligt gennemsnit for THM.

For at kunne vurdere effekten af kombinationsteknologien på THM-koncentrationen erdata for de daglige maksimale, minimale og gennemsnit for THM-koncentrationer be-handlet statistisk, og der er ydermere beregnet gennemsnit, som er normeret i forhold tilden gennemsnitlige badebelastning i de respektive perioder for at tage højde for eventu-elle påvirkninger fra denne. Resultaterne af den statistiske databehandling er sammen-fattet i tabel 5.13.Som det fremgår af tabellen, er gennemsnittet for THM i bassinet i alle tre perioder medafprøvning af kombinationsteknologien markant lavere end THM i referenceperioderne.Det ses også, at der opnås samme THM-koncentrationer ved begge niveauer af ozon,27-28 �g/l, og samme niveau som ved anvendelse af UV og rislereaktor alene, 26 �g/l.Når der kompenseres for badebelastning, fås samme billede med 0,10-0,12 �g/l pr. ba-dende pr. dag ved anvendelse af teknologien mod 0,18 �g/l pr. badende pr. dag for refe-renceperioden.Sammenfattende må det konkluderes, at der blev fundet tydelig effekt ved anvendelse afkombinationsteknologien, men at der ikke under de herskende forhold blev opnået no-gen forbedring ved anvendelse af avanceret oxidation i form af ozontilsætning. Kombi-nationsteknologiens effekt må således alene tilskrives effekten af rislereaktorens funkti-on som THM-stripper.61

Tabel 5.13

Data for de maksimale, minimale og gennemsnitsværdier for daglige THM-koncentrationerfor forsøgsperioden med UV/ozon/rislereaktor samt for den akkumulerede referenceperiode.

THMGennemsnit THM morgen [�g/l]Minimum THM morgen [�g/l]Maksimum THM morgen [�g/l]Gennemsnit THM aften [�g/l]Minimum THM aften [�g/l]Maksimum THM aften [�g/l]Gennemsnitlig THM-koncentration iforsøgsperiode [�g/l]Badebelastning [Badende/dag]Gennemsnitlig THM-koncentrationnormeret i forhold til badebelastning[�g/l⋅pr. badende pr. dag]

UV/Ozon7 m�/h36�3,7225019 � 1,6142628 � 2,4271�350,10 � 0,02

UV/Ozon15 m�/h33�2,9174619 � 2,0103027 � 2,5213�220,13 � 0,02

UV + risle-reaktor30�2,4193921 � 1,6172826 � 1,7218�190,12 � 0,01

Reference50�2,3257032 � 1,9154541 � 2,2228�160,18 � 0,03

Figur 5.27 illustrerer effektiviteten af rislereaktoren. Figuren viser en episode, hvor ris-lereaktorens effektivitet blev begrænset ved stop for aktiv modstrømsstripning via stopfor blæseren. THM blev i den periode moniteret via MIMS på målestrømmen fra bassi-net og i afløb for rislereaktor. Øverste afgrænsning på kurven viser således THM i bas-sinet, og nederste afgrænsning viser THM i udløb fra rislereaktor. Som det fremgår affiguren, var der stor effektivitet af rislereaktoren, der sænkede THM i bassinet fra et ni-veau i intervallet 45-50 �g/l til et niveau i intervallet 25-30 �g/l.

Figur 5.27

MIMS-registrering af THM uden og med effektiv drift af rislereaktor. Øverste afgrænsning afkurve viser THM i bassinet, og nederste afgrænsning viser THM i udløb fra rislereaktoren.

5.5.4

Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med UV/ozon og rislereaktorI forsøgsperioderne med afprøvning af UV/ozon og rislereaktor er der løbende udtagetstikprøver til måling af en række vandkvalitetsparametre med indflydelse på klorbipro-duktdannelsen i svømmebade. Disse omfatter målinger af NVOC, AOX, AOX-DP(AOX-dannelsespotentiale) og THM-DP (THM-dannelsespotentiale). I det følgende erresultaterne af disse målinger gennemgået og diskuteret for driftsperioden medUV/ozon og rislereaktor og sammenholdt med referenceperioderne.62

NVOCFigur 5.28 viser de målte koncentrationer af NVOC for forsøgsperioden med UV/ozonog rislereaktor og for de akkumulerede referenceperioder. Data for NVOC er givet iAnnex 5.Som det fremgår af figuren, er der tale om meget store variationer i NVOC i reference-perioden – med hovedparten af værdierne i intervallet 3-5 mg/l. På figuren ses også atvære en tydelig effekt af den avancerede oxidation på NVOC-niveauet i bassinvandet.Ved start af UV/ozon falder niveauet af NVOC i bassinvandet, og hovedparten afNVOC-værdierne ligger i afprøvningsperioden i området 1-2 mg/l. I løbet af periodenmed UV og rislereaktor alene – altså uden avanceret oxidation – stiger NVOC gradvistigen mod det typiske NVOC-niveau i bassinet.

Figur 5.28

NVOC i bassin under afprøvning af UV/ozon/rislereaktor og for referenceperioder.

Det må altså konstateres, at den avancerede oxidation var i stand til at reducere indhol-det af organisk stof i bassinvandet betydeligt. Når dette sammenholdes med resultaternefra målingerne af THM (figur 5.26), kan det imidlertid også konstateres, at denne bety-delige reduktion i bassinvandets NVOC ikke gav sig udslag i en tilsvarende reduceretTHM-dannelse, eftersom der ikke kunne konstateres lavere indhold af THM i bassinetved drift med avanceret oxidation end ved drift med UV og rislereaktor alene.AOX og AOX-dannelsespotentialeI figur 5.29 er vist målingerne af AOX og AOX-DP for forsøgsperioden med UV/ozonog rislereaktor samt for referenceperioder. Data for AOX og AOX-dannelsespotentialeer givet i Annex 5.Generelt ses der store variationer i de målte koncentrationer af AOX i de enkelte perio-der. De store variationer og den deraf følgende store spredning på parameterværdiernegør det umiddelbart svært på baggrund af de relativt få målinger at identificere tydeligetendenser for AOX i forhold til drift af kombinationsteknologien. Sammenfattende mådet konkluderes, at eventuelle teknologi-inducerede påvirkninger af AOX overskyggesaf de daglige ”naturlige” variationer i parametrene.

På baggrund af det observerede markant reducerede indhold af organisk stof, TOC, i pe-rioderne med avanceret oxidation kunne det eventuelt forventes, at niveauet af AOX vartilsvarende reduceret, men det viste sig således ikke at være tilfældet. Det organiske stofsynes således at være mere reaktivt over for klor, idet den reducerede mængde organiskstof er i stand til at danne den samme mængde kloreret organisk stof.Bortset fra enkelte målinger ligger AOX-dannelsespotentialet i referenceperioden etstykke over bassinvandets AOX-værdier, og der er således – som også forventet – et ik-ke-udnyttet potentiale i det organiske stof til at danne AOX ved øget klorkoncentrationog reaktionstid. Dette billede er imidlertid anderledes for perioden med avanceret oxida-tion. Det ses af figuren, at AOX-dannelsespotentialet falder til et niveau under det ni-veau, der måles i bassinet. Det vil altså sige, at der under AOX-DP-målingen med øgetklorindhold og øget henstandstid sker en reduktion af det i prøven forekommende AOX.

Figur 5.29

AOX og AOX-dannelsespotentiale under afprøvning af UV/ozon/rislereaktor og for referen-ceperioder.

Forklaringen er sandsynligvis, at en del af det organiske stof ændrer karakter som følgeaf den avancerede oxidation, så det lettere oxideres fuldstændigt og mineraliseres heltved den øgede kloring i AOX-DP-målingen.THM-dannelsespotentialeFigur 5.30 viser resultaterne af målingerne af THM-dannelsespotentiale for forsøgsperi-oden med UV/ozon og rislereaktor og for de akkumulerede referenceperioder. Data forTHM-dannelsespotentiale er givet i Annex 5.Generelt ses der at forekomme store variationer i de målte koncentrationer af THM-DP ide enkelte perioder – dog med hovedparten af værdierne i intervallet 60-120μg/l.Deforhøjede værdier i perioden med den mest effektive avancerede oxidation (første del afdiagrammet) indikerer en forøget reaktivitet over for klor af det organiske stof som føl-ge af omdannelser i det organiske stof forårsaget af oxidationen.

Figur 5.30

THM-dannelsespotentiale i bassinvandet for forsøgsperioden med UV/ozon/rislereaktorsamt for referenceperiode.

De meget store variationer og den deraf følgende store spredning på parameterværdier-ne gør det umiddelbart svært på baggrund af de relativt få målinger i de enkelte perioderat identificere eventuelle tendenser i forhold til drift af kombinationsteknologien. Sam-menfattende må det konkluderes, at eventuelle teknologi-inducerede påvirkninger afTHM-DP overskygges af de daglige ”naturlige” variationer i parametrene.5.5.5Økonomi for anlæg baseret på Chlorominator CLIII 30, ozon og rislereak-torI tabel 5.14 er givet en oversigt over udgifterne til investering og drift af et UV/ozon-anlæg baseret på Chlorominator CLIII 30 og ozongenerator samt rislereaktor svarendetil den aktuelle teknologiafprøvning. Investeringsomkostninger er baseret på oplysnin-ger fra leverandør, og driftsudgifterne er baseret på resultater fra aktuelle målinger vedteknologiafprøvningen. Beregningerne er baseret på en kWh-pris for el på 1,20 kr. og enkWh-pris for varme på 0,60 kr.

