Pilotversuche mit Ferrat und Ozon auf der ARA Aviron in Vevey
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Pilotversuche mit Ferrat und Ozon auf der ARA Aviron in Vevey
Einsatz von Ferrat und Ozon zur Behandlung kommunalen Abwassers im Pilotmassstab Schlussbericht zu den Pilotversuchen an der ARA Aviron in Vevey Studie des Laboratory for Water Quality and Treatment (LTQE) der EPFL und der SIGE im Auftrag des Bundesamts für Umwelt (BAFU) Lausanne, 30.10.2013 Saskia Zimmermann-Steffens, EPFL Urs von Gunten, EPFL Denis Thonney, SIGE Inhaltsverzeichnis 1 Zusammenfassung....................................................................................... 1 2 Einleitung und Ziele..................................................................................... 3 3 Beschreibung der Pilotanlagen.................................................................... 5 3.1 Mechanische und biologische Vorbehandlung................................................................... 5 3.2 Ferratpilotanlage................................................................................................................. 6 3.2.1 Ferratherstellung.............................................................................................................. 6 3.2.2 Ferratzugabe..................................................................................................................... 7 3.2.3 pH Wert Einstellung.......................................................................................................... 7 3.2.4 Einstellung der Ferratdosis und Design Ferratreaktor...................................................... 8 3.3 Ozonpilotanlage................................................................................................................... 9 4 Messkampagnen....................................................................................... 10 4.1 Konzept.............................................................................................................................. 10 4.2 Probenahme...................................................................................................................... 11 4.3 Messmethoden.................................................................................................................. 13 4.3.1 Allgemeine chemische Parameter.................................................................................. 13 4.3.2 Mikroverunreinigungen.................................................................................................. 14 4.3.3 N-Nitrosamine................................................................................................................ 14 4.3.4 Bromat............................................................................................................................ 15 5 Resultate................................................................................................... 16 5.1 Allgemeine chemische Parameter.................................................................................... 16 5.2 Mikroverunreinigungen.................................................................................................... 16 5.2.1 Ozon............................................................................................................................... 16 5.2.2 Ferrat.............................................................................................................................. 20 5.2.3 Vergleich von Ozon und Ferrat...................................................................................... 22 5.3 N-Nitrosamine................................................................................................................... 24 5.4 Bromat............................................................................................................................... 26 5.5 Phosphat............................................................................................................................ 28 6 Ausblick zur technischen Machbarkeit und möglichen Optimierung der Abwasserbehandlung mit Ferrat................................................................ 30 7 Vergleich der Kosten................................................................................. 33 8 Literaturverzeichnis................................................................................... 36 9 Anhang...................................................................................................... AI 1 Zusammenfassung Der Ausbau von Abwasserreinigungsanlagen (ARAs) mit einer dritten Reinigungsstufe wird zur Zeit intensiv diskutiert, um den Eintrag von Mikroverunreinigungen wie Pharmazeutika, Bioziden und Pestiziden in die Gewässer signifikant zu verringern. Der Einsatz von Ozon oder Pulveraktivkohle eliminiert eine breite Palette an Mikroverunreinigungen und ist technisch machbar. Ferrat ist dagegen ein relativ neues vielversprechendes Oxidationsmittel. In Laborversuchen konnte gezeigt werden, dass es ähnlich effizient wie Ozon Mikroverunreinigungen oxidiert und z.B. hormonelle Wirkungen von Mikroverunreinigungen beseitigt. Ferrat ist Eisen in der Oxidationsstufe 6+ (Fe(VI)) und wird durch die Oxidation von Mikroverunreinigungen und anderen Abwasserbestandteilen selbst zu Fe(III) reduziert. In dieser Form wirkt es anschließend als Fällungsmittel und entfernt Phosphat aus dem Abwasser. Die größte Herausforderung beim Einsatz von Ferrat liegt in der großtechnischen Herstellung. Ferratsalz muss strikt unter Luftabschluß transportiert und gelagert werden. Die Herstellung vor Ort in wässriger Lösung und direkte Anwendung ist somit die bessere Lösung. In diesem Pilotversuch wurde das Verfahren einer US-amerikanischen Firma getestet, die Ferrat direkt vor Ort aus einer Eisenlösung durch Oxidation mit Chlor unter stark basischen Bedingungen herstellt. Die Zugabe der zur Oxidation von Mikroverunreinigungen nötigen Ferratdosen erhöhte den pH des Abwassers jedoch aufgrund des hohen Laugeanteils in der Ferratlösung drastisch auf bis zu pH 12. Dieser musste anschliessend wieder durch eine Kombination aus CO2-Gas und Essigsäure auf ca. pH 7.5 eingestellt werden. Ziel der Studie war es, die technische Machbarkeit der Ferratbehandlung als dritte Reinigungsstufe kommunalen Abwassers zu untersuchen, und die Effizienz des Verfahrens im gleichen Abwasser mit der Effizienz der Ozonung zu vergleichen. Insgesamt wurden sechs Kampagnen unter nitrifizierenden oder nicht-nitrifizierenden Bedingungen durchgeführt, wobei die beiden Oxidationsmittel auf gleicher molarer Dosis eingemischt wurden. Die Konzentrationen der Mikroverunreinigungen wurden spurenanalytisch mittels offline SPE-LC-MS/MS bestimmt. Die Ergebnisse zeigen, dass bei gleicher molarer Dosis schnell reagierende Mikroverunreinigungen wie z.B. Aniline (Diclofenac) oder Doppelbindungen (Carbamazepin) in beiden Verfahren vergleichbar gut oxidiert werden. Bereits die geringste getestete Dosis von 7.4 mmol O3 oder Fe(VI) g-1 DOC oxidierte Diclofenac und Carbamazepin zu > 80%. Diese Dosis entspricht 0.36 g O3 g-1 DOC oder 0.40 g Fe(VI) g-1 DOC. Die Reaktionskonstanten der Mikroverunreinigungen mit Ferrat sind zwar 3-4 Grössenordnungen geringer als diejenigen mit Ozon, Ferrat gleicht dies jedoch durch eine größere Exposition (Konzentration × Zeit) wieder aus. Im Gegensatz dazu wurden langsam reagierende Mikroverunreinigungen wie z.B. Benzotriazol oder Röntgenkontrastmittel durch Ozon stärker oxidiert, Iomeprol als Vertreter der Röntgenkontrastmittel bis zu 60% durch Ozon, und bis zu 20% durch Ferrat. Dies ist bei der Ozonung auf die zusätzliche Oxidation durch Hydroxylradikale zurückzuführen, die bei der Anwendung von Ferrat nicht entstehen. Allerdings wurde bei der pHKorrektur innerhalb weniger Sekunden bereits ein größerer Anteil der langsam reagierenden Mikroverunreinigungen durch Ferrat oxidiert, als dies während der späteren Kontaktzeit bei stabilem pH 7.5 der Fall war. Ob dies durch pH Effekte aufgrund einer nicht optimalen Einmischung der Essigsäure oder der Ferratlösung der Fall war, wird zur Zeit untersucht. Dabei könnte ein bisher unbekanntes sekundär gebildetes Oxidationsmittel entstanden sein, das auch oxidationsresistente Mikroverunreinigungen oxidiert. Der Nitrifizierungsstatus der vorgeschalteten Biologie hatte keinen Einfluss auf die Effizienz der Verfahren. 1 Zusätzlich wurde die Phosphatfällung untersucht. Ferratdosen, die zur fast vollständigen Oxidation der schnell reagierenden Mikroverunreinigungen führten (0.57 g Fe(VI) g-1 DOC bzw. 5.2 mg Fe(VI) L-1), reichten bereits aus, um die Anforderungen für die Einleitung von Abwasser in Gewässer von 0.8 mg PO4-P L-1 zu erfüllen. Die Einsparungen an Fällmitteln bei der Anwendung von Ferrat wurden in den Kostenvergleich der beiden Verfahren einbezogen. Die Zunahme an NDMA aus der Gruppe der N-Nitrosamine war im Schweizer Vergleich sowohl bei Ozon als auch bei Ferrat relativ hoch, im internationalen Vergleich jedoch realistisch. Dies könnte an speziellem Industrieabwasser oder auch an der fehlenden Entfernung von Öl in der Vorklärung der ARA Aviron gelegen haben. Für Bromat wurden im Ablauf des Ferratreaktors hohe Werte gefunden, die auf eine Verunreinigung des Javelwassers zurückgeführt werden konnten, das zur Herstellung der Ferratlösung eingesetzt wurde. Diese Werte können durch einen einfachen Herstellerwechsel drastisch gesenkt werden. Aus Laborstudien ist bekannt, dass Ferrat kein Bromat bilden kann. Im Ablauf der Ozonung wurden maximal 4,5 μg Bromat L-1 gefunden, so dass der Wert sogar unter dem Trinkwassergrenzwert lag. Dies bedeutet, dass Ferrat ein vielversprechendes Oxidationsmittel mit einigen bedeutenden Vorteilen gegenüber Ozon für die Abwasserbehandlung ist. Es bildet kein Bromat, fällt gleichzeitig zur Oxidation von Mikroverunreinigungen Phosphat und benötigt ein einfacheres Sicherheitssystem als die Anwendung des toxischen Ozons. Ein Nachteil ist die für den Grosseinsatz noch stark zu optimierende Herstellung: die dabei verwendete Lauge muss vor Zugabe in den Abwasserstrom zwingend neutralisiert werden. Die nasschemische Herstellung produziert dabei bei gleicher Laugenkonzentration höhere Ferratkonzentrationen als die elektrochemische Herstellung und wird daher bevorzugt. Ein weiterer Nachteil ist das Fehlen der Bildung von Hydroxylradikalen, die auch gegenüber Ozon und Ferrat resistente Mikroverunreinigungen abbauen können. Das vermutete, aber noch nicht aufgeklärte sekundäre Oxidationsmittel scheint zur Oxidation resistenter Mikroverunreinigungen beizutragen, aber nicht so stark wie Hydroxylradikale. Ein weiterer wichtiger, aber einfach durchführbarer Punkt ist der Einsatz von Javellösungen, die möglichst wenig mit Bromat belastet sind. Abschliessend ergab eine vorsichtige Kostenschätzung für den potentiellen Grosseinsatz von Ferrat, dass sich die Betriebs- und Investitionskosten in einem ähnlichen Bereich wie die Kosten für den Einsatz der Ozonung bewegen werden. 2 2 Einleitung und Ziele Mikroverunreinigungen sind organische Verbindungen wie Arzneimittel, Körperpflegeprodukte, Röntgenkontrastmittel, Reinigungsmittel, Pestizide oder Biozide, die in sehr tiefen Konzentrationen (Milliardstel- bis Millionstel-Gramm pro Liter) in den Gewässern vorkommen. Dort können sie nachteilige Wirkungen auf Wasserlebewesen haben und Trinkwasserressourcen verunreinigen. Mikroverunreinigungen werden über Abwasserreinigungsanlagen (ARAs) oder über diffuse Quellen aus der Landwirtschaft oder Strassen- und Bahnabwässer in die Gewässer eingetragen. Obwohl der Ausbaustandard der ARAs in der Schweiz sehr gut ist, sind sie nicht auf den Abbau dieser Mikroverunreinigungen ausgelegt.1 Im Rahmen des Projekts „ Strategie Micropoll“ hat das Bundesamt für Umwelt (BAFU) die Belastung der Schweizer Gewässer mit Mikroverunreinigungen untersucht und Strategien entwickelt, um den Eintrag von Mikroverunreinigungen langfristig zu verringern. Bei der kommunalen Abwasserreinigung wurden zur Elimination von Mikroverunreinigungen die Adsorption an Pulveraktivkohle und die Oxidation durch Ozon erfolgreich getestet, die nun beide grosstechnisch als zusätzliche Reinigungsstufe zur Verfügung stehen. Die Kosten für die Abwasserreinigung erhöhen sich dadurch je nach Grösse der ARA um 5 – 30 %.1 Der politische Prozess zur Änderung des Gewässerschutzgesetzes läuft aktuell (Stand August 2013). Nach einer Anhörung befindet sich der neue Finanzierungsvorschlag in der Vernehmlassung und wurde im Juni 2013 in die Botschaft des Bundesrates an das Parlament übernommen. Die Änderung des Gewässerschutzgesetzes kann erst in Kraft gesetzt werden, wenn die Finanzierungsfrage gelöst ist. Das Parlament wird sich ab Herbst 2013 mit dem Vorschlag des Bundesrates befassen.2 Die Ozonung von kommunalem Abwasser zur Elimination von Mikroverunreingungen wurde in der Schweiz in zwei Grossprojekten untersucht (ARA Wüeri, Regensdorf und Step de Vidy, Lausanne). In beiden Projekten wurde gezeigt, dass die Ozonung technisch machbar ist und einfach in einen ARABetrieb integriert werden kann. Ozon oxidiert dabei effizient Mikroverunreinigungen und führt zu einer Desinfektion des Abwasserstroms.3, 4 Zudem wird die Ozonung seit Jahrzehnten in der Trinkwasseraufbereitung eingesetzt, so dass langjährige praktische Erfahrungen vorliegen. Ferrat hingegen ist ein relativ neues und vielversprechendes Oxidationsmittel zur Behandlung von Abwasser.5 Verschiedene Laborversuche mit kommunalem Abwasser haben gezeigt, dass Ferrat ähnlich effizient wie Ozon Mikroverunreinigungen oxidiert und z.B. hormonelle Wirkungen von Mikroverunreinigungen beseitigt.6, 7 Ferrat ist chemisch gesehen Fe(VI), also Eisen in der Oxidationsstufe 6+, und wird durch die Oxidation von Mikroverunreinigungen und anderen Abwasserbestandteilen selbst zu Fe(III) reduziert. In dieser Form wirkt es anschliessend als Fällungsmittel und entfernt Phosphat aus dem Abwasser.6 In vielen ARAs wird heute Phosphat durch Zugabe von Fe(II)oder Fe(III)-Lösungen chemisch gefällt, um die Anforderung von 0.8 mg PO4-P L-1 einzuhalten.8 Die Herstellung von Ferrat kann in wässriger Lösung entweder nasschemisch mit Hilfe eines starken Oxidationsmittels aus Fe(III)-Lösungen oder elektrochemisch mit einer Opferanode aus elementarem Eisen erfolgen. Eine dritte Möglichkeit ist die Herstellung via trockener Oxidation, bei der unter sehr hohen