Tabel 5.14

Investering og driftsudgifter for Chlorominator CLIII 30 med ozon og rislereaktor.

Investering:Chlorominator CLIII 30OzongeneratorRislereaktor inkl. blæser (+ THM-stripper)PumpeFlowmålerRør/elInvestering i altDriftsudgifter:UV-teknologiOzonBlæserPumpeEkstra klorforbrugLampeskiftVarmebesparelse fra UV (85%)Varmetab fra rislereaktorDriftsudgifter i alt

DKK100.000200.000110.00025.00010.00030.000475.000DKK/år24.20033.6005003.4001.2006.500-10.3005.00064.100

5.65.6.1

Vacuum-UV, APOPBelastning med badende under APOP afprøvningBadebelastningen gennem forsøgsperioden med drift af APOP er illustreret i figur 5.31og figur 5.32 (12 lamper) henholdsvis figur 5.33 og figur 5.43 (4 lamper). Figur 5.31 ogfigur 5.33 viser fraktildiagrammer for antal samtidigt badende (som observeret ud frafotos taget hvert kvarter), mens figur 5.32 og figur 5.34 viser fraktildiagrammer, der il-lustrerer dagligt antal badende under antagelse af, at den gennemsnitlige badetid er 30minutter. Data for badebelastning er givet i Annex 1.I tabel 5.15 er angivet middelværdier og spredning for de to forsøgsperioder medAPOP. Af tabellen og figur 5.32 samt 5.34 fremgår det, at den gennemsnitlige dagligebelastning for perioden med 12 lamper har været moderat højere i forhold til reference-perioden som helhed, mens forskellen mellem perioden med 4 lamper og referenceperi-oden har været ubetydelig. Som det fremgår af spredningen på data, er der tale om storevariationer.Tabel 5.15Gennemsnitlig badebelastning for APOP-forsøgsperioden samt for referenceperioder.

ForsøgsperiodeAPOP 12 lamperAPOP 4 lamperReferenceperioder

Gennemsnitligt antal badende pr. dagved 30 minutter pr. badende271 � 36249 � 40228 � 16

Figur 5.31

Fraktildiagram for antal badende samtidigt i bassinet for APOP-forsøgsperioden med 12lamper (8400W) samt for referenceperioder.

Figur 5.32

Fraktildiagram for antal badende pr. dag for APOP-forsøgsperioden med 12 lamper (8400W)samt for referenceperioder.

Figur 5.33

Fraktildiagram for antal badende samtidigt i bassinet for APOP-forsøgsperioden med 4lamper (2800W) samt for referenceperioder.

Figur 5.34

Fraktildiagram for antal badende pr. dag for APOP-forsøgsperioden med 4 lamper (2800W)samt for referenceperioder.

5.6.2

Bundet klor, fjernelseskapacitet med APOPKapaciteten af APOP-teknologien til fjernelse af bundet klor fra bassinvandet blev be-stemt ved gennemførelse af en moniteringsrunde, hvor bundet klor var bragt op i kon-centration gennem stop for UV-behandling i nogle dage. APOP-anlægget (4 lamper)blev tændt efter lukketid, og der blev efterfølgende moniteret for bundet klor. Målinger-ne er vist i figur 5.35.

Figur 5.35

Bundet klor i bassin fra teknologiafprøvning med bestemmelse af kapaciteten for APOP (4lamper, 2800W) til fjernelse af bundet klor i systemet.

Fjernelsen af bundet klor fra bassinvandsystemet (g bundet klor/time) blev bestemt påbaggrund af målingerne. Reaktionen er afhængig af koncentrationen, og rater blev der-for estimeret ved høj koncentration (omkring 1 mg/l) henholdsvis en lavere koncentrati-on (omkring 0,5 mg/l).Estimaterne baseret på nedbrydningsforsøget uden badebelastning er vist i tabel 5.16.De fundne fjernelseskapaciteter for APOP (4 lamper, 2800W) for det aktuelle interval afbundet klor lå i intervallet 1,2-2,9 g bundet klor/time. Raterne viser god overensstem-melse med raterne, der blev fundet for Chlorominator CLIII 30, se tabel 5.3.68

Tabel 5.16

Observerede bundet klor fjernelseskapaciteter for APOP med 4 vacuum-UV-lamper i områ-det 0,5-1 mg/l bundet klor (data fra figur 5.35).

APOP, vacuum-UVMaksimal bundet klor fjernelseskapacitet [g/h]

4 lamper (2800W)1,2-2,9

I Annex 6 er beskrevet forsøg med direkte målinger på APOP-teknologien, hvor en si-muleringsmodel er sat op og kalibreret med værdier fra målingerne. Den kalibreredemodel er benyttet til simulering af effekten på bundet klor i bassinet af øget recirkule-ring henholdsvis øget UV-effekt. På baggrund af simuleringerne vist i Annex 6 kan detsluttes, at delstrømmen mindst bør være omkring 20 m3/h, og der ikke er meget forbed-ring at hente ved at forøge over ca. 30 m3/h. Med hensyn til lampeenergi viser simule-ringerne en udfladning af effekten ved forøgelse i området 3-4 kW for systemet i denvalgte delstrøm på 25%.5.6.3Bundet klor i bassin ved drift med APOPUd over at estimere de opnåelige bundet klor fjernelseskapaciteter for APOP-teknolo-gien baseret på vacuum-UV er der ved forsøgsarbejdet foretaget monitering af, hvilketkoncentrationsniveau af bundet klor der forventeligt kan opnås ved længere tids konti-nuert drift med varierende belastning. Idet bundet klor typisk stiger i løbet af dagen, erkoncentrationen målt både morgen og aften. På den måde fås også et billede af teknolo-giens formåen til at holde bundet klor nede i løbet af dagen.I figur 5.36 fremgår morgen- og aftenkoncentrationer af bundet klor i bassinet i for-søgsperioden med APOP-teknologien samt for de samlede referenceperioder uden UV-behandling. Data for bundet klor er givet i Annex 3. De to forsøgsperioder med 12 lam-per henholdsvis 4 lamper er vist på figuren.

Figur 5.36

Frit og bundet klor i bassin ved afprøvning af APOP.

Af figuren fremgår, at der med den kontinuerlige fjernelse af bundet klor ved APOP-behandlingen ses en stigning i koncentrationen af bundet klor i bassinet i løbet af dagen,således at der blev nået en maksimal koncentration ved lukketid. Moniteringen af bun-det klor viste altså, at dannelseshastigheden af bundet klor i åbningstiden typisk – medden afprøvede UV-behandling – oversteg fjernelseskapaciteten for APOP-teknologien.Med både 12 lamper og 4 lamper sås det, at stigningen i løbet af dagen typisk lå i områ-det 0,1 mg/l bundet klor. Den øgede effekt ved 12 lamper (8400W) kom til udtryk i enforbedret evne til at bringe bundet klor niveauet ned i løbet af natten i forhold til tekno-logien med 4 lamper (2800W).I tabel 5.17 er angivet minimum, maksimum og gennemsnitlige morgen- og aftenværdi-er for bundet klor koncentrationen samt den gennemsnitlige daglige badebelastning ved30 minutter pr. badende for de forskellige forsøgs- og referenceperioder.Tabel 5.17Data for morgen- og aftenværdier for bundet klor samt badebelastning for de to APOP-perioder samt for referenceperioder.

Gennemsnit morgen [mg/l]Minimum morgen [mg/l]Maksimum Morgen[mg/l]Gennemsnit aften [mg/l]Minimum aften [mg/l]Maksimum aften [mg/l]Badebelastning [Badende/dag]

APOP 8400W12 lamper0,20�0,030,110,330,23 � 0,040,100,37271�36

APOP 2800W4 lamper0,27�0,030,170,390,33 � 0,040,200,49249�40

Reference0,82�0,050,671,031,08 � 0,050,731,31228�16

Sammenfattende holdt APOP-teknologien med 12 lamper det bundne klor helt overve-jende i området 0,15-0,30 mg/l, mens der ved 4 lamper sås en mindre forøgelse, såledesat teknologien holdt det bundne klor i området 0,2-0,4 mg/l. Disse værdier skal sam-menholdes med et niveau af bundet klor på 0,8-1,3 mg/l for referenceperioderne.Med hensyn til tabet af frit klor ved UV-behandlingen viste moniteringen af elforbrugettil kloranlægget, at klorforbruget steg 20-25% ved drift med 4 lamper og ca. 50% veddrift med 12 lamper.5.6.4THM i bassin ved drift med APOPFigur 5.37 viser maksimale, minimale og gennemsnitlige daglige THM-koncentrationerfor de to forskellige driftsperioder med APOP – henholdsvis 12 lamper (8400W) og 4lamper (2800W). På figuren er endvidere til sammenligning vist de tilsvarende værdierfra de samlede referenceperioder. Data for THM er givet i Annex 4. Som det fremgår, erder tale om betydelige variationer i THM-koncentration – både de enkelte dage og henover forsøgsperioden.Den store variation i THM i de enkelte perioder skyldes som tidligere nævnt forvente-ligt primært variationer forårsaget af varierende belastning – dels daglige variationer iantal badende og dels variationer i ”intern” belastning fra organisk stof akkumuleret isandfiltre. Data der er påvirket af ikke-optimal klorstyring eller salttilsætning med tilhø-rende THM-toppe er sorteret fra og forstyrrer således ikke billedet.På figur 5.37 ses, at der kunne konstateres en tydelig forøgelse i THM-niveauet i bassi-net ved drift med APOP med 12 vacuum-UV-lamper tændt (8400W). Online-moniteringen på MIMS viste en meget hurtig respons, hvor THM-koncentrationen in-70

den for et døgn steg fra det sædvanlige referenceniveau i intervallet 20-60 �g/l til et ni-veau i intervallet 50-110 �g/l. Ved skift til drift med 4 lamper (2800W) faldt THM-niveauet til samme niveau som referenceperioderne.

Figur 5.37

THM i bassin ved afprøvning af APOP med 8400W henholdsvis 2800W.

For at kunne vurdere effekten af teknologien på THM-koncentrationen er data for dedaglige maksimale, minimale og gennemsnit for THM-koncentrationer behandlet stati-stisk, og der er ydermere beregnet gennemsnit, som er normeret i forhold til den gen-nemsnitlige badebelastning i de respektive perioder for at tage højde for eventuelle på-virkninger fra denne. Resultaterne af den statistiske databehandling er sammenfattet itabel 5.18.Som det fremgår af tabel 5.18, er gennemsnittet for THM i bassinet i perioden med af-prøvning af APOP-teknologien med 12 lamper markant højere end THM i referencepe-rioderne med en gennemsnitskoncentration, der er dobbelt så høj som for referenceperi-oderne – 80 �g/l mod 41 �g/l. Det ses også, at der ved drift med 4 lamper opnås sammekoncentration som for referenceperioderne – 42 �gl mod 41 �g/l. Når der kompenseresfor badebelastning, fås samme billede med 0,30 �g/l pr. badende pr. dag ved anvendelseaf APOP (12 lamper) mod 0,17-0,18 �g/l pr. badende pr. dag for APOP (4 lamper) ogreferenceperioden.Sammenfattende må det konkluderes, at der blev fundet meget tydelig negativ effektmed forhøjet THM ved anvendelse af APOP-teknologien med ekstrem høj effektanven-delse (8400W), men at der ikke blev fundet nogen påvirkning af THM ved anvendelseaf samme teknologi med lavere effekt (2800W). Mekanismerne, der kan forklare de ob-serverede fænomener, er diskuteret i kapitel 6.

Tabel 5.18

Data for de maksimale, minimale og gennemsnitsværdier for daglige THM-koncentrationer iforsøgsperioden med APOP samt i referenceperioder.

Gennemsnit THM morgen [�g/l]Minimum THM morgen [�g/l]Maksimum THM morgen[�g/l]Gennemsnit THM aften [�g/l]Minimum THM aften [�g/l]Maksimum THM aften [�g/l]Gennemsnitlig THM-koncentration iforsøgsperiode [�g/l]Badebelastning[Badende/dag]Gennemsnitlig THM-koncentrationnormeret i forhold til badebelastning[�g/l pr. badende pr. dag]

APOP 8400W12 lamper103�7,48812957 � 4,1487380 � 4,2271�360,30 � 0,03

APOP 2800W4 lamper56�6,5427726 � 7,0124042 � 6,5249�400,17 � 0,03

Reference50�2,3257032 � 1,9154541 � 2,2228�160,18 � 0,03

5.6.5

Øvrige vandkvalitetsparametre ved drift med APOPI forsøgsperioderne med afprøvning af APOP-teknologien er der løbende udtaget stik-prøver til måling af en række vandkvalitetsparametre med indflydelse på klorbiprodukt-dannelsen i svømmebade. Disse omfatter målinger af NVOC, AOX, AOX-DP (AOX-dannelsespotentiale) og THM-DP (THM-dannelsespotentiale). I det følgende er resulta-terne af disse målinger gennemgået og diskuteret for driftsperioden med APOP ogsammenholdt med referenceperioderne.NVOCFigur 5.38 viser de målte koncentrationer af NVOC for forsøgsperioden med APOP ogfor de akkumulerede referenceperioder. Data for NVOC er givet i Annex 5.Som det fremgår af figuren, er der tale om meget store variationer i NVOC i reference-perioden – med hovedparten af værdierne i intervallet 3-5 mg/l. Af figuren synes også atfremgå, at der var en effekt af den avancerede oxidation på NVOC-niveauet i bassin-vandet – uden at denne effekt dog er så markant som ved UV/ozon-kombinationen. Vedstart af APOP (12 lamper) faldt niveauet af NVOC i bassinvandet til et niveau omkring2-2,5 mg/l. Efterfølgende ved APOP (4 lamper) steg NVOC igen til et niveau omkringde laveste værdier observeret i referenceperioderne.Som for den avancerede oxidation med UV/ozon må det konstateres, at den avanceredeoxidation var i stand til at reducere indholdet af organisk stof i bassinvandet. Når dettesammenholdes med resultaterne fra målingerne af THM (figur 5.37), kan det imidlertidogså konstateres, at denne reduktion i bassinvandets NVOC ikke gav sig udslag i en til-svarende reduceret THM-dannelse. Tværtimod kunne der i tilfældet med 12 lamperkonstateres betydeligt højere indhold af THM i bassinet, og teknologien synes således atændre på reaktiviteten af (noget af) det organiske ud over at mineralisere en del af det.

Figur 5.38

NVOC ved drift med APOP og for de akkumulerede referenceperioder.

AOX og AOX-dannelsespotentialeFigur 5.39 viser målingerne af AOX og AOX-DP for forsøgsperioden med APOP samtfor referenceperioder. Data for AOX og AOX-dannelsespotentiale er givet i Annex 5.Generelt ses der store variationer i de målte koncentrationer af AOX i de enkelte perio-der. De store variationer og den deraf følgende store spredning på parameterværdiernegør det umiddelbart svært på baggrund af de relativt få målinger at identificere tydeligetendenser for AOX i forhold til drift af APOP-teknologien. Sammenfattende må detkonkluderes, at AOX i perioderne med afprøvning af APOP ikke afviger fra AOX i re-ferenceperioderne.På baggrund af den observerede reduktion i indholdet af organisk stof, NVOC, i perio-derne med APOP kunne det eventuelt forventes, at niveauet af AOX var tilsvarende re-duceret, men det var således ikke tilfældet.Når der ses på AOX-dannelsespotentialet, er der muligvis en tendens til forhøjede vær-dier i perioden med APOP (12 lamper), hvilket ville stemme godt overens med observa-tionen af det stærkt forhøjede THM-niveau med denne drift. Data er imidlertid for få tilat lave en egentlig statistisk vurdering. Med APOP (4 lamper) ligger AOX-dannelses-potentialet inden for det interval, der udgøres af målingerne i referenceperioderne.

Figur 5.39

AOX og AOX-dannelsespotentiale i bassin under afprøvning af APOP og i referenceperio-der.

THM-dannelsespotentialeFigur 5.40 viser resultaterne af målingerne af THM-dannelsespotentiale for forsøgsperi-oden med APOP og for de akkumulerede referenceperioder. Data for THM-dannelsespotentiale er givet i Annex 5.

Figur 5.40

THM-dannelsespotentiale i bassinvandet for forsøgsperioden med APOP samt for referen-ceperioder.

Generelt ses der at forekomme store variationer i de målte koncentrationer af THM-DP ide enkelte perioder – dog med hovedparten af værdierne i intervallet 50-120μg/lsomogså observeret for andre teknologier. Det er interessant at observere, at THM-dannelsespotentialet i perioden med 12 lamper ligger betydeligt under de maksimaleTHM-koncentrationer, der blev observeret i bassinet – se figur 5.37. De meget højere74

THM-koncentrationer observeret i bassinet skyldes formentlig den løbende aktivering aforganisk stof via den meget kraftige UV-behandling. En tilsvarende observation gøresikke for perioden med 4 lamper. Dette forhold skyldes formentlig, at en del af det klore-rede organiske stof – i perioden med den meget kraftige UV-behandling – mineraliseresved at blive udsat for en forhøjet klorkoncentration i 48 timer, som tilfældet er vedTHM-DP-målingen.Sammenfattende må det konkluderes, at den ekstreme UV-behandling med 8400W ty-deligvis påvirker THM-dannelsen i bassinvandet, men at dette ikke afspejles gennemmålingen af THM-DP.5.6.6Økonomi for anlæg baseret på APOPI tabel 5.19 er givet en oversigt over udgifterne til investering og drift af APOP-anlægmed 4 stk. vacuum-UV-lamper – hver på 700W. Investeringsomkostninger og udgiftertil lampeskift er baseret på oplysninger fra leverandør, og driftsudgifterne er baseret påresultater fra aktuelle målinger ved teknologiafprøvningen. Beregningerne er baseret påen kWh-pris for el på 1,20 kr. og en kWh-pris for varme på 0,60 kr.Tabel 5.19Investering og driftsudgifter for APOP – 4 vacuum-UV-lamper.