Drücken und Temperaturen aus Eisenoxiden und einem Oxidationsmittel (Na2O2) Ferrat hergestellt wird. Dies verbraucht jedoch für die Produktion im Grossmassstab zu viel Energie und wird somit für die Abwasserbehandlung ausgeschlossen.5 Aus den wässrigen Lösungen kann ein Ferratsalz gewonnen werden, indem man das sehr lösliche Natriumferrat durch Zugabe von Kaliumhydroxid (KOH) als Kaliumferrat fällt. Dies ist möglich, da Kaliumferrat eine geringere Löslichkeit als 3 Natriumferrat besitzt. KOH ist aber sehr teuer. Nach einem Wasch- und Trocknungsprozess erhält man das Ferratsalz. Prinzipiell bestehen zwei Möglichkeiten zur Zugabe von Ferrat in den Abwasserstrom: 1. Transport als Salz zur ARA, Anrühren der Ferratlösung vor Ort und direkte Einmischung in den Abwasserstrom, oder 2. Herstellung in wässriger Lösung vor Ort mit Hilfe einer elektrochemischen Zelle oder eines starken Oxidationsmittels und direkte Einmischung in den Abwasserstrom. Bei der ersten Variante muss das Ferratsalz strikt unter Luftabschluss zur ARA transportiert und gelagert werden, da Ferrat die Luftfeuchtigkeit bindet und daraufhin einen Selbstzerfall durchläuft. Die Herstellung vor Ort in wässriger Lösung und direkte Anwendung umgeht diese Schwierigkeit, und ist die kostengünstigere Variante, da kein KOH benötigt wird. Beide Varianten waren bisher für einen Pilotversuch nicht einsetzbar, da Ferratsalz mit einer genügend hohen Reinheit nur in Mengen für den Laboreinsatz hergestellt wurde und daher entsprechend teuer war. Die Herstellung von Ferrat mit Hilfe einer elektrochemischen Zelle wurde in Veröffentlichungen beschrieben, ist jedoch immer noch nicht kommerziell erhältlich.9, 10 Seit einiger Zeit vertreibt eine US-amerikanische Firma (www.ferratetreatment.com) sogenannte Ferrators®, die Ferrat in ausreichend grosser Reinheit (90 %) und Konzentration (2 %) als Natriumsalz (Na2FeO4) direkt vor Ort aus Eisenlösungen und Oxidation mit Chlor herstellen.11 Dies macht es nun möglich, Ferrat kostengünstig in grösseren Mengen herzustellen und in der kommunalen Abwasserbehandlung im Pilotmassstab zu testen. Aufgrund einiger Vorteile gegenüber Ozon (Phosphatfällung, keine Bromatbildung, kein toxisches Gas) ist es von großem Interesse, dieses Verfahren im direkten Vergleich zum bereits etablierten Verfahren der Ozonung zu testen. Die Ziele dieser Studie waren daher: 1. Untersuchung zur technischen Machbarkeit des Einsatzes von Ferrat in der kommunalen Abwasserbehandlung 2. Vergleich der Effizienz von Ferrat und Ozon im Pilotmassstab im gleichen Abwasser im Hinblick auf die Oxidation von Mikroverunreinigungen und Nebenproduktbildung sowie die Phosphatfällung für Ferrat 3. Abschätzung der Energie und Kosten für Ferrat im Vergleich zu Ozon im Grossmassstab basierend auf dem Pilotversuch Der Vergleich der benötigten Energie und Kosten der beiden oxidativen Verfahren wird für die gleiche Elimination von Mikroverunreinigungen gezogen. Beim Ferrat werden Kostenhochrechnungen von ferratetreatment unterstützt, für die Ozonung werden Erfahrungswerte aus den beiden Grossversuchen in Regensdorf und Lausanne verwendet. 4 3 Beschreibung der Pilotanlagen 3.1 Mechanische und biologische Vorbehandlung Die ARA Aviron in Vevey wurde 1976 erbaut und reinigt das Abwasser von 60.000 Einwohnergleichwerten (EWG) mit einer durchschnittlichen Abwassermenge von 17.000 m3 d-1, wobei ca. 8.500 EWG aus der Industrie stammen. Die Vorklärung besteht aus einem Grob- und Feinrechen sowie Sandfang. Die biologische Stufe ist mit einem Schlammalter von zwei Tagen auf die Elimination von DOC und GUS ausgelegt. Phosphor wird durch Zugabe von Eisenchlorid-Lösung direkt in der biologischen Stufe gefällt. Abbildung 1 zeigt ein vereinfachtes Fließschema. Eine Nitrifikation ist nicht vorhanden, da die ARA über den Genfer See in die Rhône einleitet, und daher nicht die Konvention zum Schutz des Rheins und der Nordsee einhalten muss. Der DOC im Ablauf der ARA lag im Jahresmittel 2012 bei 10 mg DOC L-1, Tabelle 1 gibt eine Übersicht der weiteren Jahresmittelwerte und der Reinigungsleistung der ARA Aviron im Jahr 2012. Abbildung 1: Vereinfachtes Fließschema der ARA Aviron in Vevey inklusive des Rotationstauchkörpers zur Nitrifizierung eines Teilstroms. Tabelle 1. Jahresmittelwerte der ARA Aviron im Jahr 2012. Konzentration Parameter Einheit Ablauf Vorklärung BSB5 [mg O2 L-1] 99 -1 CSB [mg O2 L ] 223 GUS [mg L-1] 110 DOC [mg C L-1] -1 PO4-P [mg P L ] 2.1 Gesamt-P [mg P L-1] 5.0 NH4-N [mg N L-1] 25.4 NO2-N [mg N L-1] 0.3 NO3-N [mg N L-1] 1.1 NKB: Nachklärbecken Konzentration Ablauf NKB 10 46 14 10 0.2 0.7 25.0 0.1 0.7 Reinigungsleistung [%] 89.9 79.4 87.3 90.5 86.3 1.6 - Um den DOC für einen effizienten Einsatz der beiden Pilotanlagen weiter zu senken, wurde ein Rotationstauchkörper als nitrifizierende Stufe im Zulauf zu den beiden parallel arbeitenden Pilotanlagen eingesetzt (Abbildung 1). Dieser wurde von einem Trommelfilter und einem kleinen 5 Sedimentationsbecken gefolgt, um eventuelle Schlammflocken vor Zugabe zur relativ kleinen Pilotanlage Ferrat abzutrennen. Das Aufwachsen der Biologie benötigte mehrere Wochen und wurde durch regelmässige Messung von CSB, DOC, Ammonium, Nitrit und Nitrat überwacht. Wie erwartet, fand eine rasche Umwandlung des Ammoniums zu Nitrit statt, während das Aufwachsen von Mikroorganismen zur Oxidation von Nitrit zu Nitrat bedeutend länger dauerte. Es wurde sichergestellt, dass mit einem pH > 7.0 und einer Sauerstoffkonzentration > 5 mg O2 L-1 im Abwasser optimale Wachstumsbedingungen für die Nitrifikanten vorhanden waren. Trotzdem blieb die Nitritkonzentration im Bereich 0.3 -0.6 mg NO2-N L-1 konstant. Während des stabilen Betriebs des Rotationstauchkörpers vier Wochen vor Beginn der Messkampagnen konnte der DOC im Mittel von 7.6 auf 6.3 mg L-1 gesenkt werden, weitere Werte sind in Tabelle 2 angegeben. Während der Messkampagnen kam es jedoch zu einem unerwarteten Absterben und Ablösen der Biologie von den Scheiben des Rotationstauchkörpers, so dass zwei Messkampagnen bei einer erhöhten Nitritkonzentration von 1.0 und 1.2 mg NO2-N L-1 durchgeführt wurden. Gründe für die nicht vollständige Nitrifikation und das Absterben der Biologie könnten Spitzen nitrifikantenhemmender Stoffe im Abwasser sein, oder eine zu geringe BSB5-Belastung über einen längeren Zeitraum.12 Die BSB5Belastung lag im Mittel vier Wochen vor Beginn des Absterbens bei nur 4.2 mg O2 L-1 statt dem Jahresmittelwert 10.0 mg O2 L-1, da die Kampagnen im Sommer stattfanden. Dies begünstigt das Entstehen dünner Biofilme mit einem geringen Anteil an organischer Substanz, was wiederum zu einem Anwachsen von Würmern führen kann.12 Dies wurde jedoch nicht im Detail untersucht. Tabelle 2. Mittelwerte des Rotationstauchkörpers während des stabilen Betriebs vier Wochen vor Beginn der Messkampagnen (n=14; 16.07.2012 – 14.08.2012). Konzentration Zulauf Konzentration Ablauf Reinigungsleistung Parameter Einheit Rotationstauchkörper Rotationstauchkörper [%] CSB [mg O2 L-1] 31.5 25.1 20.3 DOC [mg C L-1] 7.6 6.3 17.1 NH4-N [mg N L-1] 26.9 0.6 97.8 NO2-N [mg N L-1] 0.5 0.5 -1 NO3-N [mg N L ] 0.6 25.3 - 3.2 Ferratpilotanlage 3.2.1 Ferratherstellung Für die Pilotanlage Ferrat an der ARA Vevey wurde eine offline Herstellung der Ferratlösung gewählt, da die Ferrators ® der Firma ferratetreatment mit einer online Herstellung von Ferrat und direkter kontinuierlicher Zugabe für eine Pilotanlage zu gross sind. In Zusammenarbeit mit ferratetreatment konnte das Material zur Ferraterstellung einer konzentrierten Ferratlösung an der ARA Vevey installiert und die Herstellung optimiert werden. Aus kommerziell erhältlichen Lösungen von Javel (Natriumhypochlorit), Eisen(III)chlorid und Natronlauge wurden viskose Ferratlösungen mit einer Konzentration von ca. 7.5 g Fe(VI) L-1 hergestellt. Dies entspricht einer Ausbeute von 31 % bezogen auf die eingesetzte Eisen(III)-Konzentration. Diese kann bei grosstechnischer Herstellung laut Informationen von ferratetreatment auf bis zu 90 % erhöht werden. Aus Laborversuchen mit reinen Ferratsalzen ist bekannt, dass 5 – 10 mg Fe(VI) L-1 zur Oxidation einer breiten Palette an Mikroverunreinigungen in kommunalem Abwasser eingesetzt werden müssen. Zum Einsatz an der Pilotanlage in Vevey kam daher nur eine verdünnte Lösung, deren Konzentration nach Ferratstabilisierung ca. 0.66 g Fe(VI) L-1 betrug. Die Verdünnung war nötig, da andernfalls die Flüsse der Zugabe der 6 Ferratlösung in den Abwasserstrom zu gering gewesen wären, um eine optimale Einmischung sicherzustellen. Zudem hat die Ferratlösung eine hohe Viskosität, ähnlich der von Honig, was den Einsatz der Schlauchquetschpumpen und statischen Mischer unmöglich gemacht hätte. Bei der Verdünnung von 1:5 (1 Teil Ferratlösung, 5 Teile Wasser) kam es jedoch zu einem Verlust von ca. 50 % des Ferrats, das sich als Eisenoxidhydroxid im Vorratsgefäss absetzte. Die Konzentration der verdünnten Ferratlösung wurde nach weiterer Verdünnung basierend auf dem Gewicht (nicht Volumen) mit basischer Lösung spektrophotometrisch bei 510 nm gemessen. Nach dem ursprünglichen schnellen Ferratverlust von ca. 50 % innerhalb von 15 min stabilisierte sich die Ferratkonzentration und nahm während zwei Stunden nur um ca. 10 % ab. Um die Ferratdosis konstant zu halten, wurde daher der Fluss nach jeder Konzentrationsbestimmung etwas erhöht. 3.2.2 Ferratzugabe Die verdünnte Ferratlösung wurde mit Hilfe eines statischen Mischers (CSE-W De 7-12, Länge 151mm, fluitec) in den Abwasserstrom eingemischt. Abbildung 2 zeigt das Fließschema der Pilotanlage Ferrat. Die verdünnte Ferratlösung wurde dafür aus einem Vorratsgefäss mit einer Schlauchquetschpumpe (Ismatec) gefördert, während das Abwasser aus dem Ablauf des Rotationstauchkörpers mit einer Exzenterschneckenpumpe (RCA 470, Rototec) kontinuierlich und pulsationsarm mit 100 L h-1 in die Pilotanlage gepumpt wurde. Für die Schlauchquetschpumpe wurden spezielle Schläuche verwendet, die eine hohe Stabilität gegenüber Säuren und Laugen aufweisen (Tygon MH 2075, I.D. 2.79mm). 3.2.3 pH Wert Einstellung Ein wichtiger Aspekt beim Einsatz von Ferrat ist die Einstellung des optimalen pH Wertes. Ferrat muss in konzentrierter Natronlauge hergestellt werden, so dass sowohl die Stammlösung (12.7 M NaOH) als auch die verdünnte Ferratlösung (2.2 M NaOH) einen pH Wert über pH 14 aufweisen. Daher stieg der pH Wert des Abwassers nach Zugabe einer Ferratdosis von 5 – 10 mg Fe(VI) L-1 von pH 8 auf ca. pH 12. Dieser pH Wert ist zu hoch, um das Abwasser ohne pH-Korrektur in den Vorfluter einzuleiten. Ausserdem nimmt die Reaktivität von Ferrat mit Mikroverunreinigungen mit zunehmendem pH Wert ab, bzw. es wird eine wesentlich höhere Kontaktzeit nötig, um eine ähnliche Eliminationsleistung wie bei niedrigeren pH Werten zu erreichen. Die für diese Bedingungen nötige mehrstündige Kontaktzeit ist für ein Upscalen des Ferratprozesses unrealistisch, da so der Platzbedarf einer ARA stark erhöht wird. Daher wurde der pH Wert von ca. 12 direkt nach Ferratzugabe wieder auf pH 7-8 gesenkt. Dazu wurde zunächst ausschliesslich CO2 Gas (Reinheit 3.0 oder 99.9 %) verwendet. Die Verwendung von Kohlensäure zur pH-Korrektur hat mehrere Vorteile: Kohlensäure ist eine schwache Säure, so dass es im Mischbereich im Abwasser nicht zu einer starken Absenkung des pH Wertes kommt, wie dies bei einer starken Säure (wie z.B. HCl, H2SO4, HNO3 oder H3PO4) der Fall wäre. Zudem wird Kohlensäure gasförmig als CO2 Gas eingetragen, was zusätzlich die Durchmischungseffizienz erhöht. Mischbereiche mit einem sehr niedrigen pH Wert sind bei der Anwendung von Ferrat zu vermeiden, da Ferrat in wässriger Lösung einem Selbstzerfall unterliegt, der mit sinkendem pH Wert zunimmt. Eisen(III), Sauerstoff und Wasserstoffperoxid (H2O2) sind die Endprodukte dieses Selbstzerfalls. Als statischer Mischer wurde hier ein CSE-X/4 De=6mm, Länge 50mm der Firma fluitec zur Mischung von Gasen mit wässrigen Lösungen verwendet, sowie ein Massenflussregler (Brooks 5850E, 0 – 0.3 LN min-1, kalibriert für Stickstoff bei 20°C, Faktor 0.773 für CO2), um den CO2-Massenfluss auch bei verändertem Gegendruck im System konstant zu halten. Der Gasfluss wurde mit einem Gasflussmessgerät gemessen. Die benötigte CO2-Menge zur pH-Korrektur auf pH 7-8 war jedoch so 7 hoch, dass es direkt nach CO2-Zugabe zur Ausfällung von Ca/Mg-Carbonaten kam. Dies führte bereits nach wenigen Stunden Betriebszeit zu einer starken Erhöhung des Gegendrucks in der Pilotanlage. Daher wurde nach einer anderen Lösung gesucht. Alle anorganischen Säuren wie HCl, H2SO4 oder HNO3 (H3PO4 ist aufgrund der Phosphatzugabe zu vermeiden) waren zu stark und zerstörten mehr als 90 % des Ferrats im Abwasser. Daher wurde schliesslich eine Kombination aus CO2-Gas und Essigsäure zur pH-Korrektur verwendet. Essigsäure ist eine schwache Säure (pKa 4.76) und führte in Kombination mit CO2-Gas nur zu einem Abbau von ca. 40-60% des zugegebenen Ferrats. Die Essigsäure wurde wie die Ferratlösung mit Hilfe einer Schlauchquetschpumpe gefördert, und mittels einen statischen Mischer vor Zugabe der verdünnten Ferratlösung in den Abwasserstrom eingemischt (CSE-W De 7-12, Länge 151mm, fluitec). Abbildung 2 zeigt eine Übersicht der Anordnung der statischen Mischer, die mit einem PTFE-Schlauch (I.D. 10mm) verbunden waren. Die Optimierung des in diesem Pilotversuch verwendeten Setups wird in Kapitel 6 diskutiert. Abbildung 2: Fließschema der Ferratpilotanlage als dritte Behandlungsstufe eines Teilstroms der ARA Aviron in Vevey. 3.2.4 Einstellung der Ferratdosis und Design Ferratreaktor Die tatsächlich zugegebene Ferratdosis konnte aus der Ferratkonzentration der verdünnten Lösung und der Verdünnung während der Einmischung ins Abwasser berechnet werden. Durch die pHKorrektur wurden jedoch 40-60 % des eingesetzten Ferrats innerhalb weniger Sekunden Kontaktzeit zerstört. Nach kurzer Zeit stellte sich ein stabiler pH Wert zwischen 7-8 in der Überflusskammer im Zulauf zum Ferratreaktor ein. Die Ferratkonzentration wurde dort spektrophotometrisch bei 510 nm ohne weitere Verdünnung oder Filtration des Abwassers gemessen. Das Photometer wurde mit reinem Abwasser ohne Ferratzugabe genullt. Die gewünschte Ferratdosis wurde an diesem Punkt der Ferrat Pilotanlage eingestellt, und die gleiche Dosis an der Pilotanlage Ozon angelegt. Im Vergleich zu Ozon wird Ferrat generell in Abwasser aufgrund seiner niedrigeren Reaktionskonstanten langsamer gezehrt. Aus Vorversuchen mit Vevey Abwasser war bekannt, dass für die geplanten Ferratdosen von bis zu 15 mg Fe(VI) L-1 eine Kontaktzeit von bis zu 1h zur vollständigen Zehrung benötigt wird. Daher wurde der Ferratreaktor bei einem konstanten Fluss von 100 L h-1 auf 100 L Volumen dimensioniert. Der Ferratreaktor wurde aus Edelstahl hergestellt und mit horizontalen Umlenkwänden sowie Halbschalen ergänzt (s. Abbildung 2), um möglichst eine Pfropfenströmung zu erreichen und ein Abfliessen des erwarteten Eisenphosphatniederschlags zu ermöglichen. 