Investering:APOP – 4 stk. vacuum-UV-lamper à 700WPumpeFlowmålerRør/elInvestering i altDriftsudgifter:UV-teknologiPumpeEkstra klorforbrugLampeskiftVarmebesparelse fra UV (85%)Driftsudgifter i alt

DKK160.00025.00010.00020.000215.000DKK/år28.2002.1001.2007.200-12.00026.700

66.1

SAMMENFATTENDE DISKUSSIONSystemforståelseSom grundlag for tolkningen af forsøgsresultaterne for teknologiafprøvningerne i detteprojekt i forhold til de processer, der foregår i bassinet, er der med udgangspunkt i denviden, som er opsamlet i udredningsprojektet,Miljøstyrelsen (2007a)samt nyere forsk-ningsresultater,Zwiener et al. (2007), Glauner et al. (2005), Stottmeister and Voigt(2006), Erdinger et al. (1999),etableret en opdateret forståelsesmodel for svømmebads-systemet.Svømmebadssystemet er et komplekst system, hvor vandkvaliteten er givet af samspilletmellem belastningen, processerne i bassinet og vandbehandlingssystemet. De nyesteforskningsresultater viser, at de eksisterende vandbehandlingsteknikker ikke i tilstræk-kelig grad fjerner de tilførte belastningsstoffer eller dannede klorerede desinfektionsbi-produkter (DBP) fra systemet. Dannelsen af klorerede desinfektionsbiprodukter (DBP) isvømmebade er særdeles kompleks og i dag ikke fuldt ud forstået. Grundlæggende skerbiproduktdannelsen som følge af kemiske reaktioner mellem klor og de forureninger,der befinder sig direkte på de badendes hud, og de forureninger der frigives fra de ba-dende og som akkumulerer i systemet, i såvel bassinvandet som i vandbehandlingssy-stemet. Systemet kan således betragtes som en kemisk reaktor, hvor det til enhver tidgældende indhold af DBP er bestemt af samspillet mellem badebelastningen, de fysisk-kemiske processer i bassinet og i vandbehandlingssystemet.Samtidig betyder en lang opholdstid for vandet i systemet, at nogle af de dannede bi-produkter – til trods for langsomme dannelseshastigheder – opkoncentreres til relativthøje koncentrationer. Opholdstiden (ikke at forveksle med omsætningstiden) udtrykkerden tid, det tager at udskifte al bassinvandet med frisk vand. Tilførsel af frisk vand skerkun ved returskylning af partikelfiltre, hvilket typisk sker en gang ugentligt, og dette be-tyder, at opholdstiden for bassinvandet reelt kan blive mange dage (20-30 d). Dette be-tyder således også, at stoffer, der ikke omsættes af kloren eller ikke fordamper fra vand-overfladen, opkoncentreres betydeligt. Som eksempel herpå kan nævnes klorat, der er etbiprodukt, hvis sundhedsmæssige effekter endnu ikke er fuldstændig klarlagt,Erdingeret al. (1999).

6.2

Tilførsel af belastningsstofferUafhængigt af om dannelsen af biprodukter sker som følge af reaktioner direkte på debadendes hud, i bassinvandet eller i vandbehandlingssystemet, er det afgørende – for atforstå dynamikken i biproduktkoncentrationerne – at have en større forståelse for tilførs-len af de belastningsstoffer som, ved reaktion med klor, danner biprodukterne. Grund-læggende er kvælstof den primære kilde til det bundne klor, mens organisk kulstof erden primære kilde til de organiske biprodukter. Kulstof og kvælstof tilføres primært viasved, der enten sidder i huden eller udskilles til bassinvandet, og urin, og erfaringsmæs-sigt benyttes der i branchen en tilførsel af 200 ml sved og 50 ml urin pr. badende pr.time (Judd& Black, 2000; Judd & Bullock, 2003).Hvis der laves en opgørelse af kul-stof- og kvælstofindholdet på enkeltstoffer i en 4:1 blanding af sved og urin, fås en meredetaljeret forståelse for de dominerende belastningskomponenter (tabel 6.1).77

Tabel 6.1

Erfaringsmæssig sammensætning af belastningsstoffer fra badende i en blanding af sved ogurin samt personspecifik stofafgivelse (Judd & Black, 2000).

StofkomponentAmmoniumkloridUreaL-HistidineHippursyreUrinsyreCitronsyreCreatinineTotal

Koncentration[mg/l]2.00014.8001.2101.7104906401.800-

Organisk kulstof[mgC/l]-2.9605601.0401802407704.980

Kjeldahl-N[mgN/l]5206.900320134160-677.890

Det ses, at med hensyn til tilførsel af kvælstof er urea den altdominerende komponentog udgør således den primære kilde til dannelse af bundet klor hvilket også er vist afStottmeister & Voigt (2006).Urea bidrager desuden med en væsentlig andel af tilførslenaf organisk kulstof (60%) og er således også en helt central komponent i forhold til dan-nelse af organiske biprodukter, men også hippursyre og creatinine er centrale kompo-nenter i forhold til tilførslen af organisk kulstof. Hippursyre og creatinine indeholderogså begge kvælstof og vil således også kunne bidrage til bundet klor dannelsen. Idetindholdet af både kulstof og kvælstof i sved og urin, der er de primære kilder til belast-ningsstoffer, domineres fuldstændig af urea (og delvis hippursyre og creatinine), indike-res således, at dannelsen af såvel bundet klor som tilvæksten i opløst organisk stof ogdannelsen af THM langt overvejende er knyttet til frigivelsen af urea og/eller reaktionermellem klor og urea direkte i huden på de badende.

6.36.3.1

Omsætning og omdannelse af belastningsstofferOrganisk stofNyere forskningsresultater fra Tyskland,Zwiener et al. (2007),viser, at langt det meste(omkring 98%) af det tilførte opløste organiske stof fra de badende omsættes langsomtmen fuldstændigt af den frie klor. Dette betyder, at koncentrationen af organisk stof ibassinvandet vil stige om dagen ved belastning, idet stoftilførslen er væsentlig hurtigereend nedbrydningen fra kloroxidationen. Koncentrationen af organisk stof vil derfor førstfalde, når belastningen reduceres. Efter at belastningen reduceres, vil kloroxidationenforårsage en langsom reduktion i koncentrationen af organisk stof, og da omkring 2% afdet organiske stof til stadighed vil ende som DBP, vil disse opkoncentreres løbende un-der nedbrydningen af det organiske stof,Zwiener et al. (2007).Dette variationsmønster for opløst organisk stof er nyligt dokumenteret i en dansk un-dersøgelse og fremgår af figur 6.1,By- og Landskabsstyrelsen (2010).

Figur 6.1

Tidsprofil for koncentrationen af opløst organisk stof i svømmebadsvand (spa-bad), By- ogLandskabsstyrelsen (2010).

Der forekommer således ved målingerne vist i figur 6.1 ingen nettoakkumulering af op-løst organisk stof i svømmebadet, idet den forøgelse i NVOC-koncentrationen, derfremkommer under belastning om dagen, omsættes fuldstændigt om natten, hvilket ale-ne skyldes klorens oxidation af det organiske stof.Ovenstående resultater viser således også, at det tilførte opløste organiske stof består afmolekyler, der ikke fjernes i de traditionelle vandbehandlingsanlæg i svømmebade. Det-te understøttes yderligere af forskningsresultater hosGlauner et al. (2005),hvor der erarbejdet med fraktionering og karakterisering af de organiske stoffer og biprodukter isvømmebadsvand. Ved fraktionering af det organiske stof ved hjælp af membranfiltre-ring med stadig tættere membraner kunne det påvises, at 70-95% af det organiske stof ibassinvandet bestod af små opløste stoffer med molekylvægte mindre end 1.000 g/mol.Samtidig kunne det påvises, at langt den største del af biproduktdannelsespotentialet(75-100% målt som AOX- og THM-dannelsespotentialet for det organiske stof) kunnetilskrives de stoffer, der var mindre end 1.000 g/mol. Såvel urea, hippursyre og creatini-ne er meget vandopløselige og lavmolekylære stoffer med molvægte på henholdsvis 60g/mol, 180 g/mol og 113 g/mol.Disse små lavmolekylære organiske stoffer vil ikke på nogen måde kunne udfældes el-ler tilbageholdes i de traditionelle vandbehandlingsanlæg. Tværtimod er det et interes-sant perspektiv, at eksempelvis sandfiltre med lange gangtider mellem returskyl vilkunne bidrage til dannelsen af sådanne små organiske stoffer gennem delvis oxidationmed klor og/eller hydrolyse af det partikulære organiske stof, der frasepareres i filteretuden at blive fjernet fra systemet.

6.3.2

Dannelse og fjernelse af bundet klorDen biproduktdannelse, der sker i badevandet umiddelbart i forbindelse med badepå-virkning – eksempelvis ved reaktioner direkte på huden af de badende - kan ikke und-gås. De dannede biprodukter skal således håndteres løbende i vandbehandlingsanlægget,når bassinvandet recirkuleres. Dette er især tilfældet for bundet klor. For bundet klorgælder, at dannelsen er direkte proportional med stofbelastningen, mens dannelsenstopper umiddelbart efter belastningsophør, hvilket ses af tidsprofilen vist i figur 6.2 forkoncentrationen af bundet klor i en spa-pool,By- og Landskabsstyrelsen (2010).