8 3.3 Ozonpilotanlage Die bereits vorhandene Pilotanlage Ozon konnte nach einigen Modifikationen in Betrieb genommen werden. Die Pilotanlage war auf einen Abwasserfluss von 500 L h-1 ausgelegt, der mit einer Peristaltikpumpe aus dem Ablauf des Rotationstauchkörpers gefördert wurde. Der Abwasserfluss wurde zusätzlich mit einem Durchflussmessgerät gemessen (Sitrans F M Magflo, Siemens). Die Pilotanlage Ozon bestand aus einer Ozonerzeugungsanlage, dem Eintragssystem, den Kontaktsäulen und der Restozonentfernung. Im Anschluss konnte ein Teilstrom auf einen Sandfilter geleitet werden (Abbildung 3). Abbildung 3: Fließschema der Ozonpilotanlage als dritte Behandlungsstufe eines Teilstroms der ARA Aviron in Vevey. Zur Erzeugung von Ozon vor Ort wurde Reinsauerstoff aus einer Gasflasche verwendet und mit einem geringen Anteil an Stickstoff (2 %) versetzt. Der verwendete Ozongenerator OZAT CFS-1 2G/O2 war je nach Leistung und Gasfluss auf eine Kapazität von 6.4 bis 80 g O3 h-1 ausgelegt. Die Leistung konnte zwischen 85 und 620 W, der Gasfluss zwischen 0.04 (= 10 %) und 0.96 (= 100 %) Nm3 h-1 variiert werden. Die Ozonkonzentration des Ozon/Sauerstoffgemischs wurde mit einem zweistrahligen Ozonmessgerät photometrisch bestimmt (BMT 964). Als Modifikation wurden die Gasleitungen im Zulauf zur photometrischen Ozonmessung so umgebaut, dass die Ozonkonzentration entweder im Ozon/Sauerstoffgemisch vor Eintrag ins Abwasser oder in der Abluft einer der drei Kontaktsäulen gemessen werden konnte. Die Ozondosis [mg L-1Abwasser] wurde schliesslich aus der Ozonkonzentration im Ozon/Sauerstoffgemisch [mg L-1Gas], der Ozonkonzentration im Abgas [mg L-1Gas], dem Gasfluss [LGas h-1] und dem Abwasserfluss [LAbwasser h-1] berechnet: ([ ] [ ] ) Die minimale Ozondosis entsprach demnach bei 6.4 g O3 h-1 und einem konstanten Abwasserfluss von 500 L h-1 12.8 mg O3 L-1Abwasser., so dass bei einem durchschnittlichen DOC von 6.3 mg L-1 im Ablauf des Rotationstauchkörpers eine minimale Ozondosis von ca. 2.0 g O3 g-1 DOC erreicht worden wäre. Dies lag weit über den geplanten 0.4 – 1.0 g O3 g-1 DOC. Da ein Ozongenerator mit geringerer Leistung auf dem Markt nicht verfügbar war, wurde ein Bypass vom Ozongenerator direkt zum 9 Restozonvernichter (ODT, Ozonia) gelegt, so dass nur ein Teilstrom des Ozon/Sauerstoffgemisches ins Abwasser eingetragen wurde. Das Eintragssystem wurde zudem um einen optimal dimensionierten Durchflussmesser und ein Manometer zur optimalen Durchflussmessung erweitert. Das Ozon/Sauerstoffgemisch wurde schliesslich im Gegenstromverfahren mittels feinblasiger Keramikdiffusoren (120 KTL, Ozonia) in der ersten Kontaktsäule eingetragen und hatte zusätzliche Kontaktzeit in einer zweiten Säule. Beide Säulen bestanden aus Plexiglas, hatten eine Wasserhöhe von 5.37m und einen internen Durchmesser von 15cm, so dass sich ein Wasservolumen von 95 L und eine Aufenthaltszeit von 11.5 min pro Säule ergab. Ozon, das sich nicht löste, konnte oberhalb der Säulen ausgasen und wurde dem thermischen Restozonvernichter zugeführt. Für die während der Messkampagnen dosierten Ozonmengen von bis zu 0.8 g O3 g-1 DOC betrug die Eintragseffizienz jedoch nahezu 100 %, d.h. es konnte kein Ozon im Abgas der Säulen gemessen werden. Als Sicherheitssystem waren zwei fest installierte Ozondetektoren vorhanden, die eventuelle Ozonleckagen mit Blinklicht und Sirene angezeigt hätten, allerdings ohne den Ozonreaktor automatisch abzuschalten. Der nachgeschaltete Sandfilter war ein Dreischichtfilter und bestand aus einer oberen Schicht aus Hydro Anthrasit P II (Korngrösse 1,4 - 2,5 mm), einer mittleren Schicht aus Quarzsand (Korngrösse 0.7 – 1.2 mm) und einer unteren Schicht aus Quarzsand mit einer grösseren Korngrösse (2 – 5.6 mm). Dieser wurde mit einem Teilstrom des ozonierten Abwassers von 60 L h-1 beschickt und in regelmässigen Zeitabständen rückgespült. 4 Messkampagnen 4.1 Konzept Ferrat und Ozon wurden mit derselben molaren Dosis in das Abwasser gegeben, um die Effizienz beider Oxidationsmittel direkt miteinander vergleichen zu können. Ferrat und Ozon haben unterschiedliche Molekulargewichte, daher ist ein Vergleich auf molarer Dosis geeigneter, obwohl Ozondosen meist in der Einheit mg L-1 oder g O3 g-1 DOC angegeben werden. Die Ferratdosis wurde dabei wie in Kapitel 3.2.4 beschrieben auf den Punkt nach der pH-Korrektur eingestellt, da ein Teil des Ferrats durch die pH-Korrektur abgebaut wurde. Die tatsächlich dosierte Menge beider Oxidationsmittel wurde ausserdem um die im Abwasser vorhandene Nitritkonzentration korrigiert. Dies ist nötig, da beide Oxidationsmittel im Verhältnis 1:1 mit Nitrit reagieren und Ozon eine sehr hohe Reaktionskonstante und Ferrat eine mittlere Reaktionskonstante mit Nitrit besitzt (3.7 × 105 M-1 s-1 für Ozon13 und 7.4 × 101 - 4.8 × 103 M-1 s-1 für Ferrat14, 15 bei pH 7, Tabelle 4). Über die Reaktionskonstante von Nitrit mit Ferrat gibt es in der Literatur widersprüchliche Informationen, daher wird der Bereich der Literaturwerte angegeben. Beide Reaktionskonstanten liegen jedoch in einem ähnlichen Bereich oder sogar höher als die Reaktionskonstanten der schnell reagierenden Mikroverunreinigungen mit Ferrat und Ozon (Tabelle 4). Allerdings sind die Nitritkonzentrationen ca. vier Grössenordnungen höher als die der einzelnen Mikroverunreinigungen. Nitrit wird also aufgrund der hohen Konzentrationen und mittleren bis hohen Reaktionskonstanten rasch von beiden Oxidationsmitteln gezehrt, bevor es zu einer substantiellen Oxidation der Mikroverunreinigungen kommen kann. Daher entspricht die Dosis mit Nitritkorrektur der wahren Ferrat- bzw. Ozondosis, die zur Oxidation von Mikroverunreinigungen zur Verfügung steht. Die Oxidation von Mikroverunreinigungen kann im Allgemeinen mathematisch mittels einer Reaktion zweiter Ordnung beschrieben werden. Für Ferrat ergibt sich dabei: 10 [ ] ∫[ ([ ]) [ ] [ ] ∫[ bzw. ] (1) ] und für Ozon: [ ] ([ ]) [ ] [ ] ∫[ ∫[ ] ∫[ ] ∫[ ] bzw. ] (2) ] , ∫[ ] mit [P] als Konzentration des Stoffes, ∫[ und ∫[ ] als Ferrat-, Ozon- und Hydroxylradikalexposition und kFe(VI), kO3 und kOH als Geschwindigkeitskonstanten zweiter Ordnung für die Reaktion mit Ferrat, Ozon und Hydroxylradikalen. Die relativ verbleibende Konzentration eines [ ] ) ] Stoffes P ([ hängt also von der Geschwindigkeitskonstanten und der Exposition der jeweiligen Oxidationsmittel ab. Um die Effizienz beider Oxidationsmittel zu vergleichen, wird daher die relativ verbleibende Konzentration an Mikroverunreinigungen angegeben. Für Ferrat wird die Konzentration im Ablauf des Ferratreaktors auf die Konzentration der Mikroverunreinigungen nach pH-Korrektur bezogen, da dies der genaue Punkt der Dosiseinstellung ist. Für Ozon dagegen wird die Konzentration im Ablauf der Ozonung auf die Konzentration im Zulauf zu den Pilotanlagen bezogen. 4.2 Probenahme Nachdem ein stabiler Betrieb beider Pilotanlagen und des Rotationstauchkörpers gewährleistet war, wurden im Juli und August 2012 sechs Messkampagnen durchgeführt. Tabelle 3 zeigt, dass dabei zwischen 0.9 und 14.5 mmol Oxidationsmittel g-1 DOC (korrigiert für Nitrit) zudosiert wurde, wobei der DOC Gehalt 6.4 bis 8.1 mg L-1 betrug. Dies entspricht Ferratdosen von 0.07 – 0.78 g Fe(VI) g-1 DOC und Ozondosen von 0.02 – 0.72 g O3 g-1 DOC, jeweils korrigiert für Nitrit. Von den sechs Messkampagnen wurden vier unter nitrifizierende Bedingungen durchgeführt, wovon zwei aufgrund des Absterbens der Biologie des Rotationstauchkörpers unter erhöhten Nitritkonzentrationen (1.0 und 1.2 mg NO2-N L-1) stattfinden mussten. Anschliessend wurden wie geplant die beiden letzten Messkampagnen unter nicht-nitrifizierenden Bedingungen durchgeführt, indem der Rotationstauchkörper umgangen und direkt Abwasser aus dem Ablauf der nicht-nitrifizierenden Biologie der ARA Vevey zu den Pilotanlagen gepumpt wurde. Beide Oxidationsmittel wurden mindestens 2h lang zudosiert, bevor Punktproben im Zulauf zu beiden Pilotanlagen, Ferrat nach pHKorrektur = Zulauf Ferratreaktor, Ablauf Ferratreaktor, Ablauf Ozonung und Ablauf Sandfiltration genommen wurden. Die Probenahme erfolgte nach der jeweils berechneten hydraulischen Aufenthaltszeit bis zum Probenahmepunkt, um möglichst ein Wasserpaket auf dem Weg durch die entsprechende Pilotanlage zu beproben. Alle Punktproben ausser dem Zulauf zu beiden Pilotanlagen wurden zudem mit Sulfit im 10fachen Überschuss zur Oxidationsmitteldosis gequencht, um eine weitere Oxidation im Probenahmegefäss zu verhindern und eine repräsentative Probe zu erhalten. Die Reaktionskonstanten von Ferrat und Ozon mit Sulfit sind in Tabelle 4 angegeben. 11 Tabelle 3. Ozon- und Ferratdosen der Probenahmekampagnen. Ozondosis Datum - - korrigiert für Nitrit korrigiert für Nitrit [mg O3 L-1] [g O3 g-1 DOC] 13.08.2012 14.08.2012 20.08.2012 21.08.2012 27.08.2012 28.08.2012 4.3 3.8 5.4 4.3 6.0 3.8 Ferratdosis vor pH-Korrektur [g O3 g-1 DOC] 0.67 0.56 0.82 0.53 0.75 0.57 - 0.53 0.36 0.30 0.02 0.72 0.54 - - [mmol O3 g-1 DOC] [mg Fe(VI) L-1] [g Fe(VI) g-1 DOC] 11.0 7.6 6.3 0.5 15.0 11.3 Ferratdosis nach pH-Korrektur Datum - korrigiert für Nitrit korrigiert für Nitrit 10.7 12.7 11.5 9.3 15.4 11.9 korrigiert für Nitrit korrigiert für Nitrit [g Fe(VI) g-1 DOC] [mmol Fe(VI) g-1 DOC] 1.50 1.66 1.13 0.56 1.88 1.77 26.8 29.7 20.2 10.0 33.5 31.6 1.66 1.89 1.74 1.16 1.91 1.80 Mittelwert Dosis Oxidationsmittel* DOC Nitrit Carbonathärte pH Ozon pH Ferrat korrigiert für Nitrit - - - - nach pHKorrektur [mmol Fe(VI) [mmol Ox [mg NO2-N [mg DOC L-1] [mmol L-1] [] -1 -1 g DOC] g DOC] L-1] 13.08.2012 4.8 0.75 0.59 10.5 10.8 6.4 0.3 1.2 7.2 14.08.2012 4.2 0.63 0.40 7.2 7.4 6.7 0.4 1.4 7.3 20.08.2012 6.8 1.03 0.43 7.6 7.0 6.6 1.0 1.3 7.3 21.08.2012 5.4 0.66 0.07 1.2 0.9 8.1 1.2 1.4 7.3 27.08.2012 6.5 0.81 0.78 13.9 14.5 8.1 0.1 4.1 7.3 28.08.2012 4.3 0.65 0.62 11.1 11.2 6.6 0.0 4.1 7.3 * Es handelt sich um den Mittelwert der Ozondosis sowie der Ferratdosis der jeweiligen Kampagne, die geringfügig voneinander abweichen konnten. Dieser Mittelwert wird für einen direkten Vergleich der beiden Oxidationsmittel benötigt, s. Abbildung 10. [mg Fe(VI) L-1] [g Fe(VI) g-1 DOC] [g Fe(VI) g-1 DOC] [] 7.9 7.5 7.4 7.8 7.8 7.3 12 4.3 Messmethoden 4.3.1 Allgemeine chemische Parameter Vor Beginn jeder Messkampagne wurde der aktuelle Nitrit- und CSB-Wert im Zulauf zu den Pilotanlagen mit Rundküvettentests von Macherey-Nagel bestimmt, die innerhalb von 15min (Nitrit) bzw. 45min (CSB) den entsprechenden Wert lieferten. Zuvor war über einen längeren Zeitraum eine Korrelation des CSB und des DOC-Werts aufgenommen worden, um den DOC schneller abschätzen zu können (Abbildung 4): Abbildung 4. Korrelation des DOC- und CSB Werts im Ablauf des nitrifizierenden Rotationstauchkörpers der ARA Aviron in Vevey (27.03. – 02.05.2012). Für die Korrelation wurde der DOC dabei innerhalb von 24h nach Probenahme im chemischen Labor der SIGE nach Filtration auf 0.45 μm mit einem thermischen TOC Messgerät bestimmt (Shimadzu TOC-V CPH). Der Nitrit- und abgeschätzte DOC-Wert wurden anschliessend verwendet, um die geplante Dosis an Oxidationsmitteln einzustellen. Die tatsächlichen Oxidationsmitteldosen wurden jedoch mit den Werten der Probe berechnet, die zum Zeitpunkt der Messkampagne genommen wurde. Der DOC und TOC wurden wie oben erwähnt im chemischen Labor der SIGE mit dem TOC Messgerät bestimmt, während der CSB mit der Kaliumdichromatmethode gemessen wurde. Ammonium, Nitrit, Nitrat und Phosphat wurden mit Schweizer Standardmethoden photometrisch gemessen (Spectrophotometer CFA QuAAtro, Bran & Luebbe). Die Karbonathärte dagegen wurde direkt vor Ort mit einem Macherey & Nagel Rundküvettentest quantifiziert, da diese Analyse im chemischen Labor der SIGE nicht vorhanden war. Der pH Wert wurde ebenfalls direkt an den Pilotanlagen zum Zeitpunkt der Probenahme gemessen. Dabei wurde ein täglich kalibriertes pH Meter (Metrohm 827) mit einer Glaselektrode (LL Primatrode NTC) verwendet. 13 4.3.2 Mikroverunreinigungen Die Konzentrationen von 44 Mikroverunreinigungen wurden mittels offline SPE-UPLC-MS/MS vom Zentrallabor des Instituts für Umweltingenieurwissenschaften der EPFL gemessen.16 Tabelle A1 (Anhang) gibt einen Überblick über die gemessenen Mikroverunreinigungen und deren UPLC und MS Parameter sowie die verwendeten internen Standards. Im Unterschied zur veröffentlichten Methode von Morasch et al. 201016 wurden zusätzliche deuterierte Mikroverunreinigungen als interne Standards verwendet, und nur die 44 statt 58 Mikroverunreinigungen der Originalmethode ausgewertet, die einen deuterierten internen Standard der gleichen Molekülstruktur hatten. Einzige Ausnahme war das 17-Estradiol (EE2) bei dem 17-Estradiol-d3 verwendet wurde (Tabelle A1, Anhang). Im Gegensatz zur veröffentlichten Methode wurden die Proben zuerst auf 0.7 μm filtriert und dann auf pH 2.0 – 2.5 angesäuert, und nicht umgekehrt. Dies war aufgrund der mit Ferrat behandelten und gequenchten Proben nötig, die einen hohen Anteil an ausgefallenen Eisenoxidhydroxiden und Eisenphosphaten enthielten. Bei Vortests zeigte sich, dass beim Ansäuern dieser Proben vor dem Filtrieren die Peakform und Qualitätsparameter der Mikroverunreinigungen in diesen Proben generell sehr schlecht waren. Dies könnte daran liegen, dass Eisen durch das Ansäuern wieder in Lösung ging. Daher wurde entschieden, die Schritte Ansäuern und Filtration umzudrehen, um die Eisenausfällungen vor dem Ansäuern abzutrennen. Dies wurde für alle Proben beibehalten, um alle Proben gleich zu behandeln. Nach dem Ansäuern wurde schliesslich der interne Standard bzw. der Analyt für die aufgestockten Proben zugegeben. Zur Qualitätskontrolle wurde für jede Messkampagne ein Blank und ein Standard mit aufbereitet, sowie jede einzelne Probe geteilt, aufgestockt und doppelt gemessen. Nur wenn die Wiederfindung der aufgestockten Probe unter Verwendung des internen Standards zwischen 90 und 110 % lag, wurde die Messung akzeptiert. Dies war bei 24 der 44 gemessenen Mikroverunreinigungen der Fall (Tabelle A1, Anhang). Die aufgestockte Probe wurde dann als unabhängige doppelte Aufbereitung verwendet und ein Mittelwert berechnet. 4.3.3 N-Nitrosamine Zur Messung der N-Nitrosamine im Abwasser wurde die Methode von Lee et al. 2013 verwendet.17 Dabei werden die N-Nitrosamine offline mittels SPE angereichert und anschliessend mit einer HPLCNachsäulen-UV-Photolyse / Derivatisierung gemessen. Statt der Bakerbond Aktivkohlekartusche wurde jedoch die Aktivkohlekartusche der EPA Methode (Restek EPA Method 521 6ml (2g)) verwendet, da andere Anwender von Durchbrüchen bei der Verwendung der Bakerbond Kartusche berichteten. Zusätzlich wurde das Injektionsvolumen auf 300 μl erhöht, um eine bessere Bestimmungsgrenze (LOQ) zu erzielen. Der Waschschritt mit NaCl-Lösung, um die Nitrit- und Nitratkonzentration im SPE Extrakt zu verringern, wurde nicht durchgeführt, da Nitrit und Nitrat nicht quantifiziert werden sollten. Die Extraktionseffizienz der leicht veränderten SPE Methode sowie der lineare Bereich und die Nachweis- und Bestimmungsgrenze der einzelnen N-Nitrosamine wurden neu bestimmt (Tabelle A2 und A3, Anhang). Abbildung 5 zeigt Chromatogramme der verschiedenen Probenahme-punkte entlang der Pilotanlagen sowie eines Standard Mix. 14 Abbildung 5: Chromatogramme der N-Nitrosaminmessung nach der Methode von Lee et al. 201317 in Proben entlang der Pilotanlagen vom 27.08.2012, sowie eines Standard Mix von 25 μg L-1. 4.3.4 Bromat Zur Bestimmung von Bromat wurden die Proben nach dem Quenchen mit Sulfit mit einem 0.45 μm Nylonfilter filtriert und bis zur Messung im Dunkeln bei 4 °C aufbewahrt. Die Messung erfolgte mittels Ionenchromatographie und Nachsäulenderivatisierung mit anschliessender UV Detektion (Bromat).18 15 5 Resultate 5.1 Allgemeine chemische Parameter Die allgemeinen chemischen Parameter wurden im Zulauf zum Rotationstauchkörper, Zulauf Pilotanlagen, Ablauf Ozonung, Ablauf Sandfiltration, sowie im Zu- und Ablauf des Ferratreaktors überwacht (Tabelle A4, Anhang). Die Nitrifikation im Rotationstauchkörper lief demnach während der ersten beiden Kampagnen am 13. und 14.08.2012 stabil, während sich das Absterben der Biologie auf den Scheiben des Rotationstauchkörpers am 20. und 21.08.2012 durch erhöhte Nitritwerte bemerkbar macht. Auch die nicht-nitrifizierenden Bedingungen am 27. und 28.08.2012 sind durch hohe Ammoniumwerte klar erkennbar. Durch die Ozonung und die Oxidation mit Ferrat wurde Nitrit, wenn im Zulauf zu den Pilotanlagen vorhanden, fast vollständig oxidiert. Die Ammoniumkonzentrationen blieben nahezu unverändert. Durch die Ozonung und anschliessend Sandfiltration nahm der DOC und TOC geringfügig ab. Dies ist auf die Umwandlung schwer abbaubarer organischer Verbindungen durch Oxidation in leichter abbaubare Verbindungen zurückzuführen, die im Sandfilter weiter biologisch abgebaut werden konnten. In den Daten ist auch die Zugabe von Essigsäure ersichtlich, die je nach Intensität der pHKorrektur zu DOC Werten von bis zu 590 mg L-1 und CSB Werten bis zu 1400 mg O2 L-1 führte. Dies sind für den Ablauf einer ARA unrealistisch hohe Werte. Die Optimierung der Pilotanlage Ferrat wird in Kapitel 6 diskutiert. Auch die Zugabe von Phosphat im Zulauf zu den Pilotanlagen ist klar erkennbar, sowie die Fällung von Phosphat in der Pilotanlage Ferrat. Die Fällung von Phosphat wird im Kapitel 5.5 genauer diskutiert. 5.2 Mikroverunreinigungen 24 Mikroverunreinigungen konnten aufgrund der leicht veränderten Probenvorbereitung erfolgreich entlang der beiden Pilotanlagen gemessen werden. Die aus den Doppelmessungen gemittelten Konzentrationen sowie die relativ verbleibenden Konzentrationen sind in Tabelle A5 (Anhang) aufgelistet. Einige dieser Stoffe werden in der biologische Stufe bereits gut abgebaut, so wurden z.B. Estriol und 17-Ethinylestradiol im Ablauf des Rotationstauchkörpers in keiner der Messkampagnen detektiert (Tabelle A5, Anhang). Alle anderen Mikroverunreinigungen waren persistent und konnten im mehrstelligen ng L-1-Bereich gemessen werden. 5.2.1 Ozon Abbildung 6 zeigt den Einfluss der Ozondosis auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen in der Pilotanlage Ozon. Die Reaktivität der Mikroverunreinigungen mit Ozon nimmt von links (Bisphenol A) nach rechts (Amidotrizoesäure) ab. Eine Übersicht der Reaktionskonstanten aller 24 Mikroverunreinigungen mit Ozon, Hydroxylradikalen und Ferrat gibt Tabelle 4. Die Ozonung führte wie erwartet teilweise zu einer vollständigen Elimination der schnell reagierenden Mikroverunreinigungen wie Bisphenol A, Diclofenac, Sulfamethoxazol oder Carbamazepin (kO3 > 104 M-1 s-1), die elektronenreiche funktionelle Gruppen wie Phenole, Amine oder Doppelbindungen enthalten. Mit abnehmender Reaktionskonstante nahm auch die Elimination der Mikroverunreinigungen in der Ozonung ab, und der Anteil der Oxidation durch Hydroxylradikale zu. Röntgenkontrastmittel wurden für die höchste Ozondosis von 0.72 g O3 g-1 DOC (mit Nitritkorrektur) nur noch zu ca. 20-30 % eliminiert, was vollständig auf die Oxidation durch Hydroxylradikale zurückzuführen ist. 16 Abbildung 6: Einfluss der Ozondosis auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen nach der Ozonung. Mit höherer Ozondosis wurden die meisten Mikroverunreinigungen zunehmend oxidiert. Eine Ausnahme waren die schnell reagierenden Mikroverunreinigungen, die theoretisch für alle Ozondosen vollständig oxidiert werden sollten. Dies war aber nicht immer der Fall und wurde auf eine nicht-optimale Einmischung des Ozon/Sauerstoffgemisches mit Hilfe der Diffusoren zurückgeführt, die auf einen Minimalfluss von 200 L h-1 ausgelegt waren, aber nur mit 110 L h-1 betrieben wurden. Dies ist bei der zukünftigen Konzeption von Pilot- und Grossanlagen zu beachten. In Abbildung 6 und allen folgenden Abbildungen sind zudem die beiden Kampagnen mit erhöhten Nitritwerten (Tabelle A4, Anhang) transparent dargestellt. Die Nitritkorrektur beruht darauf, dass Ozon zunächst mit dem im Abwasser vorhandenen Nitrit reagiert, und erst dann mit den Mikroverunreinigungen. Dies liegt einerseits an der hohen Reaktionskonstante von Nitrit mit Ozon (3.7 × 105 M-1 s-1 bei pH 7), andererseits sind die Nitritkonzentrationen im Abwasser vier Grössenordnungen höher als die der einzelnen Mikroverunreinigungen. Mikroverunreinigungen können somit erst nach der Zehrung von Nitrit substantiell durch Ozon oxidiert werden. Bei einer nicht-optimalen Einmischung des Ozon/Sauerstoffgemischs und hohen Nitritkonzentrationen überlagern sich die Prozesse allerdings. Unter diesen Bedingungen wird der Prozess in Wasserpaketen mit guter Einmischung des Ozons wie beschrieben ablaufen. In diesen Wasserpaketen wird es allerdings bereits zur Oxidation von Mikroverunreinigungen kommen, bevor Ozon in andere Wasserpakete eingemischt und Nitrit dort oxidiert wird. Eine genaue Bestimmung der relevanten Ozondosis ist unter diesen Bedingungen somit schwierig. Daher werden die beiden Kampagnen transparent dargestellt und sind nicht direkt mit den anderen vier vergleichbar. 17 Tabelle 4. pKa Werte und Reaktionskonstanten zweiter Ordnung der gemessenen Mikroverunreinigungen mit Ozon, Hydroxylradikalen und Ferrat. Substanz pKa deprotoniert Amidotrizoesäure 3.4 Atenolol 9.6 kOH -1 -1 [M s ] deprotoniert pH 7 -2 d 6.3 × 10 g Carbamazepin neutral 5d 1.1 × 10 6h 6.0 × 10 1j 3.5 × 10 6.0 × 10 3j 2.7 × 10 2m 5.9 × 10 9o 1.1 × 10 2d 6h 9o 1.1 × 10 1.7× 10 <1 h 4o 1.7 × 10 5m 8b 5.4 × 10 3d 5.8 × 10 5h 2.9 × 10 9k 7.6 × 10 9m 7.4 × 10 10 p 1.0 × 10 1.1 × 10 2j 1.9 × 10 2m 5.9 × 10 6o 1.6 × 10 5m 3.0 × 10 3.0 × 10 5o 1.0 × 10 5o 1.8 × 10 4.0 × 10 5t 6.8 × 10 6o 1.7 × 10 6o 1.7 × 10 9e 9.3 × 10 kHFeO4-1 -1 [M s ] monoprotoniert diprotoniert kFeO42-1 -1 [M s ] demonoprotoniert protoniert 0c kFe(VI), app -1 -1 [M s ] pH 7 0c 5.5 × 10 3 0 ~2 × 10 f (estimated) ~3 × 10 f (estimated) 9h 9e 8.5 × 10 2l 1.9 × 10 5q 8.0 × 10 1.9 × 10 2.6 × 10 2 1.1 × 10 r (neutral) 1l 4q 1l 2.0 × 10 2q 2q 8.2 × 10 6.4 × 10 -1 r 1r 9.0 × 10 6.7 × 10 4s m 4.2 m 10.4 m 10.4 v 3.7 Gemfibrozil 4.7 v Ibuprofen Iohexol Iomeprol Mecoprop Mefenaminsäure Metformin Methylbenzotriazol Metronidazol 4.9 v Primidon Sulfamethoxazol diprotoniert 5.0 × 10 b (pH 3) 8.7/9.5 i 1.6/8.2 m 3.6 n 9.6/10.2 Naproxen kO3, app -1 -1 [M s ] a Azithromycin Benzotriazol Bezafibrat Bisphenol A Clarithromycin Diclofenac Estriol 17a-Ethinylestradiol Gabapentin kO3 -1 -1 [M s ] monoprotoniert 5t 6.8 × 10 9o 3.9 × 10 9o 3.7 × 10 4w ~2 × 10 (QSAR) 0m 9.1 × 10 0m 9.6 × 10 < 8 × 10 -1 m < 8 × 10 v 3.1 v 4.2 v 12.1 1.65/8.5 v 2.5 4.2 v -1 m 2 1.1 × 10 4j 1.0 × 10 4 2.5 × 10 9.9 1.7/5.6 5.7 × 10 Sulfit 7.2 1.0 × 10 Nitrit 3.1 3.7 × 10 5h 9 5 2j 4.7 × 10 2.5 × 10 5 2.8 × 10 5 2 <5 × 10 2 5 2.6 × 10 0b 1.0 × 10 5h 5.5 × 10 4h 3.2 × 10 9m 9.8 × 10 4 2.0 × 10 8 3.9 × 10 5 3.7 × 10 2r 2.1 × 10 5u 5.4 × 10 5q 5.4 × 10 3u 1.1 × 10 2q 9.4 × 10 0r 1.5 × 10 3u 1.0 × 10 2r 9.3 × 10 2u 1.3 × 10 3u 1.2 × 10 2q 7.3 × 10 9x 6.8 × 10 9x 5.3 × 10 9e 3.2 × 10 9z 1.8 × 10 1.1 × 10 0y 6.7 × 10 -1 y 9 1.9 × 10 9 4.0 × 10 2j 1.6 × 10 4.7 × 10 9m 7.5 × 10 9 4.3 × 10 2l 1l 2.7 × 10 1l 2.8 × 10 4.4 × 10 9m 9.6 × 10 9b 6.7 × 10 9e 4.9 × 10 3 r, 9.2 × 10 1.3 × 10 7.6 × 10 5 3 3r 1.8 × 10 4 8.2 × 10 1 7.4 × 10 3 - 4.8 × 10 18 a from ref19, b from ref20, c from ref21, d from ref22, e from ref23, f from ref24, g from ref25, h from ref26, i from ref27, j from ref28, k from ref29, l from ref30, m from ref31, from ref32, o from ref33, p from ref34, q from ref35, r from ref6, s from ref36, t from ref37, u from ref38, v from ref16, w from ref39, x from ref40, y from ref41, z from ref42, from ref43, from ref44, from ref45, from ref46, from ref47, from ref48, from ref49, from ref13, from ref15, from ref14, reaction of the fully protonated Fe(VI)-SMX intermediate with HFeO4-, from ref6 n 19 5.2.2 Ferrat In der Pilotanlage Ferrat wurde die Ferratdosis im Zulauf zum Ferratreaktor eingestellt, da während der pH-Korrektur 40-60 % des zugegebenen Ferrats innerhalb weniger Sekunden zerstört wurde (s. Kapitel 3.2.4). Abbildung 7 zeigt die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen nach der pH-Korrektur im Zulauf zum Ferratreaktor, bezogen auf den Zulauf zu den Pilotanlagen. Die substantielle Oxidation der Mikroverunreinigungen überrascht, da die Kontaktzeit mit Ferrat nur wenige Sekunden betrug und die Reaktionskonstanten mit Ferrat in der Form von Fe(VI) zu gering sind, um die beobachtete schnelle Oxidation zu erklären. Ein ungenügendes Quenchen des Ferrats und Weiterreaktion im Probenahmegefäss kann aus zwei Gründen ausgeschlossen werden. Erstens war erkennbar, dass sich die Farbe der Abwasserprobe während der Probenahme direkt von violett (Ferrat) in gelb (Eisenoxidhydroxid) änderte, und ein Niederschlag ausfiel; Ferrat reagierte somit ab. Zweitens wurde das Quenchmittel Sulfit in mindestens 10fachem Überschuss zu Ferrat vorgelegt, und besitzt eine höhere Reaktionskonstante als alle untersuchten Mikroverunreinigungen mit Ferrat (Tabelle 4). Dies stellt ein schnelles Quenchen von Ferrat ebenfalls sicher. Es wird daher nicht von einem Artefakt ausgegangen, sondern vermutet, dass während der pHKorrektur ein sekundäres Oxidationsmittel gebildet wurde, das bisher nicht identifiziert werden konnte. Dieses muss jedoch sehr viel reaktiver als Ferrat (Fe(VI)) sein und selektiv wirken, da elektronenreiche Mikroverunreinigungen stärker oxidiert wurden als andere. Hydroxylradikale können aufgrund ihrer Unselektivität ausgeschlossen werden. Eine Möglichkeit ist Fe(V), das während der Reaktionen von Fe(VI) entstehen kann und in der Literatur für einzelne Substanzen mit sehr hohen Reaktionskonstanten im Vergleich zu Fe(VI) beschrieben wurde. Es existiert jedoch bisher keine Messmethode, die verschiedenen Eisenspezies im Abwasser zu unterscheiden und zu messen. Abbildung 7: Einfluss der Ferratdosis auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen direkt nach pH-Korrektur nach Ferratzugabe. 20 Um diesen unbekannten Effekt auszuschliessen, wird daher die reine Oxidation von Mikroverunreinigungen während der Kontaktzeit im Ferratreaktor angegeben, und die relativ verbleibende Konzentration auf den Zulauf zum Ferratreaktor nach der pH-Korrektur bezogen. Abbildung 8 zeigt, dass wieder eine selektive Oxidation beobachtet wurde. Mikroverunreinigungen, die eine für Ferrat hohe Reaktionskonstante > 5 × 101 M-1 s-1 bei pH 7 aufweisen, wurden schneller oxidiert als die weniger reaktiven. Bisphenol A, Diclofenac und Carbamazepin wurden für alle untersuchten Dosen praktisch vollständig oxidiert. Sulfamethoxazol ist eine Ausnahme. Bereits bei vorherigen Laborstudien verhielt sich Sulfamethoxazol verschieden von der Kinetik zweiter Ordnung.6 Eine Vermutung ist, dass es einen Komplex mit Ferrat bildet, der jedoch auch zu einer Rückbildung von Sulfamethoxazol führen kann. Dementsprechend könnte man die hohe verbleibende Konzentration an Sulfamethoxazol im Vergleich zu anderen schnell reagierenden Mikroverunreinigungen erklären. Die Bildung dieses Komplexes und welche funktionellen Gruppen diese beeinflussen, sind jedoch noch unbekannt. Obwohl Hydroxylradikale nicht gebildet werden, wurden auch Mikroverunreinigungen mit niedrigen Reaktionskonstanten mit Ferrat (kapp < 5 × 101 M-1 s-1 bei pH 7) in einzelnen Kampagnen bis zu 50 % oxidiert. Eine Dosisabhängigkeit ist dabei nicht zu erkennen. Es bleibt daher die Frage, ob das vermutete unbekannte sekundäre Oxidationsmittel auch im Ferratreaktor während der einstündigen Kontaktzeit in situ gebildet wurde. Die Nitritkorrektur hat ebenfalls keinen Einfluss auf die Dosisabhängigkeit. Abbildung 8 zeigt die relativ verbleibende Konzentration der Auswahl an Mikroverunreinigungen mit Nitritkorrektur, Abbildung 9 ohne Nitritkorrektur. In beiden Fällen ergibt sich keine eindeutige Dosisabhängigkeit. Abbildung 8: Einfluss der Ferratdosis (mit Nitritkorrektur) auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen ausschliesslich durch Kontakt im Ferratreaktor. Die relativ verbleibende Konzentration wurde auf den Zulauf zum Ferratreaktor nach der pH-Korrektur bezogen. 21 Abbildung 9: Einfluss der Ferratdosis (ohne Nitritkorrektur) auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen ausschliesslich durch Kontakt im Ferratreaktor. Die relativ verbleibende Konzentration wurde auf den Zulauf zum Ferratreaktor nach der pH-Korrektur bezogen. 