Figur 6.2

Tidsprofil for koncentrationen af bundet klor i svømmebadsvand (spa-bad), By- og Land-skabsstyrelsen (2010).

Disse resultater understøtter således, at dannelsen af bundet klor primært sker som følgeaf reaktioner direkte på de badenes hud og dermed er proportional med belastningen.Fjernelsen af bundet klor efter belastningsophør skyldes enten reaktion af de bundneklorkomponenter med andre forbindelser under dannelse af frit kvælstof og nitrat, ellerstripning af flygtige bundet klor forbindelser til atmosfæren. For således at nedbringedet gennemsnitlige indhold af bundet klor i et svømmebad er det derfor nødvendigt atforetage en løbende fjernelse af det bundne klor, der står mål med dannelsen. Dette kanske ved hjælp af supplerende vandbehandlingsteknologier, der er genstand for afprøv-ningen i dette projekt.Dannelseshastigheden for bundet klor vil ud over belastningen også være afhængig afklorkoncentrationen og temperaturen og dannelseshastigheden vil i sidste ende bestem-me den nødvendige størrelse og kapacitet af den supplerende vandbehandling. I varmt-vandsbassinet i Gladsaxe Svømmehal er der tidligere målt bundet klor dannelseshastig-heder på 0,1-0,15 g bundet klor/pers⋅h,DHI (2007b),mens der for det udendørs spa-bassin i Lalandia Rødby er målt bundet klor dannelseshastigheder på omkring 0,1 gbundet klor/pers⋅h,By- og Landskabsstyrelsen (2010).Ældre erfaringstal anvendt tildimensionering af aktiv kul filtre anvender dannelseshastigheder på omkring 0,2-0,4 gbundet klor/pers⋅h,Miljøstyrelsen (2007a).80

Ved bestemmelse af fjernelseskapaciteten for bundet klor for de afprøvede UV-teknologier i dette projekt kunne der som forventet observeres et tilnærmet første ordensnedbrydningsforløb. Imidlertid observeredes et markant fald i nedbrydningshastigheden,når den bundne klor koncentration faldt til 0,2-0,3 mg/l. Dette fald i nedbrydningsha-stighed kan enten skyldes den normalt faldende nedbrydningshastighed som følge afden lavere koncentration af bundet klor, der er karakteristisk for et første ordens ned-brydningsforløb, eller det kan skyldes tilstedeværelsen af mere svært nedbrydelige bun-det klor forbindelser. Tilstedeværelsen af mere langsomt nedbrydelige bundet klor for-bindelser indikerer, at en del af det bundne klor udgøres af større organiske bundet klorforbindelser, der kræver væsentligt mere energi for at blive nedbrudt ved fotolyse.Li, J.& Blatchley, E. R., III (2007)fandt således ved kontrolleret kloring af creatinin og ureasamt ved monitering af specifikke bundet klor forbindelser i svømmebadsvand tilstede-værelsen af en større organisk bundet klor forbindelse i form af dikloromethylamin(CH3NCl2).Indholdet af sådanne mere svært nedbrydelige bundet klor forbindelser er således afgø-rende for, hvilket niveau af bundet klor der vil kunne opnås ved hjælp af UV-behandling under normal drift. Det er imidlertid i dette projekt vist, at de langsomt ned-brydelige bundet klor forbindelser kan nedbrydes i perioder, hvor bassinet har væretlukket og uden badebelastning i 1-2 dage. Her blev det observeret, at UV-teknologienkunne nedbryde også disse langsomt nedbrydelige forbindelser, idet koncentrationen afbundet klor faldt til omkring 0,1 mg/l.På baggrund af de målte bundet klor fjernelseskapaciteter for de forskellige UV-teknologier, der er afprøvet i projektet, samt det brede spektrum af bundet klor forbin-delser, der vil dannes ved kloring af de forskellige kildestoffer i sved og urin, må detanbefales at anvende bredspektret UV (mellemtryks-UV eller vacuum-UV), når der sig-tes mod reduktion af bundet klor i svømmebade. Dette skyldes, at de forskellige bundetklor forbindelser vil absorbere UV-lys ved forskellige bølgelængder. Den nødvendigeUV-energimængde vil således afhænge af belastningen i det enkelte bassin samt af deacceptable variationer i koncentrationen af bundet klor over dagen. Dannelseshastighe-derne for bundet klor under belastning vil i almindelighed overstige de opnåelige fjer-nelseshastigheder med UV-teknologien ved de lave bundet klor koncentrationer. Det måderfor forventes, at der vil ske en vis stigning i koncentrationen af bundet klor over da-gen, selvom der installeres et anlæg med en UV-energimængde, der et tilstrækkelig til atsænke det gennemsnitlige bundet klor niveau betragteligt. Med baggrund i resultaterneaf afprøvningerne i dette projekt vil der forventeligt kunne opnås en gennemsnitlig bun-det klor koncentration på 0,2-0,4 mg/l med lav daglig variation med et mellemtryks-UVeller vacuum-UV-anlæg på 2,5-3 kW.

6.4

Dannelse og fjernelse af THMDen tidslige variation i koncentrationen af det opløste organiske stof ses at være tidsfor-skudt i forhold til dynamikken af THM – se f.eks. figur 5.5 og figur 6.1, hvilket umid-delbart er ulogisk, idet THM-dannelsen normalt er størst ved højere koncentrationer aforganisk stof. THM-indholdet udgøres imidlertid primært af kloroform, der er særdelesflygtigt, og stripningen af den dannede THM om dagen overstiger langt dannelsesha-stigheden. Den tilvækst i THM-koncentrationen, der observeres om natten, sker såledessom følge af oxidationen af det opløste organiske stof, der er akkumuleret fra den forri-ge dags belastning, idet oxidationen af det organiske stof om dagen er langsommere endtilførselshastigheden. Herudover sker der løbende en THM-dannelse via tilførslen af op-81

løst organisk stof frigivet til vandfasen ved oxidation af det partikulære organiske stof,der sidder frafiltreret i sandfiltrene. På baggrund af de observerede stigninger i THMom natten igennem hele måleperioden kan der estimeres en gennemsnitlig THM-dannelseshastighed for varmtvandsbassinet i Gladsaxe Svømmehal på 1,8 � 0,1 �gTHM/l⋅h og under antagelse af, at THM-dannelsen om natten sker på baggrund af om-sætning af den akkumulerede mængde opløste organiske stof fra badebelastningen da-gen før, kan der beregnes et gennemsnitligt personspecifikt THM-bidrag på 0,12 � 0,01�g/l⋅person.Sammenhængen mellem koncentrationen af organisk stof og THM-koncentration isvømmebade er således relativt kompliceret på grund af de mange processer, der på engang påvirker THM-koncentrationen. Det er derfor afgørende at forholde sig til dissesammenhænge ved fortolkning af de eksperimentelle undersøgelser i nærværende pro-jekt for ikke at drage alvorlige fejlkonklusioner omkring sammenhænge mellem proces-ser/teknologier og vandkvaliteten i svømmebade.Ved afprøvningerne i dette projekt er der ikke observeret en forøget THM-koncentrationunder drift af UV-teknologierne bortset fra ved afprøvningen af APOP vacuum-UV medekstrem høj UV-effekt på 8400W. I tidligere publicerede resultater fra forsøg med be-handling af svømmebadsvand med 8000W mellemtryks-UV er observeret tilsvarendeforøgede THM-koncentrationer,Delphine et al. (2006).Delphine et al. (2006)foreslår, at forøgelsen i THM-koncentrationen kunne skyldes re-aktioner mellem organisk stof og frie klorradikaler (Cl•), der dannes ved fotolyse af detfrie klor. Dannelsen af fotooxidanter ved fotolyse af frit klor (hydroxylradikaler(OH•)og klorradikaler (Cl•)) er studeret i detaljer i en række publicerede videnskabelige stu-dier,Watts & Linden (2007), Feng et al. (2007), Nowell & Hoigné (1992).Resultaterneaf disse studier viser, at den altdominerende fotooxidant, der produceres ved fotolyse afklor, er hydroxylradikaler, og at reaktionsraten af klorradikalerne er uden betydning vedsamtidig tilstedeværelse af organisk stof, der kan reagere med de dannede fotooxidanter.Idet klorradikalerne i høj grad udkonkurreres af hydroxylradikalerne for reaktion medorganisk stof, er det sandsynligt, at klorradikalerne i langt højere grad vil reagere medvand og danne yderligere hydroxylradikaler og saltsyre via følgende reaktion,Li &Blatchley III (2009):Cl• + H2O→OH• + HCl (k = 2,5x105M-1s-1)Det synes derfor ikke sandsynligt, at UV-behandling kan danne THM via en reaktions-mekanisme, der involverer klorradikaler.I de tilfælde, hvor der i tidligere gennemførte undersøgelser er observeret forhøjedeTHM-værdier ved anvendelse af UV-behandling, kan mulige forklaringer være, at derikke er taget højde for de dynamiske variationer i THM-koncentrationen, eller at der harværet variationer i eksempelvis klorkoncentrationen – altså fejlkonklusioner på bag-grund af manglende kontrol over bassinvandsystemet.Endvidere er det velkendt, at ren UV-fotolyse af organiske stoffer normalt ikke vil be-virke nedbrydning af organiske stoffer, men i højere grad forårsage en ændring af stof-fernes egenskaber og dermed muligvis af reaktiviteten over for eksempelvis frit klor,Legrini et al. (1993).Forklaringen på forhøjede THM-værdier kan således også være, atder har været anvendt meget høje UV-doser, som fører til en øget hydroxylradikaldan-82