5.2.3 Vergleich von Ozon und Ferrat Abbildung 10 zeigt den direkten Vergleich der relativ verbleibenden Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen bei gleicher molarer Dosis von Ozon und Ferrat im gleichen Abwasser. Schnell reagierende Mikroverunreinigungen (pH 7: kapp > 104 M-1 s-1 (O3); kapp > 5 × 101 M-1 s-1 (Fe(VI)) mit elektronenreichen funktionellen Gruppen wie z.B. Anilinen (Diclofenac) oder Doppelbindungen (Carbamazepin) werden von den beiden Verfahren vergleichbar gut oxidiert. Bereits die geringste getestete Dosis oxidierte Diclofenac und Carbamazepin zu > 80%. Die Reaktionskonstanten der Mikroverunreinigungen mit Ferrat sind zwar 3-4 Grössenordnungen geringer als diejenigen mit Ozon, Ferrat gleicht dies jedoch durch eine größere Exposition (Konzentration × Zeit) wieder aus.6 Sulfamethoxazol bildet wie bereits im vorherigen Kapitel diskutiert eine Ausnahme bei der Oxidation mit Ferrat, und wird verhältnismässig schlecht oxidiert. Dieses Phänomen muss noch weiter untersucht werden. Im Gegensatz dazu wurden langsam reagierende Mikroverunreinigungen (pH 7: kapp < 104 M-1 s-1 (O3); kapp < 5 × 101 M-1 s-1 (Fe(VI)) wie z.B. Benzotriazol oder Röntgenkontrastmittel durch Ozon stärker oxidiert. Iomeprol als Vertreter der Röntgenkontrastmittel wurde z.B. bis zu 60% durch Ozon, aber nur bis zu 20% durch Ferrat oxidiert. Dies ist auf die zusätzliche Oxidation duch die sekundär gebildeten Hydroxylradikale bei der Ozonung zurückzuführen, die bei der Anwendung von Ferrat nicht entstehen. Trotzdem erscheint die Oxidation von bis zu 20 % Iomeprol durch Ferrat relativ hoch. Ob das unbekannte sekundäre Oxidationsmittel dazu beiträgt, muss noch untersucht werden. Insgesamt erreicht Ozon jedoch trotz der nicht-optimalen Gaseinmischung eine etwas stärkere Oxidation der langsam reagierenden Mikroverunreinigungen als Ferrat im aktuellen Setup beider Pilotanlagen. 22 Abbildung 10: Einfluss der gleichen molaren Oxidationmitteldosis (mit Nitritkorrektur) auf die relativ verbleibende Konzentration einer Auswahl an Mikroverunreinigungen durch Ozon und Ferrat. Die relativ verbleibende Konzentration nach der Ozonung wurde auf den Zulauf Pilotanlagen bezogen, während diese bei Ferrat auf den Zulauf zum Ferratreaktor (nach der pH-Korrektur) bezogen wurde, so dass die Oxidation während der pH-Korrektur bei Ferrat nicht berücksichtigt wurde. 23 5.3 N-Nitrosamine Zwei der neun analysierten N-Nitrosamine, NDMA und NMOR, wurden über der jeweiligen Bestimmungsgrenze gefunden. Die Konzentrationen im Zulauf zu den Pilotanlagen lagen meist knapp um die Bestimmungsgrenze (LOQ) von 6 ng L-1 NDMA und 12 ng L-1 NMOR (Abbildunge 11 und 12, Tabelle A3, Anhang). Erhöhte Werte im Zulauf zu den Pilotanlagen wurden nur in einer Kampagne unter nitrifizierenden Bedingungen mit einem hohen Nitritgehalt gemessen (43 ng L-1 NDMA und 51 ng L-1 NMOR). Die gemessenen Werte stimmen mit den Ergebnissen einer Übersichtsstudie überein, die in 20 Schweizer ARAs NDMA Konzentrationen im Ablauf der Biologie zwischen < LOQ und 33 ng L-1 (LOQ 1 ng L-1) sowie NMOR Konzentrationen zwischen 3 und 26 ng L-1 fand. In der Übersichtsstudie wurde auch von einmaligen Spitzenwerten an NDMA von bis zu 188 ng L-1 berichtet, so dass sich auch der erhöhte Wert an der ARA Aviron im normalen Bereich befindet.50 Abbildung 11: NDMA Konzentration entlang der Pilotanlagen in Abhängigkeit von der Oxidationsmitteldosis. Abbildung 12: NMOR Konzentration entlang der Pilotanlagen in Abhängigkeit von der Oxidationsmitteldosis. 24 Da die NDMA und NMOR Gehalte im Zulauf zu den beiden Pilotanlagen schwankten, wird im folgenden Abschnitt die absolute Zu- oder Abnahme bezogen auf den Zulauf zu beiden Pilotanlagen angegeben. NDMA und NMOR wurden demnach sowohl bei der Ozonung als auch bei der Behandlung mit Ferrat gebildet, wobei NMOR bei einer Kampagne sogar eliminiert wurde (Abbildungen 13 und 14). Abbildung 13: Differenz der NDMA Konzentrationen entlang der Pilotanlagen bezogen auf den Zulauf zu den Pilotanlagen, in Abhängigkeit von der Oxidationsmitteldosis. Abbildung 14: Differenz der NMOR Konzentrationen entlang der Pilotanlagen bezogen auf den Zulauf zu den Pilotanlagen, in Abhängigkeit von der Oxidationsmitteldosis. Die NDMA Bildung zeigt sowohl bei der Ozonung (Ablauf Ozonung) als auch bei der Behandlung mit Ferrat (Ablauf Ferratreaktor) keine Dosisabhängigkeit. Dies wurde bereits in früheren Versuchen mit Ozon gezeigt.51 Es ist bekannt, dass die Bildung von N-Nitrosaminen sowohl von den Vorläufersubstanzen als auch von der Oxidationsmitteldosis abhängt. Da die Kampagnen an unterschiedlichen Tagen durchgeführt wurden, lagen sehr wahrscheinlich unterschiedliche Mischungen an Vorläufersubstanzen vor, so dass eine Dosisabhängigkeit nicht beobachtet werden konnte. Generell ist die Zunahme an NDMA für die Ozonung im Vergleich zu anderen Studien relativ hoch. Für Ozon wurde eine Zunahme von bis zu 49 ng L-1 beobachtet, für Ferrat lag die Zunahme 25 sogar bei maximal 138 ng L-1. Für die Ozonung von kommunalem Abwasser sind bisher aus der Schweiz Werte von bis zu 14 ng L-1 Zunahme an NDMA bekannt,51 während international von bis zu 48 ng L-1 Zunahme berichtet wurde.52 Da der Industrieanteil am Abwasser der ARA Aviron nur ~15 % beträgt, wird vermutet, dass Vorläufersubstanzen enthalten sein mussten, die besonders effizient in NDMA umgewandelt werden. Dies ist besonders aufgrund der fehlenden Ölentfernung in der Vorklärung der ARA Aviron interessant, die zu der im Vergleich zu ölentfernenden ARAs stärkeren Bildung an NDMA geführt haben könnte. Die NMOR Konzentrationen änderten sich dagegen nicht so stark, bei der Ozonung wurden bis zu 8 ng L-1 gebildet bzw. 36 ng L-1 eliminiert, während für die Ferratbehandlung bis zu 103 ng L-1 gebildet und 40 ng L-1 eliminiert wurden. Für die Behandlung mit Ferrat stechen dabei die beiden Kampagnen unter nicht-nitrifizierenden Bedingungen mit einer besonders hohen NMOR-Bildung hervor. Auch für NDMA wird bei diesen beiden Kampagnen mit Ferrat die höchste Bildung erzielt, allerdings ist hier der Unterschied zu den Kampagnen unter nitrifizierenden Bedingungen nicht ganz so stark. Die Gründe sind wohl auch in veränderten Vorläufersubstanzen zu suchen und nicht in der geringfügig höheren Ferratdosis für diese beiden Kampagnen. Dies lässt sich aufgrund dieser Versuche aber nicht verallgemeinern. Der Sandfilter hat keinen grossen Einfluss auf die Konzentrationen von NDMA und NMOR. Die beiden N-Nitrosamine werden entweder geringfügig abgebaut oder blieben unverändert. 5.4 Bromat Bromat ist das wichtigste Desinfektionsnebenprodukt der Ozonung von bromidhaltigen Wässern. Es wird durch Oxidation von Bromid gebildet und gilt als potentiell kanzerogen. Die Bromidgehalte lagen in den Abwasserproben aus dem Zulauf zu den beiden Pilotanlagen zwischen 50-75 μg L-1, was in der Schweiz einer leicht erhöhten Konzentration in Abwässern aus kommunalen Kläranlagen entspricht, im internationalen Vergleich aber gering ist.53, 54 Bromat wurde in keiner der Abwasserproben im Zulauf zu den beiden Pilotanlagen über der Bestimmungsgrenze (LOQ) von 2 μg L-1 gefunden. Trotz der erhöhten Bromidgehalte wurde im Ablauf der Ozonung nur für die beiden höchsten Ozondosen von 0.54 und 0.72 g O3 g-1 DOC (korrigiert für Nitrit) überhaupt Bromat über der Bestimmungsgrenze gemessen (Abbildung 15a, schwarze Balken). Beide Werte lagen aber deutlich unter dem Trinkwassergrenzwert von 10 μg L-1 und stellen daher keine Gefährdung der Trinkwasserressourcen aus ozonierten Abwässern dar. Im Ablauf des Ferratreaktors wurden dagegen sehr hohe Bromatwerte von 80 – 100 μg L-1 gefunden (Abbildung 15b, schwarze Balken). Diese Konzentrationen waren unerwartet, da Ferrat in Laborstudien Bromid nicht oxidiert und somit kein Bromat bildet (kFe(VI), Br- < 0.1 M-1 s-1 bei pH 7).15 Die hohen Konzentrationen an Bromat sind auch nicht durch direkte Oxidation von Bromid erklärbar. Abbildung 15b zeigt, dass die Abnahme an Bromid selbst bei vollständiger Reaktion von Bromid zu Bromat nur einen Bruchteil der Bromatgehalte erklären könnte (dunkelgraue Balken). Schliesslich wurden sehr hohe Bromatgehalte von 160 mg L-1 in der Javellösung gefunden, die zur Herstellung der Ferratstammlösung verwendet wurde. Diese können die im Abwasser gemessenen Bromatwerte vollständig erklären (Abbildung 15b, hellgraue Balken). Es ist bekannt, dass Javellösungen mit Bromat verunreinigt sein können, da bereits das Salz, das zur elektrochemischen Herstellung von Chlor verwendet wird, mit Bromid verunreinigt sein kann. Chlor kann anschliessend Bromid zu HOBr oxidieren, welches wiederum über Disproportionierung langsam Bromat bildet:55 5 HOBr 2 Br2 + BrO3- + 2 H2O + H+ (K = 1 × 1010 M-1) 26 Der hier gefundene Wert von 160 mg Bromat L-1 im Javelwasser liegt im internationalen Vergleich zwar in einem sehr hohen, aber doch realistischen Bereich der gemessenen Bromatkonzentrationen verschiedener Javellösungen (0.1 – 190 mg L-1).56 Die geringfügige Abnahme an Bromid (Verdünnung einberechnet) durch die Ferratbehandlung könnte auf geringe verbleibende Mengen an Chlor in der Ferratlösung zurückzuführen sein. Dies wird momentan noch untersucht. Kapitel 6 diskutiert verschiedene Möglichkeiten, die in diesem Pilotversuch sehr hohen Bromatwerte zu senken. Abbildung 15: Bromatkonzentrationen a) nach der Ozonung und b) nach der Behandlung mit Ferrat (schwarze Balken). Für Ferrat wird zusätzlich die berechnete Bromatkonzentration angegeben, die aus der Javellösung zur Herstellung der Ferratstammlösung stammen kann (hellgrau). 27 5.5 Phosphat Ein grosser Vorteil von Ferrat für die Abwasserbehandlung ist seine Wirkung als Fällmittel, so dass es gleichzeitig zur Oxidation von Mikroverunreinigungen und zur Phosphatfällung verwendet werden kann. Nach Zugabe ins Abwasser wirkt Ferrat im ersten Schritt als Oxidationsmittel, wobei es vom Fe(VI) über verschiedene Schritte zum Fe(III) reduziert wird. In dieser Form wirkt es dann als Fällmittel. Abbildung 16 zeigt die Phosphatkonzentrationen vor und nach beiden Pilotanlagen mit steigender Eisen- und Ozondosis. In der Pilotanlage Ferrat entspricht die Ferratdosis der Eisendosis, da die Ferratlösung kein gelöstes Fe(III) enthält. Fe(III), das nicht zu Fe(VI) oxidiert wurde, ist ausser bei sehr tiefen pH-Werten praktisch unlöslich, und fiel am Boden der verdünnten Ferratlösung im Vorratsbehälter aus. Ausserdem wird zur Phosphatfällung die totale Ferratdosis vor pH-Korrektur angegeben, da auch das durch die pH-Korrektur zerstörte Ferrat in der Form von Fe(III) zur Phospatfällung beitragen konnte. Die Phosphatkonzentration musste vor beiden Pilotanlagen durch Zugabe von H3PO4 von 0.2 – 0.3 mg PO4 L-1 auf einen realistischen Wert von 1.8 – 2.3 mg PO4 L-1 erhöht werden (Anhang A1), da Phosphat bereits zuvor in der biologischen Stufe der ARA Aviron gefällt worden war. Alle getesteten Ferratdosen von 5.2 – 15.4 mg Fe L-1 reichten aus, um die Anforderungen der Schweizer Gewässerschutzverordnung (GSchV) für Phosphat im Abwasser zu erfüllen.8 Somit kann man sagen, dass Ferratdosen, die schnell reagierende Mikroverunreinigungen fast vollständig oxidieren, auch ausreichen, um die Anforderungen für die Einleitung von Phosphat zu erfüllen. Ferrat kann also gleichzeitig zur Oxidation von Mikroverunreinigungen und zur nahezu vollständigen Phosphatkontrolle eingesetzt werden. Dies bestätigt Ergebnisse aus Laborversuchen mit kommunalem Abwasser.6 In der Schweiz wird Phosphat meist über die Zugabe von Fe(II), Fe(III)- oder Al(III)-Salze durchgeführt. An der ARA Aviron wird zur Zeit eine Simultanfällung in der biologischen Stufe mit Eisensulfatchlorid-Lösung (FeSO4Cl) praktiziert. Die Einsparungen an Fällmitteln bei der Anwendung von Ferrat werden beim Kostenvergleich von Ozon und Ferrat einberechnet (Kapitel 6). Bei der Ozonung wurde dagegen wie erwartet praktisch kein Phosphat entfernt (Abbildung 16b). Der Sandfilter konnte einen geringen Anteil Phosphat entfernen, was durch die Filtration von partikulär vorliegendem Phosphat erklärt werden kann. 28 Abbildung 16: Phosphatkonzentrationen a) entlang der Pilotanlage Ferrat und b) entlang der Pilotanlage Ozon in Abhängigkeit von der Oxidationsmitteldosis. 29 6 Ausblick zur technischen Machbarkeit und möglichen Optimierung der Abwasserbehandlung mit Ferrat Zur technischem Machbarkeit der Ozonung von kommunalem Abwasser liegen bereits Erfahrungen vor, so dass dies hier nicht diskutiert wird; stattdessen liegt der Fokus auf der technischen Machbarkeit der Abwasserbehandlung mit Ferrat. Das Verfahren zur Anwendung von Ferrat bestand im Pilotversuch aus fünf Stufen (s. Abbildung 2): 1. 2. 3. 4. 5. Herstellung von Ferrat Einmischen des Ferrats ins Abwasser pH-Korrektur Kontaktzeit Sedimentation Neutralisierung des hohen Laugenanteils der Ferratlösung Es wurde die nasschemische Herstellung mit Chlor getestet, da dieses Verfahren bereits im Grossmassstab kommerziell erhältlich ist (www.ferratetreatment.com). Das Hauptproblem des Pilotversuchs zur kommunalen Abwasserbehandlung war allerdings der sehr hohe Laugeanteil von ca. 11 M in der Ferratstammlösung, der den pH-Wert des Abwasser von 7.5 – 8.0 auf 11.5 – 12.0 erhöhte. Um einen pH Wert zu erreichen, der die gesetzlichen Bestimmungen einhält, aber auch um die Oxidation von Mikroverunreinigungen zu beschleunigen, musste der pH anschliessend wieder auf 7.5 – 8.0 korrigiert werden. Die Reaktionsgeschwindigkeit von Ferrat mit Mikroverunreinigungen nimmt mit zunehmendem pH ab, so dass ein neutraler pH Wert während der Kontaktzeit effizienter als ein hoher pH Wert ist. Durch die pH-Korrektur mit CO2 und Essigsäure nahm jedoch auch die Salzund CSB-Fracht stark zu, so dass eine Minimierung der Lauge vor Einmischung ins Abwasser als Weiterentwicklung des Verfahrens notwendig ist. Dies kann durch einen höheren Ferratanteil in der Stammlösung, geringere Ferratverluste während des Verfahrens und durch eine aktive Neutralisierung der Lauge erreicht werden. Ferrat muss aber unter stark basischen Bedingungen hergestellt werden, um das produzierte Ferrat direkt zu stabilisieren. Der Verbrauch von starker Lauge lässt sich im Verfahren also nicht vermeiden. Die folgenden Schritte können den Anteil der Lauge im Abwasserstrom verringern: Erhöhung der Ausbeute bei der Herstellung von Ferrat (Fe(VI)) aus Fe(III) von 31 % im Pilotversuch auf 90 % Dies ist laut Hersteller in den Ferrators® möglich und würde für die gleiche Ferratdosis den Laugenanteil im Abwasser auf ein Drittel verringern. Kein Verdünnen der viskosen Ferratstammlösung, sondern Verwendung von Mischern und Pumpen, die mit hohen Viskositäten arbeiten können Dies verringert den Ferratverlust um die Hälfte und bei gleicher Ferratdosis wie im Pilotversuch die Laugenkonzentration im Abwasser. Abtrennen/Neutralisieren des hohen Laugeanteils in der Ferratstammlösung kurz vor Einmischung ins Abwasser Dies könnte z.B. mit Hilfe einer Ionenaustauschermembran erreicht werden, die stabil gegenüber hohen pH Werten ist. 30 Je weniger der pH durch die oben genannten Massnahmen im Abwasser steigt, desto weniger Säure muss zur pH-Korrektur zugegeben werden, und desto weniger Ferrat wird wahrscheinlich dabei zerstört werden. Der Verlust betrug während der Pilotversuche ca. 50 % und könnte als positiver Nebeneffekt der oben genannten Massnahmen ebenfalls stark vermindert werden. Es besteht bei der Ferratproduktion also noch ein grosses Potential zur Optimierung. Elektrochemische Herstellung des Ferrats Statt der nasschemischen Herstellung kommt die Verwendung einer elektrochemischen Zelle prinzipiell ebenfalls in Frage. Dies ist jedoch im Hinblick auf die Laugenkonzentration nicht von Vorteil. In der Literatur sind Konzentrationen von Ferratstammlösungen aus elektrochemischer Produktion mit ca. 2 mM angegeben. Beim Erwärmen der Ferratstammlösung auf 35 °C während der Produktion sind bis zu 40 mM möglich.9, 57-59 Im aktuellen Pilotversuch mit nasschemischer Herstellung lag die Konzentration aber bei 130 mM bzw. könnte bei 380 mM liegen, wenn man die Ferratausbeute von 31 % auf 90 % erhöht. Auch hier wurde die Ferratstammlösung auf ca. 35 °C erwärmt, ist also in Bezug auf den Erwärmungsprozess nicht von Vorteil. Die Laugenkonzentrationen sind mit 11 M bei der nasschemischen Herstellung und 14-16 M in der Elektrozelle sehr ähnlich. Aufgrund der höheren Ferratkonzentrationen wird bei gleicher Ferratdosis bei nasschemischer Herstellung bedeutend weniger Lauge eingetragen, die anschliessend neutralisiert werden muss. Ein systematischer Vergleich zur verbrauchten Energie in beiden Herstellungsverfahren fehlt zur Zeit noch. Bei der elektrochemischen Zelle wird die Energie direkt vor Ort als Primärenergie verbraucht, während sie beim nasschemischen Verfahren über die elektrochemische Herstellung von Chlor einfliesst. Aufgrund der 10-200fachen höheren Ferratkonzentration bei gleicher Laugenkonzentration wird die nasschemische Herstellung momentan jedoch als effizienteres Verfahren angesehen. Untersuchung des vermuteten sekundären Oxidationsmittels Ein zweiter Weg, die Effizienz des Verfahrens im Hinblick auf die Oxidation von Mikroverunreinigungen zu erhöhen, ist ein besseres Verständnis des beobachteten Phänomens während der pHKorrektur. Es besteht die Möglichkeit, dass ein sekundäres Oxidationsmittel gebildet wurde, das genauso wie Ozon und Ferrat selektiv wirkt und besonders gut mit elektronenreichen funktionellen Gruppen in Mikroverunreinigungen reagiert. Momentan wird dieser Effekt in Laborversuchen nachgestellt. Wenn diese Versuche erfolgreich sind, müsste systematisch untersucht werden, mit welchen Mitteln und Chemikalien eine möglichst hohe Konzentration erreicht werden kann, ohne die Salz- und CSB-Fracht wie im aktuellen Pilotversuch stark zu erhöhen. Wenn man von den vorläufigen Ergebnissen der Ferratpilotanlage ausgeht, besteht die Möglichkeit, die Kontaktzeit des sekundären Oxidationsmittels mit dem Abwasserstrom stark zu verringern (wenige Minuten statt 30 Minuten). Sedimentationsverhalten der Eisenflocken Unabhängig von der Herstellungsweise und dem genauen Oxidationsmittel wird Fe(III) als Endprodukt entstehen und im Abwasserstrom als Fällmittel wirken. Im aktuellen Pilotversuch wurde der Eisenphosphatschlamm am Grund des Ferratreaktors abgeschieden und nach jeder Kampagne mit einem Schlauch ausgewaschen. Diesen Schlamm könnte man bei einer Anwendung im Grossmassstab mit gängigen Methoden entfernen, z.B. durch einfaches Abpumpen, Rückpumpen in die Biologie oder durch eine Kombination des vertikal durchströmten Reaktors mit einem Trichter am Grund des Reaktors. Eine Alternative wäre ein nachgeschaltetes Nachklärbecken zur Sedimentation der Eisenflocken. Dies würde den Platzbedarf des Verfahrens zusätzlich zum Kontaktbecken mit 30 min Aufenthaltszeit weiter erhöhen. Daher werden die Varianten mit einer Kombination 31 Kontaktbecken/Trichter oder das Rückpumpen bevorzugt. Versuche zum Sedimentationsverhalten der Eisenflocken können nach Optimierung des Herstellungsprozesses durchgeführt werden. Drastische Bromatminimierung: Wechsel Hersteller Javelwasser Ein wichtiger Aspekt bei der Optimierung des Verfahrens ist auch die Bromatminimierung. In Laborversuchen wurde gezeigt, dass Ferrat Bromid nicht oxidiert, was einen grossen Vorteil gegenüber der Ozonung darstellt. Die gemessenen sehr hohen Bromatwerte im Pilotversuch Ferrat wurden stattdessen auf eine Verunreinigung der Javellösung zurückgeführt. Bei einem Screening von Javellösungen verschiedener Hersteller wurden Verunreinigungen zwischen 0.1 und 190 mg Bromat L-1 gefunden, im aktuellen Pilotversuch wurde eine Javellösung verwendet, die 160 mg Bromat L -1 enthielt. Hier kann also mit einem einfachen Herstellerwechsel die Bromatkonzentration drastisch verringert werden. Zusätzlich kann die Ferratausbeute bei der Herstellung erhöht und die Verluste beim Einsatz von Ferrat verringert werden, so dass für die gleiche Ferratdosis weniger Javellösung eingesetzt werden muss. Dies wird die Bromatkonzentrationen im Abwasser bei gleicher Javellösung bis zu einem Faktor 6 verringern. Eine elektrochemische Zelle wäre in Bezug auf die Gefahr der Kontamination mit Bromat von Vorteil, da hier keine Javellösung verwendet wird. Bromid kann in einer Elektrozelle zwar auch zu HOBr oxidiert werden, aber die anschliessende Disproportionierung ist zu langsam, um bei direktem Einmischen der Ferratlösung ins Abwasser noch signifikant Bromat zu bilden. Dies ist nur bei der Lagerung konzentrierter Chlorlösungen möglich. 32 7 Vergleich der Kosten Die Investitionskosten für den Neubau einer Ferratanlage werden aus den folgenden Komponenten bestehen: Herstellungsprozess des Ferrats Einmischsystem mit Kontaktbecken Schlammentfernung Die Investitionskosten für ein System zur Herstellung und Einmischung von Ferrat sind momentan unbekannt, da der optimale Prozess zur Abtrennung der Lauge unbekannt ist. Ferratreatment setzt die laugehaltige Ferratlösung bisher zur Behandlung saurer Minenabwässer ein, so dass gleichzeitig der pH neutralisiert wird, oder in sehr viel geringeren Dosen (< 1 mg Fe(VI) L-1) zur Trinkwasserbehandlung. Es ist jedoch in jedem Fall ein Kontaktbecken mit Pfropfenströmung und einer hydraulischen Aufenthaltszeit von ca. 30min nötig, sowie ein kombiniertes System zur Schlammentfernung. Die Betriebskosten setzen sich hauptsächlich aus den Kosten der Chemikalien zur Herstellung von Ferrat und zur anschliessenden Neutralisierung der Lauge zusammen. Während der Herstellung muss die Ferratstammlösung 40min lang auf ca. 35 C erhitzt und anschliessend auf 5°C gekühlt werden. Die Kosten für das Erhitzen und Abkühlen der Ferratstammlösung sind jedoch sehr gering und betragen ca. 0.004 CHF / m3 Abwasser in der Pilotanlage. Dies würde sich bei einem Grosseinsatz nochmals um den Faktor 10 verringern (s. Tabelle 5). Für die Kostenschätzung des Pilotversuchs Ferrat und eines potentiellen Grosseinsatzes wurden folgende Preise verwendet: 50 % Natronlauge (NaOH): 44 CHF / 100 kg 13-14 % Javellösung (NaOCl): 35 CHF / 100 kg 40-45 % Eisenchloridlösung (FeCl3): 20.3 CHF / 100 kg 99.9 % CO2 Gas: 3.25 CHF/m3 100 % Essigsäure (Eisessig): 5.25 CHF / L 96 % Schwefelsäure: 7.95 CHF / L Die Kosten werden für eine Ferratdosis von 5 mg Fe(VI) L-1 bzw. 0.83 g Fe(VI) g-1 DOC (bei einem DOC von 6 mg L-1) verglichen. Für die aktuelle Pilotanlage entspricht dies der Dosierung im Zulauf zum Ferratreaktor nach pH-Korrektur. Diese Dosis wurde für den Kostenvergleich und ein mögliches Upscaling gewählt, da sie sowohl für die Mikroverunreinigungen als auch zur Phosphatfällung optimal geeignet ist. Sie zeigte im aktuellen Pilotversuch eine vollständige Oxidation der schnell reagierenden Mikroverunreinigungen, während langsam reagierende Mikroverunreinigungen bis zu 50 % oxidiert wurden. Bei der Phosphatfällung ist die Gesamtdosis von 5 mg Fe(VI) L-1 die geringste getestete Dosis, da hier die Zerstörung des Ferrats um 50% während der pH-Korrektur nicht mit einfliesst. Stattdessen kann die Gesamtdosis an Ferrat in der Form von Fe(III) als Fällmittel wirken. Tabelle 5 zeigt die Kostenübersicht für den Einsatz der benötigten Chemikalien für die Dosis von 5 mg Fe(VI) L-1 im aktuellen Pilotversuch sowie für einen potentiellen Grosseinsatz. Für die Kostenberechnung des potentiellen Grosseinsatzes wurde eine verbesserte Ausbeute von 90 % Ferrat angenommen, was laut Angaben von ferratetreatment mit den Ferrators® möglich ist. 33 Zusätzlich wurde kein Verlust durch Verdünnung der Ferratstammlösung sowie eine geringerer Verlust durch die pH-Korrektur angenommen. Ein System, das die Bedingungen ohne pH-Korrektur im Abwasser selbst erfüllt, wurde bisher jedoch noch nicht entwickelt. Die Berechnungen sind also rein hypothetisch und sollen das Potential des Einsatzes von Ferrat zur kommunalen Abwasserbehandlung zeigen. In die Betriebskosten für einen potentiellen Grosseinsatz wurden ausserdem die Kosten für die Neutralisierung der Lauge in der Ferratstammlösung einberechnet. Es wird davon ausgegangen, dass die Natriumionen in der Ferratstammlösung gegen Protonen ausgetauscht werden, so dass die Ferratstammlösung kurz vor Zugabe ins Abwasser neutralisiert und gleichzeitig die Salzfracht stark verringert würde. Eine geeignete Ionenaustauschermembran wurde bisher jedoch noch nicht untersucht. Bei einem Kostenvergleich stellte sich konzentrierte Schwefelsäure als günstigste Variante heraus. Tabelle 5. Chemikalienkosten zum Betrieb der Pilotanlage Ferrat an der ARA Aviron in Vevey und Hochrechnung für einen potentiellen Grosseinsatz und die angegebenen Randbedingungen für eine Ferratdosis von 5 mg Fe(VI) L-1. 5 mg Fe(VI) L-1 Ferratproduktion 50 % NaOH 13-14 % NaOCl 40-45 % FeCl3 Randbedingungen Ferratproduktion Pilotanlage Potentieller Grosseinsatz 3 [CHF / m3 Abwasser] [CHF / m Abwasser] 1.06 0.26 0.09 33 % Ausbeute 50 % Verlust bei Verdünnung Faktor 3 Faktor 2 50 % Verlust Faktor 1.5 - 2 durch pH-Korrektur Total Chemikalien Ferratproduktion 1.41 Faktor 9 - 12 90 % Ausbeute Keine Verdünnung Geringer Verlust durch pH-Korrektur (Schätzung: 0 bis 25%) 0.12 -0.16 pH-Korrektur CO2 Gas Essigsäure Schwefelsäure 0.45 6.27 - 0.06 Phosphatfällung (Einsparungen) 40-45 % FeCl3 - 0.02 - 0.02 Gesamtkosten 8.12 0.16 – 0.20 34 Tabelle 5 zeigt auch, dass der Anteil der Kosten zur Ferratherstellung mit 75 % bei der Natronlauge liegen, gefolgt von 19 % für die Javellösung und 6 % für das Eisenchlorid. Ferratetreatment arbeitet momentan an einer Herstellung mit reduziertem Anteil an Natronlauge, so dass die Betriebskosten weiter gesenkt werden könnten. An der ARA Aviron wurden 2012 im Jahresmittel 0.08 g L-1 Abwasser der 40-45 % Eisenchloridlösung zur Phosphatfällung in der Biologie eingesetzt. Dies entspricht Kosten von 0.02 CHF m-3 Abwasser, die beim Einsatz von Ferrat eingespart werden. Diese werden von den Betriebskosten zum Betrieb einer Ferratanlage abgezogen, da mit der Dosis von 5 mg Fe(VI) L-1 der Grenzwert für Phosphat eingehalten werden konnte und keine weitere Zugabe von Fällmitteln nötig war. Im Prinzip ist aber auch eine Kombination der Phosphatfällung durch Zugabe klassischer Fällmittel in die Biologie und durch anschliessende Ferratbehandlung möglich. Es muss fallspezifisch abgeklärt werden, ob sich die Kombination bei ausreichender Oxidation von Mikroverunreinigungen durch geringere Ferratdosen als kostengünstiger erweist. Zusammengefasst zeigt sich, dass der aktuelle Setup der Pilotanlage mit ca. 8 CHF unrealistisch hohe Betriebskosten aufweist. Dies ist hauptsächlich auf die Kosten für die Essigsäure zurückzuführen, die bei einer Weiterentwicklung des Systems ersetzt werden muss. Die Kosten der Ferratherstellung könnten um den Faktor 9-12 gesenkt werden. Die Kostenrechnung für den potentiellen Grosseinsatz zeigt daher, dass sich die Betriebskosten für den Einsatz von Ferrat im Grossmassstab ungefähr in dem interessanten Bereich von ca. 0.16 – 0.20 CHF pro m3 Abwasser bewegen. Es ist abzuklären, ob die gewählte Ferratdosis von 5 mg Fe(VI) L-1 (oder 0.83 g O3 g-1 DOC) weiter gesenkt werden kann. Die Betriebskosten würden sich proportional dazu verringern. Diese Kosten bewegen sich im Bereich der Betriebs- und Investitionskosten einer Ozonung im Grossmassstab für eine ähnliche Dosis von 0.6 – 0.8 g O3 g-1 DOC. Für den Grossversuch in Regensdorf wurden diese Kosten mit ca. 0.09 CHF pro m3 Abwasser angegeben. Die Kosten von 0.02 CHF pro m3 Abwasser zur Phosphatfällung müssen für einen Vergleich mit Ferrat dazugerechnet werden, so dass insgesamt 0.11 CHF pro m3 Abwasser zur Oxidation von Mikroverunreinigungen durch Ozon und Phosphatfällung anfallen. Wie hoch die Investitionskosten einer Grossanlage Ferrat wären, kann erst nach Weiterentwicklung des Verfahrens abgeschätzt werden. Sie sollten sich aber maximal im Bereich der Investitionskosten einer Ozonung befinden, da die Herstellung weniger kritisch ist und ein weniger ausgeprägtes Sicherheitssystem benötigt wird. Abschliessend lässt sich sagen, dass sich die Kosten für Ferrat unter optimalen Bedingungen in einem ähnlichen Bereich der Kosten einer Ozonung im Grossmassstab bewegen könnten. 35 8 Literaturverzeichnis (1) (2) (3) (4) (5) (6) (7) (8) (9) (10) (11) (12) (13) (14) (15) (16) (17) (18) (19) (20) Bundesamt für Umwelt (BAFU). http://www.bafu.admin.ch/gewaesserschutz/03716/index.html?lang=de. Bundesverwaltung Schweiz 27.06.2013. http://www.news.admin.ch/message/index.html?lang=de&msg-id=49455. Abegglen, C.; Escher, B.I.; Hollender, J.; Koepke, S.; Ort, C.; Peter, A.; Siegrist, H.; von Gunten, U.; Zimmermann, S.G.; Koch, M.; Niederhauser, P.; Schärer, M.; Braun, C.; Gälli, R.; Junghans, M.; Brocker, S.; Moser, R.; Rensch, D. Ozonung von gereinigtem Abwasser - Schlussbericht Pilotversuch Regensdorf. 