nelse via øget fotolyse af den frie klor,Watts & Linden (2007), Feng et al. (2007), No-well & Hoigné (1992),og at dette bevirker en aktivering af de organiske stoffer, så debliver mere reaktive overfor den frie klor indikeret ved et øget THM-dannelsespoten-tiale,Kleiser & Frimmel (2000).UV-behandlingen af svømmebadsvand kan således vedekstremt høje UV-doser indirekte medvirke til øget THM-dannelse som også observeretved denne undersøgelse.På baggrund af forsøgsresultaterne fra disse undersøgelser sammenholdt med erfaringerfra litteraturen anbefales det således at holde den installerede effekt af mellemtryks-UVunder eksempelvis 3-3,5kW for at undgå eventuel THM-dannelse ved UV-behandlin-gen. Som nævnt under bundet klor er denne energimængde også fuldt tilstrækkelig til atsikre et lavt gennemsnitligt indhold af bundet klor med lave stigninger over dagen.Ved forsøgsarbejdet er det vist, at en mulighed for at sikre et lavt THM-niveau i svøm-mebadsvand er installation af en rislereaktor. Rislereaktoren, bevirker en kontrolleretfjernelse af flygtige stoffer – herunder THM – ved aktiv afstripning og udluftning af deflygtige komponenter, der ellers i vidt omfang udluftes ukontrolleret til indeklimaet isvømmehallen. Ved afprøvningerne i dette projekt er det vist, at rislereaktoren er i standtil at nedbringe og fastholde koncentrationen af THM på et meget lavt niveau omkring20-30 �g/l i et højtbelastet varmtvandsbassin som det ved afprøvningerne benyttede.Rislereaktoren synes således at være en robust teknologimulighed til sikring af et lavtindhold af flygtige klorerede biprodukter enten som en stand-alone teknologi eller ikombination med andre teknologier.

KONKLUSIONER OG ANBEFALINGERVed projektet er udført fuldskalaafprøvninger af konventionel UV samt UV-baseretavanceret oxidations teknologier. Forsøgene blev udført i Gladsaxe Svømmehals varmt-vandsbassin.Forsøgene med nedbrydning af bundet klor viste, at processen er afhængig af koncentra-tionen af bundet klor med faldende fjernelseshastighed i takt med faldende koncentrati-on. Forsøgene viste også, at nedbrydningshastigheden – selv med de mest effektive tek-nologier – blev meget lav ved et niveau omkring 0,2 mg/l bundet klor.Forsøgene til belysning af det resulterende niveau af bundet klor i bassinet ved de for-skellige teknologier viste, at de mest effektive teknologier til reduktion af bundet klorvar mellemtryks-UV og vacuum-UV. I begge tilfælde udsender lamperne UV-lys, der erfordelt over et bredt spektrum af bølgelængder. Ved anvendelse af lavtryks-UV, der ud-sender hele sit UV-lys inden for et smalt bånd omkring 254 nm, blev ikke opnået så ef-fektiv en reduktion af bundet klor. Denne teknologi er derimod velegnet til supplerendedesinfektion af eventuelle klortolerante patogene mikroorganismer, idet desinfektionsef-fekten er maksimal ved denne bølgelængde.Teknologiafprøvningen viste, at der ved anvendelse af 2400W kombineret mellemtryks-UV og lavtryks-UV i det aktuelle varmtvandsbassin kunne opnås et indhold af bundetklor, der typisk lå i intervallet 0,2-0,5 mg/l – med de laveste værdier om morgenen ogde højeste værdier om aftenen. Den typiske stigning af bundet klor i løbet af en badedagvar således 0,1-0,2 mg/l. Ved anvendelse af 2800W vacuum-UV kunne opnås et typiskindhold af bundet klor i intervallet 0,2-0,4 mg/l med typiske daglige stigninger på 0,1mg/l bundet klor.Teknologien med 160W lavtryks-UV kombineret med TiO2var ikke i stand til at holdeniveauet af bundet klor nede og bør således anvendes i kombination med anden tekno-logi til kontrol af bundet klor. Ved anvendelse af teknologien med 8400W vacuum-UVblev opnået marginalt lavere indhold af bundet klor, men forbedringen kunne på ingenmåde retfærdiggøre det høje energiforbrug, ligesom teknologien endvidere forårsagedemarkant stigende værdier af THM.På baggrund af de målte fjernelseskapaciteter for bundet klor for de forskellige UV-teknologier, der er afprøvet i projektet, må det anbefales at anvende bredspektret UV(mellemtryks-UV, eller vacuum-UV), når der sigtes mod reduktion af bundet klor isvømmebade. Den nødvendige UV-effekt vil afhænge af belastningen i det enkelte bas-sin samt af de acceptable variationer i koncentrationen af bundet klor over dagen. Medbaggrund i resultaterne af afprøvningerne i dette projekt vil der forventeligt i et varmt-vandsbassin som det benyttede og tilsvarende belastet med ca. 230 badende pr. dagkunne opnås en gennemsnitlig bundet klor koncentration på 0,2-0,4 mg/l med lav dagligvariation med et mellemtryks-UV eller vacuum-UV-anlæg på 2,5-3 kW.Der synes at være mulighed for at sænke dette niveau yderligere ved overgang til driftmed lavklorering – eventuelt kombineret med hyppig fjernelse af frafiltreret organiskstof gennem nye filterteknologier med kontinuert skylning eller hyppig skylning afsandfiltre og genvinding af skyllevand.

Online-målingerne af THM viste såvel store daglige variationer i THM-koncentratio-nen som store variationer fra dag til dag. De daglige variationer viste, at resultater afundersøgelser baseret på THM-målinger udtaget ved stikprøver skal vurderes med storforsigtighed for at undgå fejlkonklusioner. Online-målingerne af THM viste også, at til-sætningen af salt til bassinet, der er nødvendig af hensyn til driften af in-line klor-elektrolysen, forårsagede betydelig dannelse af bromineret THM (primært bromdiklor-methan) som følge af bromidindholdet i det tilsatte salt.Den gennemsnitlige THM-koncentration i referenceperioderne uden UV-baseret tekno-logi var 41 �g/l med typiske daglige variationer i intervallet 30-50 �g/l. Resultatet afteknologiafprøvningerne var, at der ikke for de afprøvede UV-teknologier – bortset frapåvirkning med ekstrem høj effekt af APOP (8400W vacuum-UV) – kunne konstateresnogen påvirkning af THM-koncentrationen. Ved den ekstreme behandling med 8400Wvacuum-UV kunne imidlertid konstateres en signifikant og betydelig stigning i THM-koncentrationen i bassinet til en fordobling af THM-koncentrationen.For to af de afprøvede avancerede oxidationsteknologier, UV/ozon og APOP, kunnekonstateres en reduktion af indholdet af organisk stof i bassinvandet. Avanceret oxidati-on i form af kombineret UV og ozon var den mest effektive teknologi til at reducereindholdet af organisk stof. Selv den mest effektive reduktion i indholdet af organisk stofhavde dog ingen reducerende effekt på THM-koncentrationen. De øgede udgifter til in-vestering og drift af avanceret oxidation kan således ikke ud fra disse resultater retfær-diggøres.Omkostningerne til investering i UV-teknologi til effektiv nedbringelse af bundet klor iet relativt højt belastet varmtvandsbassin som benyttet ved afprøvningerne – med etgennemsnitligt antal brugere omkring 230 badende pr. dag – ligger for de afprøvedeteknologier inklusive installation mv. i området ca. 155.000-215.000 kr., mens omkost-ningerne til drift ligger omkring 25.000-30.000 kr. om året. Ved overgang til drift medlavere indhold af frit klor vil dannelsen af bundet klor dog reduceres, og der vil derforvære mulighed for at reducere disse driftsudgifter.Ved afprøvningen af den kombinerede UV/ozon-teknologi var anlægget forsynet meden rislereaktor til at sikre, at der ikke kunne slippe ozon ind i bassinet. Målinger på ris-lereaktoren viste, at denne teknologi var særdeles effektiv til at reducere indholdet afTHM i bassinvandet. Investeringsomkostninger til effektiv reduktion af THM ved in-stallation af en THM-stripper vil være omkring 150.000 kr., og tilhørende driftsudgiftervil være ca. 5.000 -10.000 kr. pr. år.Den observerede markante stigning i THM-koncentrationen skyldes formentlig, at UV-behandlingen er så kraftig, at den forårsager ændringer i de organiske stoffer i bassin-vandet, der gør disse stoffer mere reaktive i forhold til bassinvandets indhold af frit klor.En anden mulighed kan være dannelsen af klorradikaler, der efterfølgende reagerer medde organiske stoffer i bassinvandet.

REFERENCERBy- og Landskabsstyrelsen (2010),Forundersøgelser og teknologiafprøvning til forbedretvandkvalitet og indeklima for svømmebade og badelande – Case Lalandia,VandpartnerskabetRekreativt Vand - Projektrappport udarbejdet af DHI.Delphine C., Mercier B., Castex, F. & Rambaud, A. (2006),Effects of medium-pressure UVlamps radiation on water quality in a chlorinated indoor swimming pool,Chemosphere, Vol.62, Issue 9, pp. 1507-1513.DHI (2007),Bestemmelse klorbiproduktdannelses-potentialet for sæbetyper anvendt i danskesvømmebade - Metodeudvikling,Undersøgelsesprojekt gennemført af DHI for Dansk Svømme-badsteknisk Forening.Erdinger, L., Kirsch, F. & Sonntag, H.-G. (1999),Chlorate as an inorganic disinfection byproduct in swimming pools,Zentralbl. Hyg. Umweltmed., 202, pp. 61-75.Erdinger, L., Kühn, K. & Gabrio, T. (2005),Formation of Trihalomethanes in Swimming PoolWater – Identification of Precursors and Kinetics of Formation,Proceedings of the 1stInterna-tional Conference on Health and Water Quality Aspects of the Man Made Recreational WaterEnvironment, Budapest, 10.-11. March 2005.Feng, Y., Smith, D.W. & Bolton, J.R. (2007),Photolysis of aqueous free chlorine species(HOCl and OCl-) with 254nm ultraviolet light,J. Environ. Eng. Sci., 6, pp. 277-284.Gerardin, F. & Subra, I. (2004),MISE AU POINT D'UNE METHODE DE PRELEVEMENT ETD'ANALYSE DU TRICHLORURE EN PHASE AQUEUSE,Cahiers de Notes Documentaires, -Hygiéne et Sécurité du Travail, 194, pp. 39-50.Glauner, T., Frimmel, F.H. & Zwiener, C. (2004),Schwimmbadwasser – wie gut muss es seinund was kann man technisch tun,Wasser und Abwasser, Vol 145, No. 10, pp. 706-713.Glauner, T., Waldmann, P., Frimmel, F.H. & Zwiener, C. (2005),Swimming pool water – frac-tionation and genotoxicological characterization of organic constituents,Water Research, 39,pp. 4494-4502.Glauner, T. & Frimmel, F.H. (2006),Advanced Oxidation – a Powerful Tool for Pool WaterTreatment,International Conference Ozon and UV, April 3rd2006.Judd, S.J. & Jeffrey, A.J. (1995),Trihalomethane formation during swimming pool water disin-fection using hypobromous and hypochlorous acids,Wat. Res.,29,No. 4, pp. 1203-1206.

Judd, S.J. & Black, S.H. (2000),Disinfection by-product formation in swimming poolwaters: A simple mass balance,Wat. Res.34,No. 5, pp. 1611-1619.Judd, S.J. & Bullock, G. (2003),The fate of chlorine and organic materials in swim-ming pools,Chemosphere,51,pp. 869-879.Kleiser, G. & Frimmel, F.H. (2000),Removal of precursors for disinfection by-products- differ-ences between ozone- and OH-radical induced oxidation,Sci. Total Environ., 256, pp. 1-9.Kristensen, G.H., M.M. Klausen, H.R. Andersen, L. Erdinger, F. Lauritsen, E. Arvin, H.J.Albrechtsen (2009).Full scale test of UV-based water treatment technologies at Gladsaxe SportCentre – with and without advanced oxidation mechanisms.International Pool & Spa Confer-ence, 2009, London.

Kristensen, G.H., M.M. Klausen, V.A. Andersen, F. Lauritsen (2010).On-line monitoring of thedynamics of trihalomethane (THM) concentrations in a public swimming pool using an unsu-pervised MIMS system with off-site real-time surveillance.Rapid Communications in MassSpectrometry, Vol. 24, Issue 1, pp30-34.Legrini, E., Oliveros, & A. M. Braun (1993),Photochemical Processes for Water Treatment,Chem. Rev., 93, pp. 671-698.Li, J. & Blatchley, E. R., III (2007),Volatile Disinfection Byproduct Formation Resulting fromChlorination of Organic-Nitrogen Precursors in Swimming Pools,Environ. Sci. Technol, 41,pp. 6732-6739.Li, J. & Blatchley III, E.R. (2009),UV Photodegradation of Inorganic Chloramines,Environ.Sci. Technol., 43, pp. 60–65.Miljøstyrelsen (2007a),Alternativer til klor som desinfektionsmiddel i offentlige svømmebade,Miljøprojekt 1153.Miljøstyrelsen, (2007b),Screening af bassinvand for kemiske biprodukter,Miljøprojekt 1201.Nowell, L.H. & Hoigné, J. (1992),PHOTOLYSIS OF AQUEOUS CHLORINE AT SUNLIGHTAND ULTRAVIOLET WAVELENGTHS--II.HYDROXYL RADICAL PRODUCTION,Water Re-search, 26, No. 5, pp. 599-605.Schmalz, C., Frimmel, F.H. & Zwiener, C. (2007),NCl3Formation in Swimming Pool Water -Chemical Reactions and Precursors,Poster presentation, 2ndInternational Conference on Healthand Water Quality Aspects of the Man Made Recreational Water Environment, Munich, 2007.Sterneryd, C. (2008),TiO2photocatalytic degredation of selected pharmaceuticals – an applica-tion for wastewater treatment.Master thesis, Department of Chemistry and Nuclear Chemistry,Royal Institute of Technology, Stockholm.Stottmeister, E. & Voigt, K.(2006), Trikloramin in der Hallenbadluft,Archiv des Badewesens,03/2006, pp. 158-162.Teknologisk Institut (2006),Test of Wallenius water purifier in Glostrup swimming baths.Watts, M.J. & Linden, K.G. (2007),Chlorine photolysis and subsequent OH radical productionduring UV treatment of chlorinated water,Water Research, 41, pp. 2871-2878.Zheng, M., Andrews, S.A., Bolton, J.R. (1999),Impacts of medium-pressure UV and UV/H2O2on THM and HAA formation in pre-UV chlorinated drinking water,Proceedings of Water Qual-ity Technology Conference, American Water Works Association 31. Oct.-3. Nov.Zwiener, C., Richardson, S.D., De Marini, D.M., Grummt, T., Glauner, T. & Frimmel, F.H.(2007),Drowning in disinfection byproducts? Assessing swimming pool water,EnvironmentalScience & Technology, 41, No. 2, pp. 363-372.

LISTE OVER FORKORTELSER ANVENDT I RAPPORTENAPOPAOTAOXAOX-DPDOCDPDLP-UVMIMSForkortelse for den anvendte teknologi baseret på vacuum-UVAvanceret Oxidations TeknologiBetegnelse for kloreret (halogeneret) organisk stof – målt som klorBetegnelse for dannelsespotentialet for AOX ved vedvarende kloringOpløst organisk stof (Dissolved Organic Carbon) – målt som kulstofStandardiseret spektrofotometrisk måling af frit klor og bundet klorLavtryks-UVMembrane Inlet Mass Spektrometry – Online-måler benyttet til måling aftrihalomethaner, THMMP-UVMellemtryks-UVNVOCIkke flygtigt organisk stof (Non-Volatile Organic Carbon)THMTrihalomethanerTHM-DP Betegnelse for dannelsespotentialet for THM ved vedvarende kloringTOCTotal organisk stof (Total Organic Carbon) – målt som kulstof

ANNEXANNEX 1ANNEX 2ANNEX 3ANNEX 4ANNEX 5ANNEX 6BadebelastningDriftsdata for varmtvandsbassinBundet klor: Tidsserie samt data for rateforsøgTHM: Tidsseriefigur og tabelØvrige vandkvalitetsdataMålinger på APOP og simuleringsmodel for bundet klor

ANNEX 1 – BADEBELASTNING

Daglig badebelastning i februar 2008

Daglig badebelastning i marts 2008

Daglig badebelastning i april 2008

Daglig badebelastning i maj 2008

Daglig badebelastning i juni 2008

Daglig badebelastning i juli 2008

Daglig badebelastning i august 2008

Daglig badebelastning i september 2008

Daglig badebelastning i oktober 2008

Daglig badebelastning i november 2008

Daglig badebelastning i december 2008

Daglig badebelastning i januar 2009

100

Daglig badebelastning i februar 2009

Daglig badebelastning i marts 2009

101

Daglig badebelastning i april 2009

102

Daglig badebelastning pr. måned tabelleret

103

104

ANNEX 2 – DRIFTSDATA FOR VARMTVANDSBASSIN

105

106

Tidsserie for frit klor koncentration i hele projektperioden

107

Tidsserie for pH i hele projektperioden

108

Tidsserie for redoxpotentiale i projektperioden efter installation af ny redoxmåler