2009. Margot, J.; Magnet, A.; Thonney, D.; Chèvre, N.; De Alencastro, L.F. Traitement des micropolluants dans les eaux usées - Rapport final sur les essais pilotes à la STEP de Vidy (Lausanne). 2011. Lee, Y.; Cho, M.; Kim, J.Y.; Yoon, J. Chemistry of ferrate (Fe(VI)) in aqueous solution and its applications as a green chemical. J. Ind. Eng. Chem. 2004, 10 (1), 161-171. Lee, Y.; Zimmermann, S.G.; Kieu, A.T.; von Gunten, U. Ferrate (Fe(VI)) application for municipal wastewater treatment: A novel process for simultaneous micropollutant oxidation and phosphate removal. Environ. Sci. Technol. 2009, 43 (10), 3831-3838. Lee, Y.; Escher, B.I.; von Gunten, U. Efficient removal of estrogenic activity during oxidative treatment of waters containing steroid estrogens. Environ. Sci. Technol. 2008, 42 (17), 63336339. Schweizer Gewässerschutzverordnung, SR no. 814.201. http://www.admin.ch/ch/d/sr/c814_201.html. 1998. Alsheyab, M.; Jiang, J.Q.; Stanford, C. Electrochemical generation of ferrate (VI): Determination of optimum conditions. Desalination 2010, 254 (1-3), 175-178. Alsheyab, M.; Jiang, J.-Q.; Stanford, C. Engineering Aspects of Electrochemical Generation of Ferrate: A Step Towards Its Full Scale Application for Water and Wastewater Treatment. Water Air Soil Poll. 2010, 210 (1-4), 203-210. Ferratetreatment. http://www.ferratetreatment.com/. Bever, J. Weitergehende Abwasserreinigung: 3rd, Oldenbourg Verlag: München, Wien, 1995. Hoigné, J.; Bader, H.; Haag, W.R.; Staehelin, J. Rate Constants of Reactions of Ozone with Organic and Inorganic-Compounds in Water. 3. Inorganic-Compounds and Radicals. Water Res. 1985, 19 (8), 993-1004. Sharma, V.K. Oxidation of inorganic contaminants by ferrates (VI, V, and IV)-kinetics and mechanisms: A review. J. Environ. Manage. 2011, 92 (4), 1051-1073. Lee, Y.; von Gunten, U. Kinetics of ferrateVI reactions with inorganic compounds in water. in preparation. Morasch, B.; Bonvin, F.; Reiser, H.; Grandjean, D.; de Alencastro, L.F.; Perazzolo, C.; Chevre, N.; Kohn, T. Occurence and fate of micropollutants in the Vidy bay of Lake Geneva, Switzerland. Part II: Micropollutant removal between wastewater and raw drinking water. Environ. Toxicol. Chem. 2010, 29 (8), 1658-1668. Lee, M.; Lee, Y.; Soltermann, F.; von Gunten, U. Analysis of N-nitrosamines and other nitro(so) compounds in water by high-performance liquid chromatography with post-column UV photolysis/Griess reaction. Water Res., in press. Salhi, E.; von Gunten, U. Simultaneous determination of bromide, bromate and nitrite in low g L-1 levels by ion chromatography without sample pretreatment. Water Res. 1999, 33 (15), 3239-3244. Thompson, J.E.; Davidow, L.W. A practical guide to contemporary pharmacy practice: 2nd edition, Lippincott Williams & Wilkins, 2004. Real, F.J.; Benitez, F.J.; Acero, J.L.; Sagasti, J.J.P.; Casas, F. Kinetics of the Chemical Oxidation of the Pharmaceuticals Primidone, Ketoprofen, and Diatrizoate in Ultrapure and Natural Waters. Ind. Eng. Chem. Res. 2009, 48 (7), 3380-3388. 36 (21) (22) (23) (24) (25) (26) (27) (28) (29) (30) (31) (32) (33) (34) (35) (36) (37) (38) (39) (40) Anquandah, G.; Ray, M.B.; Ray, A.K.; Al-Abduly, A.J.; Sharma, V.K. Oxidation of X-ray compound ditrizoic acid by ferrate(VI). Environ. Technol. 2011, 32 (3), 261-267. Benner, J.; Salhi, E.; Ternes, T.; von Gunten, U. Ozonation of reverse osmosis concentrate: Kinetics and efficiency of beta blocker oxidation. Water Res. 2008, 42 (12), 3003-3012. Wenk, J.; von Gunten, U.; Canonica, S. Effect of Dissolved Organic Matter on the Transformation of Contaminants Induced by Excited Triplet States and the Hydroxyl Radical. Environ. Sci. Technol. 2011, 45 (4), 1334-1340. Lee, Y.; von Gunten, U. Oxidative transformation of micropollutants during municipal wastewater treatment: Comparison of kinetic aspects of selective (chlorine, chlorine dioxide, ferrateVI, and ozone) and non-selective oxidants (hydroxyl radical). Water Res. 2010, 44 (2), 555-566. McFarland, J.W.; Berger, C.M.; Froshauer, S.A.; Hayashi, S.F.; Hecker, S.J.; Jaynes, B.H.; Jefson, M.R.; Kamicker, B.J.; Lipinski, C.A.; Lundy, K.M.; Reese, C.P.; Vu, C.B. Quantitative structure-activity relationships among macrolide antibacterial agents: In vitro and in vivo potency against Pasteurella multocida. J. Med. Chem. 1997, 40 (9), 1340-1346. Dodd, M.C.; Buffle, M.O.; von Gunten, U. Oxidation of antibacterial molecules by aqueous ozone: Moiety-specific reaction kinetics and application to ozone-based wastewater treatment. Environ. Sci. Technol. 2006, 40 (6), 1969-1977. Mawhinney, D.B.; Vanderford, B.J.; Snyder, S.A. Transformation of 1H-Benzotriazole by Ozone in Aqueous Solution. Environ. Sci. Technol. 2012, 46 (13), 7102-7111. Lutze, H.; Naumov, S.; Peter, A.; Liu, S.; von Gunten, U.; von Sonntag, C.; Schmidt, T.C. Ozonation of benzotriazoles: rate constants and mechanistic aspects. in preparation. Naik, D.B.; Moorthy, P.N. Studies on the transient species formed in the pulse-radiolysis of benzotriazole. Radiat. Phys. Chem. 1995, 46 (3), 353-357. Yang, B.; Ying, G.G.; Zhang, L.J.; Zhou, L.J.; Liu, S.; Fang, Y.X. Kinetics modeling and reaction mechanism of ferrate(VI) oxidation of benzotriazoles. Water Res. 2011, 45 (6), 2261-2269. Huber, M.M.; Canonica, S.; Park, G.Y.; von Gunten, U. Oxidation of pharmaceuticals during ozonation and advanced oxidation processes. Environ. Sci. Technol. 2003, 37 (5), 1016-1024. Kosky, P.G.; Silva, J.M.; Guggenheim, E.A. The aqueous phase in the interfacial synthesis of polycarbonates. 1. Ionic equilibria and experimental solubilities in the BPA-NaOH-H2O system. Ind. Eng. Chem. Res. 1991, 30 (3), 462-467. Deborde, M.; Rabouan, S.; Duguet, J.P.; Legube, B. Kinetics of aqueous ozone-induced oxidation of some endocrine disruptors. Environ. Sci. Technol. 2005, 39 (16), 6086-6092. Rosenfeldt, E.J.; Linden, K.G. Degradation of endocrine disrupting chemicals bisphenol A, ethinyl estradiol, and estradiol during UV photolysis and advanced oxidation processes. Environ. Sci. Technol. 2004, 38 (20), 5476-5483. Lee, Y.; Yoon, J.; Von Gunten, U. Kinetics of the oxidation of phenols and phenolic endocrine disruptors during water treatment with ferrate (Fe(VI)). Environ. Sci. Technol. 2005, 39 (22), 8978-8984. Lange, F.; Cornelissen, S.; Kubac, D.; Sein, M.M.; von Sonntag, J.; Hannich, C.B.; Golloch, A.; Heipieper, H.J.; Möder, M.; von Sonntag, C. Degradation of macrolide antibiotics by ozone: A mechanistic case study with clarithromycin. Chemosphere 2006, 65 (1), 17-23. Sein, M.M.; Zedda, M.; Tuerk, J.; Schmidt, T.C.; Golloch, A.; von Sonntag, C. Oxidation of diclofenac with ozone in aqueous solution. Environ. Sci. Technol. 2008, 42 (17), 6656-6662. Li, C.; Li, X.Z.; Graham, N.; Gao, N.Y. The aqueous degradation of bisphenol A and steroid estrogens by ferrate. Water Res. 2008, 42 (1-2), 109-120. Lee, Y.; von Gunten, U. Quantitative structure-activity relationships (QSARs) for the transformation of organic micropollutants during oxidative water treatment. Water Res. 2012, 46 (19), 6177-6195. Shu, Z.Q.; Bolton, J.R.; Belosevic, M.; El Din, M.G. Photodegradation of emerging micropollutants using the medium-pressure UV/H2O2 Advanced Oxidation Process. Water Res. 2013, 47 (8), 2881-2889. 37 (41) (42) (43) (44) (45) (46) (47) (48) (49) (50) (51) (52) (53) (54) (55) (56) (57) (58) (59) Sharma, V.K.; Mishra, S.K. Ferrate(VI) oxidation of ibuprofen: A kinetic study. Environmental Chemistry Letters 2006, 3 (4), 182-185. Huber, M.M.; Göbel, A.; Joss, A.; Hermann, N.; Löffler, D.; McArdell, C.S.; Ried, A.; Siegrist, H.; Ternes, T.A.; von Gunten, U. Oxidation of pharmaceuticals during ozonation of municipal wastewater effluents: A pilot study. Environ. Sci. Technol. 2005, 39 (11), 4290-4299. Beltran, F.J.; Gonzalez, M.; Rivas, J.; Marin, M. Oxidation of mecoprop in water with ozone and ozone combined with hydrogen-peroxide. Ind. Eng. Chem. Res. 1994, 33 (1), 125-136. Kimura, A.; Osawa, M.; Taguchi, M. Decomposition of persistent pharmaceuticals in wastewater by ionizing radiation. Radiat. Phys. Chem. 2012, 81, 1508 - 1512. Hart, D.S.; Davis, L.C.; Erickson, L.E.; Callender, T.M. Sorption and partitioning parameters of benzotriazole compounds. Microchem. J. 2004, 77 (1), 9-17. Sanchez-Polo, M.; Rivera-Utrilla, J.; Prados-Joya, G.; Ferro-Garcia, M.A.; Bautista-Toledo, I. Removal of pharmaceutical compounds, nitroimidazoles, from waters by using the ozone/carbon system. Water Res. 2008, 42 (15), 4163-4171. Benitez, F.J.; Acero, J.L.; Real, F.J.; Roldan, G. Ozonation of pharmaceutical compounds: Rate constants and elimination in various water matrices. Chemosphere 2009, 77 (1), 53-59. https://archemcalc.com/sparc.html. Lucida, H.; Parkin, J.E.; Sunderland, V.B. Kinetic study of the reaction of sulfamethoxazole and glucose under acidic conditions - I. Effect of pH and temperature. Int. J. Pharm. 2000, 202 (12), 47-61. Krauss, M.; Longree, P.; Dorusch, F.; Ort, C.; Hollender, J. Occurrence and removal of Nnitrosamines in wastewater treatment plants. Water Res. 2009, 43 (17), 4381-4391. Hollender, J.; Zimmermann, S.G.; Koepke, S.; Krauss, M.; McArdell, C.S.; Ort, C.; Singer, H.; von Gunten, U.; Siegrist, H. Elimination of organic micropollutants in a municipal wastewater treatment plant upgraded with a full-scale post-ozonation followed by sand filtration. Environ. Sci. Technol. 2009, 43 (20), 7862-7869. Pisarenko, A.N.; Stanford, B.D.; Yan, D.X.; Gerrity, D.; Snyder, S.A. Effects of ozone and ozone/peroxide on trace organic contaminants and NDMA in drinking water and water reuse applications. Water Res. 2012, 46 (2), 316-326. Flury, M.; Papritz, A. Bromide in the natural environment: occurrence and toxicity. J. Environ. Qual. 1993, 22, 747-758. von Gunten, U.; Salhi, E. Bromate in drinking water: A problem in Switzerland? Ozone-Sci. Eng. 2003, 25, 159-166. Beckwith, R.C.; Margerum, D.W. Kinetics of hypobromous acid disproportionation. Inorg. Chem. 1997, 36 (17), 3754-3760. Weinberg, H.S.; Delcomyn, C.A.; Unnam, V. Bromate in chlorinated drinking waters: Occurrence and implications for future requlation. Environ. Sci. Technol. 2003, 37 (14), 31043110. Ding, L.; Liang, H.C.; Li, X.Z. Oxidation of CH3SH by in situ generation of ferrate(VI) in aqueous alkaline solution for odour treatment. Separation and Purification Technology 2012, 91, 117124. De Koninck, M.; Brousse, T.; Belanger, D. The electrochemical generation of ferrate at pressed iron powder electrodes: effect of various operating parameters. Electrochim. Acta 2003, 48 (10), 1425-1433. Licht, S.; Tel-Vered, R.; Halperin, L. Toward efficient electrochemical synthesis of Fe(VI) ferrate and super-iron battery compounds. J. Electrochem. Soc. 2004, 151 (1), A31-A39. 38 9 Anhang Tabelle A1. Mikroverunreinigungen und ihre MS und UPLC Parameter sowie der verwendete interne Standard. CAS Hersteller Ionisierung Parention [m/z] Daughter ion [m/z] Cone voltage [V] Collision energy [eV] Amidotrizoesäure Atenolol Atrazin Azithromycin Benzotriazol [117‐96‐4] [29122‐68‐7] [1912‐24‐9] [83905‐01‐5] [95‐14‐7] Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Biochemika Sigma‐Aldrich ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ 615.1 267.3 216.1 749.9 120.1 233.2/361.1 145.0/190.0 96.1/174.0 83.1/116.1 65.0/92.1 35 31 29 53 39 36/14 28/17 23/18 56/46 16/15 1 1 1 1 1 1.97 3.00 10.21 8.45 5.00 Bezafibrate Bisphenol A Carbamazepin Ciprofloxacin Clarithromycin Diclofenac Diuron 17-Estradiol 17-Estradiol Estriol Estrone 17-Ethinylestradiol Gabapentin Gemfibrozil Ibuprofen Iohexol Iomeprol Iopamidol Iopromid Irgarol Isoproturon Ketoprofen Mecoprop Mefenaminsäure [41859‐67‐0] [80‐05‐7] [298‐46‐4] [85721‐33‐1] [81103‐11‐9] [15307‐86‐5] [330‐54‐1] [57‐91‐0] [50‐28‐2] [50‐27‐1] [53‐16‐7] [57‐63‐6] [60142‐96‐3] [25812‐30‐0] [15687‐27‐1] [66108‐95‐0] [78649‐41‐9] [60166‐93‐0] [73334‐07‐3] [28159‐98‐0] [34123‐59‐6] [22071‐15‐4] [93‐65‐2] [61‐68‐7] Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Sigma‐Aldrich Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer ESI ESI ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI ESI ESI ESI ESI ESI+ ESI ESI ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI ESI ESI - 360.1 227.1 237.3 332.1 748.5 296.0 233.0 271.2 271.2 287.2 269.2 295.2 172.3 249.0 205.0 822.0 778.0 778.0 792.0 254.3 207.0 253.0 213.1 240.1 154.0/274.0 133.0/212.0 165.1/179.1 231.1/288.1 158.1/590.3 214.9/250.0 46.3/72.1 145.1/183.1 145.1/183.1 145.0/171.0 143.0/145.0 145.0/158.0 119.1/137.1 121.0/127.0 161.0 804.1/822.0 405.0/778.0 559.0/778.0 573.0/792.0 83.1/198.1 47.0/72.0 209.0 70.9/140.9 196.0/192.0 20 31 33 30 32 24 30 51 51 53 47 45 25 20 20 33 35 35 38 32 25 15 16 32 30/15 25/17 36/35 40/18 33/20 18/15 14/30 40/31 40/31 39/37 48/36 37/33 22/15 15/10 10 22/5 40/5 25/5 25/5 29/18 16/22 5 12/18 18/25 2 2 1 1 1 1 1 2 2 2 2 2 1 2 2 2 2 2 1 1 1 2 2 2 Metformin Methylbenzotriazol Metoprolol [657‐24‐9] [29385‐43‐1] [37350‐58‐6] Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer ESI+ ESI+ ESI+ 130.1 134.2 268.2 60.0/71.0 79.1/106.1 116.0/133.0 22 35 30 12/16 17/12 18/24 1 1 1 Substanz UPLCRetentionsMS/MS zeit [min] Method Wiederfindung ok? LOD -1 [ng L ] LOQ -1 [ng L ] Amidotrizoesäure-d6 Atenolol-d7 Atrazin-d5 Azithromycin-d3 Benzotriazol-d4 ja ja nein ja ja 9.8 0.1 0.1 0.5 1.2 32.2 0.3 0.2 1.8 3.9 4.65 6.35 9.75 5.75 11.73 13.00 10.55 6.75 6.50 4.60 7.05 6.92 4.23 8.50 7.45 0.68 1.05 0.90 3.38 10.50 10.42 5.40 3.80 7.75 Bezafibrat-d4 Bisphenol A-d6 Carbamazepin-d10 Ciprofloxacin-d8 Clarithromycin-d3 Diclofenac-d4 Diuron-d6 17-Estradiol-d3 17-Estradiol-d3 Estriol-d3 Estrone-d4 17-Ethinylestradiol-d4 Gabapentin-d4 Gemfibrozil-d6 Ibuprofen-d3 Iohexol-d5 Iomeprol-d3 Iopamidol-d3 Iopromid-d3 Irgarol-d3 Isoproturon-d6 Ketoprofen-d3 Mecoprop-d3 Mefenaminsäure-d3 ja ja ja nein ja ja nein nein nein ja nein ja ja ja ja ja ja nein nein nein nein nein ja ja 0.1 1.2 0.2 0.1 0.1 0.5 0.1 0.7 1.1 1.1 0.3 5.7 0.6 0.1 0.6 40.5 25.8 139.8 3.8 0.1 0.03 0.3 0.2 0.2 0.3 4.1 0.5 0.4 0.2 1.6 0.3 2.2 3.5 3.6 1.1 18.9 2.1 0.4 2.0 133.5 85.2 461.5 12.4 0.2 0.1 1.0 0.5 0.6 0.65 7.12 6.50 Metformin-d6 Methylbenzotriazol-d6 Metoprolol-d7 ja ja nein 0.3 0.3 0.1 0.9 1.0 0.4 Interner Standard AI CAS Hersteller Ionisierung Parention [m/z] Daughter ion [m/z] Cone voltage [V] Collision energy [eV] Metronidazol Naproxen Norfloxacin Ofloxacin Paracetamol Primidon [443‐48‐1] [22204‐53‐1] [70458‐96‐7] [82419‐36‐1] [103‐90‐2] [125‐33‐7] Sigma‐Aldrich Sigma‐Aldrich Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer Dr.Ehrenstorfer ESI+ ESI ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ 172.0 229.0 320.1 362.1 152.0 219.3 82.0/128.0 170.0/185.0 233.0/276.1 261.1/318.1 93.0/110.0 91.1/162.2 22 15 30 30 20 20 21/15 20/5 25/18 26/20 25/15 20/11 2 2 1 1 1 1 2.28 5.80 5.53 5.30 2.74 6.35 Simvastatin Sotalol Sulfamethoxazol Terbutryn Triclosan Trimethoprim [79902‐63‐9] [3930‐20‐9] [723‐46‐6] [886‐50‐0] [3380‐34‐5] [738‐70‐5] Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich Sigma‐Aldrich Dr.Ehrenstorfer Sigma‐Aldrich ESI+ ESI+ ESI+ ESI+ ESI ESI+ 419.5 273.3 254.0 242.1 287.0 291.0 199.2/285.3 133.2/213.2 92.0/156.0 91.0/186.1 34.8 123.0/230.0 24 20 27 28 23 39 17/12 26/18 26/16 28/19 12 27/24 1 1 1 1 2 1 15.02 2.46 5.35 10.10 9.08 4.80 Substanz UPLCRetentionsMS/MS zeit [min] Method Wiederfindung ok? LOD -1 [ng L ] LOQ -1 [ng L ] Metronidazol-d4 Naproxen-d3 Norfloxacin-d5 Ofloxacin-d8 Paracetamol-d3 Primidon-d5 ja ja nein nein nein ja 0.03 0.2 0.2 0.1 0.3 1.4 0.1 0.8 0.8 0.4 1.1 4.5 Simvastatin-d6 Sotalol-d6 Sulfamethoxazol-d4 Terbutryn-d5 Triclosan-d3 Trimethoprim-d3 nein nein ja nein nein nein 0.6 0.1 0.5 0.03 30.8 0.1 2.0 0.4 1.6 0.1 101.7 0.3 Interner Standard AII Tabelle A2. Extraktionseffizienz [%] und Standardabweichung der Festphasenextraktion (SPE) der analysierten N-Nitrosamine im kommunalen Abwasser des Ablaufs Biologie der ARA Aviron, Vevey. Average all concen7.4 μg/L 18.5 μg/L 37.0 μg/L 74.1 μg/L N-Nitrosamin trations (n=2) (n=2) (n=2) (n=2) (n=8) NDMA 59 ± 3 74 ± 11 63 ± 15 63 ± 12 65 ± 10 NMEA 46 ± 31 39 ± 14 40 ± 8 46 ± 13 43 ± 15 NMOR 52 ± 2 62 ± 3 60 ± 3 58 ± 19 58 ± 8 NPYR 60 ± 17 72 ± 10 66 ± 14 NDEA 36 ± 5 40 ± 12 34 ± 31 37 ± 15 NPIP 74 ± 5 56 ± 17 70 ± 10 60 ± 16 65 ± 13 NDPA Keine guten Resultate NDBA Keine guten Resultate Tabelle A3. Linearer Bereich und Nachweis- und Bestimmungsgrenzen der analysierten N-Nitrosamine. Statistische Methode. Instrumentelle Instrumentelle Nachweisgrenze der Bestimmungsgrenze Retentionszeit N-Nitrosamin Nachweisgrenze Bestimmungsgrenze Methode (LOD) der Methode (LOQ) [min] [μg/L] [μg/L] [ng/L] [ng/L] NDMA 22.9 1.3 4.0 2.1 6.1 NMEA 27.4 1.6 4.7 3.7 11.1 NMOR 29.0 2.3 6.9 4.0 11.8 NPYR 29.5 1.9 5.7 2.9 8.7 NDEA 36.9 2.8 8.4 7.7 23.0 NPIP 48.3 3.0 9.0 4.6 13.8 NDPA 57.7 5.9 17.5 NDBA 64.3 7.8 23.1 Die Kalibrationskurven aller N-Nitrosamine waren im getesteten Bereich von 5.0 – 1000 ug/L linear (R2 > 0.9997). AIII Tabelle A4. Chemische Parameter entlang der Pilotanlagen während der Probenahmekampagnen. -1 10.8 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC 13.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 7.16 18.69 82 26.23 1.23 1.20 0.23 Zulauf Pilotanlagen 6.41 6.86 22 0.91 0.47 25.59 2.25 TOC -1 mg TOC L CSB -1 mg O2 L Ammonium -1 mg NH4-N L -1 Nitrit mg NO2-N L Nitrat -1 mg NO3-N L Phosphat -1 mg PO4-P L Ablauf Ozonung 6.54 7.34 34 0.05 0.18 26.39 2.23 Ablauf Sandfiltration 5.9 6.05 18 0.05 0.15 25.97 1.94 Zulauf Ferratreaktor 232.8 240.5 420 0.63 0.24 27.18 0.48 Ablauf Ferratreaktor 195.5 213.5 384 0.44 0.21 24.95 0.31 7.4 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC TOC CSB Ammonium Nitrit Nitrat Phosphat 14.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 7.37 8.03 26 23.09 1.23 0.58 0.23 Zulauf Pilotanlagen 6.72 6.92 22 1.28 0.42 23.27 2.30 -1 -1 -1 mg TOC L -1 mg O2 L -1 mg NH4-N L -1 mg NO2-N L -1 mg NO3-N L -1 mg PO4-P L Ablauf Ozonung 6.92 7.24 25 0.19 0.09 25.98 2.36 Ablauf Sandfiltration 6.38 6.51 18 0.07 0.09 25.60 2.02 Zulauf Ferratreaktor 518.5 540.8 1263 0.58 0.12 22.80 0.13 Ablauf Ferratreaktor 517.3 571.3 1243 0.10 0.04 23.51 0.11 7.0 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC TOC CSB Ammonium Nitrit Nitrat Phosphat 20.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 8.38 9.77 37 28.44 0.16 0.66 0.23 Zulauf Pilotanlagen 6.6 7.15 22 1.29 1.01 23.95 2.21 Ablauf Ozonung 6.95 7.97 49 0.67 0.19 24.97 2.10 -1 -1 -1 mg TOC L -1 mg O2 L -1 mg NH4-N L -1 mg NO2-N L -1 mg NO3-N L -1 mg PO4-P L Ablauf Sandfiltration 6.54 6.8 23 0.34 0.50 24.74 1.92 Zulauf Ferratreaktor 597.5 612 1105 0.83 0.30 24.07 0.20 Ablauf Ferratreaktor 561 572.5 1130 0.56 0.21 23.70 0.15 0.9 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC TOC CSB Ammonium Nitrit Nitrat Phosphat 21.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 9.14 10.23 30 25.82 0.06 0.14 0.18 Zulauf Pilotanlagen 8.07 8.71 26 1.51 1.20 20.58 2.24 Ablauf Ozonung 7.94 8.67 31 0.78 0.41 21.79 2.24 Ablauf Sandfiltration 7.47 7.87 24 0.42 0.70 21.45 2.04 Zulauf Ferratreaktor 564 604.3 1052 1.17 0.50 19.87 0.55 Ablauf Ferratreaktor 586.5 584.5 1022 0.58 0.34 20.87 0.37 -1 -1 -1 mg TOC L -1 mg O2 L -1 mg NH4-N L -1 mg NO2-N L -1 mg NO3-N L -1 mg PO4-P L -1 AIV -1 14.5 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC 27.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 10.15 10.31 31 32.26 0.07 0 0.33 Zulauf Pilotanlagen 8.06 9 22 21.68 0.06 0.40 1.93 Ablauf Ozonung 6.9 7.78 19 20.86 0.00 0.80 1.86 Ablauf Sandfiltration 6.44 6.82 26 20.17 0.21 1.10 1.68 Zulauf Ferratreaktor 636 656.8 1048 19.75 0.13 0.72 0.21 Ablauf Ferratreaktor 559.8 572.8 814 19.30 0.19 1.77 0.14 11.2 mmol Ox g DOC korrigiert für Nitrit DOC TOC CSB Ammonium Nitrit Nitrat Phosphat 28.08.2012 mg DOC L Zulauf Tauchkörper 9.71 10.43 38 27.59 0.05 0.00 0.30 Zulauf Pilotanlagen 6.63 6.59 22 16.47 0.08 0.35 1.80 Ablauf Ozonung 6.28 6.45 20 16.51 0.03 0.90 1.62 Ablauf Sandfiltration 6.15 6.05 16 16.03 0.24 1.15 1.53 Zulauf Ferratreaktor 622 654.5 1103 15.48 0.02 0.84 0.23 Ablauf Ferratreaktor 584.3 606 1395 15.72 0.11 1.04 0.14 TOC -1 mg TOC L CSB -1 mg O2 L Ammonium -1 mg NH4-N L -1 Nitrit mg NO2-N L Nitrat -1 mg NO3-N L Phosphat -1 mg PO4-P L -1 -1 -1 mg TOC L -1 mg O2 L -1 mg NH4-N L -1 mg NO2-N L -1 mg NO3-N L -1 mg PO4-P L -1 AV Tabelle A5. Konzentrationen, LOQ und relativ verbleibende Konzentrationen der 24 Mikroverunreinigungen während der Messkampagnen. Kampagne 13.08.2012 10.8 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor 85 Amidotrizoesäure 12.4 378 317 315 301 255 100 84 83 80 68 100 Atenolol 0.3 591 295 205 359 314 100 50 35 61 53 100 88 Azithromycin 1.8 99 19 78 1 27 100 19 79 1 27 100 1996 Benzotriazol 3.9 6993 4048 3247 6461 6070 100 58 46 92 87 100 94 Bezafibrate 0.3 230 94 75 179 145 100 41 33 78 63 100 81 Bisphenol A 4.1 38 < LOQ 13 0 0 100 0 34 0 0 100 0 Carbamazepin 0.5 256 36 47 101 1 100 14 18 39 1 100 1 Clarithromycin 0.2 24 5 7 1 7 100 21 31 3 29 100 833 Diclofenac 1.6 600 116 167 16 3 100 19 28 3 1 100 21 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 3139 2010 1723 2620 1064 100 64 55 83 34 100 41 Gemfibrozil 0.4 33 6 7 14 16 100 20 22 42 51 100 119 Ibuprofen 2.0 11 2 3 12 12 100 17 30 105 109 100 104 Iohexol 32.2 106 48 42 68 62 100 45 40 64 59 100 92 Iomeprol 133.5 3994 2764 2555 3168 2593 100 69 64 79 65 100 82 Mecoprop 0.5 51 25 21 31 14 100 49 41 61 27 100 44 Mefenaminsäure 0.6 179 18 32 0 0 100 10 18 0 0 100 100 Metformin 0.9 3203 2296 2530 2643 2729 100 72 79 83 85 100 103 Methylbenzotriazol 1.0 3167 1582 1276 2649 2193 100 50 40 84 69 100 83 Metronidazol 0.1 85 52 43 80 65 100 61 50 94 76 100 81 Naproxen 0.8 421 24 46 7 0 100 6 11 2 0 100 5 Primidon 4.5 73 44 36 71 64 100 60 49 97 89 100 91 Sulfamethoxazol 1.6 454 53 67 55 31 100 12 15 12 7 100 56 AVI Kampagne 14.08.2012 7.4 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Amidotrizoesäure 12.4 148 112 98 92 98 100 76 66 62 66 100 106 Atenolol 0.3 562 283 125 446 260 100 50 22 79 46 100 58 Azithromycin 1.8 91 13 48 55 7 100 14 52 60 8 100 13 Benzotriazol 3.9 8836 5213 3276 7610 6584 100 59 37 86 75 100 87 Bezafibrate 0.3 253 118 59 196 159 100 46 23 77 63 100 81 Bisphenol A 4.1 73 0 20 5 0 100 0 27 7 0 100 0 Carbamazepin 0.5 296 27 21 71 0 100 9 7 24 0 100 0 Clarithromycin 0.2 24 3 4 11 3 100 11 15 46 12 100 26 Diclofenac 1.6 663 96 99 56 1 100 15 15 8 0 100 3 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 3063 2045 1418 2829 44 100 67 46 92 1 100 2 Gemfibrozil 0.4 60 11 6 41 1 100 19 10 68 2 100 3 Ibuprofen 2.0 24 10 12 22 29 100 41 51 91 118 100 129 Iohexol 32.2 2319 1676 1259 1787 1470 100 72 54 77 63 100 82 Iomeprol 133.5 15477 10942 8080 12179 8776 100 71 52 79 57 100 72 Mecoprop 0.5 54 25 15 33 18 100 48 28 62 34 100 55 Mefenaminsäure 0.6 152 6 15 0 0 100 4 10 0 0 Metformin 0.9 3149 2571 2502 2589 2859 100 82 79 82 91 100 110 Methylbenzotriazol 1.0 3851 2184 1204 3326 1788 100 57 31 86 46 100 54 Metronidazol 0.1 85 58 33 71 18 100 68 39 84 21 100 25 Naproxen 0.8 405 15 10 20 0 100 4 2 5 0 100 0 Primidon 4.5 72 45 29 61 60 100 63 41 86 84 100 98 Sulfamethoxazol 1.6 283 57 79 64 34 100 20 28 23 12 100 54 AVII Kampagne 20.08.2012 7.0 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Amidotrizoesäure 12.4 68 57 52 75 45 100 85 77 111 67 100 60 Atenolol 0.3 571 275 438 505 332 100 48 77 88 58 100 66 Azithromycin 1.8 185 21 68 106 72 100 11 37 57 39 100 68 Benzotriazol 3.9 7789 4299 5766 7521 7434 100 55 74 97 95 100 99 Bezafibrate 0.3 337 130 205 298 320 100 39 61 88 95 100 108 Bisphenol A 4.1 0 0 0 0 0 Carbamazepin 0.5 258 17 65 127 0 100 7 25 49 0 100 0 Clarithromycin 0.2 96 9 30 66 63 100 9 31 68 65 100 95 Diclofenac 1.6 440 51 129 95 < LOQ 100 12 29 22 0 100 0 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 2436 1546 2129 2457 1009 100 63 87 101 41 100 41 Gemfibrozil 0.4 64 8 33 64 26 100 12 51 101 40 100 40 Ibuprofen 2.0 74 33 51 65 90 100 45 69 88 122 100 138 Iohexol 32.2 170 67 108 388 131 100 39 63 228 77 100 34 Iomeprol 133.5 667 339 481 708 617 100 51 72 106 92 100 87 Mecoprop 0.5 49 15 28 44 27 100 29 57 88 55 100 62 Mefenaminsäure 0.6 187 10 14 1 0 100 6 8 0 0 100 0 Metformin 0.9 12591 8606 10123 10771 10857 100 68 80 86 86 100 101 Methylbenzotriazol 1.0 3674 1906 2726 3216 3247 100 52 74 88 88 100 101 Metronidazol 0.1 80 42 59 79 70 100 52 74 99 87 100 88 Naproxen 0.8 669 14 61 111 0 100 2 9 17 0 100 0 Primidon 4.5 75 39 61 80 71 100 52 81 108 95 100 88 Sulfamethoxazol 1.6 1320 13 29 363 18 100 1 2 28 1 100 5 AVIII Kampagne 21.08.2012 0.9 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Amidotrizoesäure 12.4 136 88 115 99 88 100 65 84 73 65 100 89 Atenolol 0.3 549 342 363 368 300 100 62 66 67 55 100 82 Azithromycin 1.8 162 35 81 63 61 100 21 50 39 37 100 95 Benzotriazol 3.9 13532 7669 8930 9425 10130 100 57 66 70 75 100 107 Bezafibrate 0.3 353 170 189 228 243 100 48 53 65 69 100 106 Bisphenol A 4.1 0 0 0 0 0 Carbamazepin 0.5 273 50 88 131 8 100 18 32 48 3 100 6 Clarithromycin 0.2 69 11 19 29 31 100 16 28 42 45 100 106 Diclofenac 1.6 574 152 295 159 7 100 26 51 28 1 100 5 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 3106 2170 2306 2307 706 100 70 74 74 23 100 31 Gemfibrozil 0.4 142 61 81 105 65 100 43 57 74 46 100 62 Ibuprofen 2.0 506 270 362 300 349 100 53 71 59 69 100 116 Iohexol 32.2 6002 3696 4438 4527 4525 100 62 74 75 75 100 100 Iomeprol 133.5 21665 14999 15682 15043 14242 100 69 72 69 66 100 95 Mecoprop 0.5 29 11 18 18 16 100 37 63 62 56 100 91 Mefenaminsäure 0.6 249 23 26 3 0 100 9 11 1 0 100 13 Metformin 0.9 15260 11202 13481 11967 14732 100 73 88 78 97 100 123 Methylbenzotriazol 1.0 6354 4005 4414 4432 4305 100 63 69 70 68 100 97 Metronidazol 0.1 101 68 84 82 84 100 68 84 81 84 100 103 Naproxen 0.8 644 39 117 105 14 100 6 18 16 2 100 13 Primidon 4.5 65 43 53 54 60 100 66 81 83 92 100 110 Sulfamethoxazol 1.6 1700 30 37 856 157 100 2 2 50 9 100 18 AIX Kampagne 27.08.2012 14.5 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor 101 Amidotrizoesäure 12.4 158 124 146 123 124 100 79 93 78 79 100 Atenolol 0.3 307 1 92 184 182 100 0 30 60 59 100 99 Azithromycin 1.8 86 2 43 5 16 100 2 50 5 18 100 335 Benzotriazol 3.9 7736 682 3555 6905 5535 100 9 46 89 72 100 80 Bezafibrate 0.3 254 14 54 200 196 100 6 21 78 77 100 98 Bisphenol A 4.1 0 0 0 0 0 Carbamazepin 0.5 169 0 37 6 0 100 0 22 4 0 100 0 Clarithromycin 0.2 20 0 6 2 4 100 0 28 12 18 100 148 Diclofenac 1.6 516 0 123 16 5 100 0 24 3 1 100 33 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 1986 444 1077 1435 1293 100 22 54 72 65 100 90 Gemfibrozil 0.4 93 0 23 0 0 100 0 24 0 0 100 0 Ibuprofen 2.0 95 7 39 83 83 100 7 41 87 88 100 100 Iohexol 32.2 327 257 76 87 98 100 79 23 27 30 100 113 Iomeprol 133.5 7948 2973 5067 6008 4760 100 37 64 76 60 100 79 Mecoprop 0.5 32 0 9 13 10 100 -2 27 40 32 100 79 Mefenaminsäure 0.6 212 0 40 0 0 100 0 19 0 0 Metformin 0.9 20548 12146 18603 27970 20836 100 59 91 136 101 100 74 Methylbenzotriazol 1.0 3323 66 1655 2664 1859 100 2 50 80 56 100 70 Metronidazol 0.1 73 4 27 49 31 100 6 37 67 42 100 64 Naproxen 0.8 418 0 21 0 0 100 0 5 0 0 Primidon 4.5 42 6 23 37 37 100 15 54 88 88 100 100 Sulfamethoxazol 1.6 98 0 8 96 58 100 0 8 97 59 100 61 AX Kampagne 27.08.2012 11.2 mmol Oxidationsmittel g DOC-1, korrigiert für Nitrit Mittelwert Konzentration [ng L-1] LOQ [ng L-1] Relativ verbleibende Konzentration [%] bezogen auf den Zulauf Pilotanlagen Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration 333 314 300 100 77 bezogen auf den Zulauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Pilotanlagen Ablauf Ozonung Ablauf Sandfiltration Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor Zulauf Ferratreaktor Ablauf Ferratreaktor 73 69 66 100 96 Amidotrizoesäure 12.4 457 353 Atenolol 0.3 269 3 4 210 151 100 1 1 78 56 100 72 Azithromycin 1.8 80 0 25 46 21 100 0 32 58 26 100 46 Benzotriazol 3.9 8323 2410 2178 7623 6908 100 29 26 92 83 100 91 Bezafibrate 0.3 188 11 2 162 123 100 6 1 86 65 100 76 Bisphenol A 4.1 0 0 0 0 0 Carbamazepin 0.5 181 0 1 51 0 100 0 1 28 0 100 0 Clarithromycin 0.2 23 0 1 14 5 100 0 4 63 20 100 32 Diclofenac 1.6 619 0 8 79 306 100 0 1 13 49 100 388 Estriol 2.2 0 0 0 0 0 17-Ethinylestradiol 18.9 0 0 0 0 0 Gabapentin 2.1 1641 750 698 1548 1258 100 46 43 94 77 100 81 Gemfibrozil 0.4 89 0 1 59 59 100 0 2 66 67 100 101 Ibuprofen 2.0 269 66 70 226 237 100 25 26 84 88 100 105 Iohexol 32.2 1903 847 774 1410 1290 100 44 41 74 68 100 91 Iomeprol 133.5 15026 8719 7827 12263 9655 100 58 52 82 64 100 79 Mecoprop 0.5 110 16 13 81 47 100 15 11 74 43 100 59 Mefenaminsäure 0.6 225 15 18 3 0 100 6 8 1 0 100 0 Metformin 0.9 12332 9371 11373 13999 21694 100 76 92 114 176 100 155 Methylbenzotriazol 1.0 3943 399 481 3084 1904 100 10 12 78 48 100 62 Metronidazol 0.1 56 13 9 47 14 100 23 17 85 25 100 29 Naproxen 0.8 394 0 0 54 0 100 0 0 14 0 100 0 Primidon 4.5 43 11 12 37 33 100 26 28 86 77 100 90 Sulfamethoxazol 1.6 107 2 25 74 60 100 2 23 69 56 100 81 AXI