109

110

ANNEX 3 – BUNDET KLOR: TIDSSERIE SAMT DATAFOR RATEFORSØG

111

112

Tidsserie for bundet klor koncentration i hele projektperioden

113

Rådata for bundet klor koncentration i projektperioden

114

115

116

117

118

Rådata for rateforsøg med nedbrydning af bundet klor

119

120

121

122

ANNEX 4 – THM: TIDSSERIEFIGUR OG TABEL

123

124

Tidsserie for THM-koncentration i hele projektperioden

125

Rådata for THM-koncentration i projektperioden

126

127

128

ANNEX 5 – ØVRIGE VANDKVALITETSDATA

129

130

Øvrige vandkvalitetsdata målt på Heidelberg Universitet

131

Tidsserie for NVOC-koncentration i hele projektperioden

132

Rådata for TOC-koncentration i projektperioden – tabelleret

133

134

135

Tidsserie for AOX-koncentration i hele projektperioden

136

Rådata for AOX-koncentration i projektperioden – tabelleret

137

Tidsserie for AOX-dannelsespotentiale i hele projektperioden

138

Rådata for AOX-dannelsespotentiale i projektperioden – tabelleret

139

Tidsserie for THM-dannelsespotentiale i hele projektperioden

140

Rådata for THM-dannelsespotentiale i projektperioden – tabelleret

141

142

ANNEX 6 – MÅLINGER PÅ APOP OGSIMULERINGSMODEL FOR BUNDET KLOR

143

144

INTRODUKTIONDer er udført to ekstra karakteriseringer af APOP-anlæggets funktion udover karakteriseringen af vandparametre under drift, som er udført for alleteknologiafprøvninger. Det har handlet om direkte at måle anlæggets fjer-nelse af klor og bundet klor og heraf beregne fotolyseeffektiviteten for disseparametre samt opstilling af en simpel driftsmodel, som er anvendt til at si-mulere forskellige driftsændringer af anlægget, der kan bruges til at afgøre,om anlægget er fornuftigt dimensioneret til svømmebassinet.

Direkte måling på APOP-anlæggetKarakteriseringen af anlægget med hensyn til fotolysekapacitet for frit ogbundet klor er udført ved en systematisk variation af gennemstrømningsha-stigheden og antallet af lamper, der er tændt, mens der er målt klor i til- ogafløbet til anlægget. Resultatet ses i figur A1.Bundet klor100

Frit klor100

CUdløb/CTilløb(%)

30.0

0.1

0.23

0.3

30.0

0.2

0.4

0.6

Elektrisk Energiforbrug (kWh/m )

Elektrisk Energiforbrug (kWh/m3)

Figur A1

Målinger af fjernelse af frit og bundet klor ved behandling med varierende in-tensiteter af UV-belysning karakteriseret som energiforbruget. Den indlagte lin-je repræsenterer den tilpassede kurve for bestemmelse af EEO.

Fotolyse af frit og bundet klor skal teoretisk følge en sammenhæng mellemfjernelsesgraden af hver af klortyperne, der ses som en lavere koncentrationaf klor i udløbet (CUdløb) end i indløbet (CTilløb) til UV-behandlingsenheden ogintensiteten af UV-behandling, der f. eks. kan udtrykkes ved det elektriskeenergiforbrug (kWh/m3), EE, fra behandlingen. En enkelt konstant indehol-der det enkelte anlægs karakteristika, som kaldes den elektriske energi perdekadisk orden, EEO:

CUdløb,iC==10-EEi/EEOCTilløb,iCOEEO kan opfattes som den dosis af UV, der nedbryder 90% af det klor ellerbundne klor, der passerer gennem UV-anlægget. På baggrund af kurverne ifigur A1 blev der bestemt en karakteristisk EEO for fjernelse af 90% af klor-koncentrationen på 0,22 kWh/m3og for bundet klor på 1,0 kWh/m3.

145

DriftsmodelDer er opbygget en simpel driftsmodel for bundet klor baseret på delstrøms-flowet gennem UV-anlægget og den karakteristiske konstant for fjernelse afbundet klor EEO bestemt for APOP-anlægget. Dannelsen og fjernelsen afbundet klor i systemet – ud over UV-anlægget – er sat til en konstant dan-nelse af bundet klor pr. tidsenhed og en nedbrydning, som er en konstantprocentdel af den tilstedeværende bundne klor.

CBassinQBassin

CUdløb

QUVCIndløbEUV(kW)

Modellen er kalibreret ud fra ligevægtskoncentrationer af bundet klor underreferencedrift og hastigheden for stigning i koncentration af bundet klor, nårUV-anlægget slukkes. Modellen er opbygget uden døgnvariation, så den si-mulerer døgnmiddelværdier.

Afprøvning af modelBehandlingstestFor behandlingstesten forudsiger modellen en ligevægtskoncentration afbundet klor på 0,75 mg/L (kalibreret) for referenceperioden. Modellen forud-siger en middelkoncentration på 0,28 mg/L, når der behandles med fire lam-per, og 0,15 mg/L når der behandles med 12 lamper. Til sammenligning vi-ste testen (Tabel 5.17 i hovedrapporten) 0,82�0,05 mg/L, 0,27�0,03 mg/Lhenholdsvis 0,20�0,03 mg/L.

KapacitetstestKoncentrationskurven for kapacitetstesten (Figur 5.35 i hovedrapporten) si-muleres også rimeligt som vist i figur A2. Afvigelsen af den simulerede kon-centration for bundet klor fra den målte kan rimeligt forklares med modellensmanglende brug af døgnvariation.

146

Simulering af bundet klor & belastningstestQ=24,8 m3/h; C/Co=77%

1,21,00,8[B-Cl]-UV[B-Cl]+UVBelastningstest 9.aprilMinMax

ppm

0,60,40,20,0

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 50

Tid (h)Figur A2Simuleret og målt fjernelse af bundet klor fra bassinvandet (Kapacitetstest).

SimuleringerBaseret på den kalibrerede model er sammenhæng mellem effektiviteten afanlægget og antallet af lamper, der er tændt (EUV) (figur A3) undersøgt samtstørrelsen af delstrømmen (QUV) (figur A4). For begge parametre er koncen-trationen af bundet klor i bassinet [B-Cl], og hvor stor andel af det bundneklor i delstrømmen, der kommer gennem anlægget (C/Co), simuleret.

Simuleret effekt af EUVQUV=25 m3/h; V=50m3; EO=1 kw h/m31,00Bundet k lor (m g/L)0,800,600,400,20-0,02,04,06,08,0Lampeenergi, E (kW)Figur A3

Simuleringsresultater - EQUV=25 m3/h; V=50m3; EEO=1 kwh/m3

100%[B-Cl]∞C/Co80%60%40%20%0%

E (kW)0,00,40,71,42,12,42,83,54,04,96,07,0

C/Co100%97%94%90%82%80%77%72%69%64%58%52%

[B-Cl]∞1,000,760,620,490,360,340,310,270,250,220,190,17

Simulering af middelværdi af bundet klor der opnås i udløbet fra UV-anlæggetog i bassinvandet ved anvendelse af forskellige antal lamper udtrykt ved denanvendte energi til drift af lamperne, E (kW).

147

Simuleret effekt af QUV0,400,35

Simuleringsresultater - Q90%80%70%60%50%40%30%20%10%0%E=8.4 kWh; V=50 m3; EEO=1 kwh/m3

Bundet klor (m g/L)

[B-Cl]∞C/Co

0,300,250,200,150,100,05-51525353

QUV(m3/h)5710152027303540455060

C/Co2%6%13%26%36%47%51%56%60%64%67%71%

[B-Cl]∞0,340,280,230,190,170,150,150,140,140,140,140,13

Delstrøm til UV-anlæg: QUV(m /h)Figur A4

Simulering af middelværdi af bundet klor der opnås i udløbet fra UV-anlæggetog i bassinvandet ved variation af vandstrømmen gennem UV-anlægget, QUV3(m /h).

Af figur A3 fremgår det, at der for lampeenergien ses en udfladning af effek-ten ved forøgelse over ~ 4 kW for systemet. Placeringen af denne tærskel erbestemt af den valgte delstrøm, der behandles. En optimal størrelse af UV-anlægget kan i virkeligheden kun bestemmes i modellen, når man har fast-sat et mål for, hvor meget koncentrationen af bundet klor skal sænkes.Det ses af figur A4, at delstrømmen mindst bør være 20 m3/h for at udnytteUV-lyset, men der ikke er meget forbedring at hente ved at forøge del-strømmen til over 40 m3/h.

DISKUSSION OG KONKLUSIONKarakteriseringen af APOP-anlæggets fotolyse af bundet og frit klor har gjortdet muligt at bestemme effektiviteten af behandlingen uafhængigt af den va-rierende badebelastning. På baggrund af denne karakterisering kan det for-udsiges, hvor meget frit og bundet klor der vil blive fotolyseret i anlæggetved anvendelse af forskelligt antal lamper eller et andet delstrømsflow.Af simuleringerne fremgår det, at de valgte parametre i driftstesten af APOP-anlægget i hovedrapporten på fire lamper (2,8 kW UV effekt) og en delstrømpå 25 m3/h er fornuftige driftsbetingelser.Af modellen ses det, at effekten af et UV-anlæg i fast drift er en sænkning afmiddelkoncentrationen af bundet klor i forhold til det ubehandlede vand meden fast andel.Denne måde at beskrive anlægget på kan være et alternativ til de fjernelses-rater (g/h), der er bestemt for anlæggene i hovedrapporten. Disse kan værevanskelige at arbejde med, fordi de varierer med koncentrationen af bundetklor.

148

MiljøministerietBy- og LandskabsstyrelsenHaraldsgade 532100 København ØTelefon 72 54 47 00[email protected]www.blst.dk