Actief kool

Algemene beschrijving

Actief kool is een micro poreuze, inerte koolstofmatrix, met een zeer groot intern oppervlak (700 tot 1 500 m²/g). De grootte en onderlinge verhoudingen van de poriën worden bepaald door de gebruikte grondstof en de activeringsmethode. Het intern oppervlak maakt het uitermate geschikt voor de adsorptie van een breed gamma aan organische micropolluenten, CZV, en in mindere mate ook metalen in organische complexen. Actief kool wordt geproduceerd uit verschillende materialen zoals: hout, steenkool en kokos. Elk type actief kool wordt gekenmerkt door een specifiek oppervlak, korrelgrootte en poriëndiameter. Actief kool kan ingezet worden in poedervorm (Powder Activated Carbon; PAC), in granulaire vorm (Granular Activated Carbon; GAC) of in geïmpregneerde vorm. In de meeste industriële toepassingen worden gesloten filters gebruikt in een lead-lag configuratie met 2 of meerdere filters in serie. Wanneer de eerste filter verzadigd is wordt deze verwijderd, schuiven de overige filters een plaats op en wordt er een nieuwe bij geplaatst op de laatste plaats in de serie. Bij vervanging wordt de beladen actief kool meestal teruggenomen door de leverancier die het als (chemisch) afval afvoert, regenereert of reactiveert (WASS, 2010; Watercircle, 2021). De eerste filter verwijdert de bulk van de verontreiniging, terwijl de volgende filter(s) dienen als een polishing stap (Riegel et al., 2020).

Meer gedetailleerde beschrijving van deze techniek is terug te vinden in onderstaande technische fiches:

WASS – Adsorptietechnieken

Watercircle – Adsorptietechnieken

Stand van de techniek

Actief kool wordt op het moment van schrijven het meest toegepast in verschillende sectoren in Vlaanderen voor de verwijdering van PFAS uit bedrijfsafvalwater en bemalingswater. Adsorptie van PFAS door actief kool is een bewezen techniek (TRL 9) gekenmerkt door lage energie- en onderhoudskosten, eenvoud en betrouwbaarheid (Iery, 2019; Arcadis, 2021; Liu et al., 2022a; WASS, 2010; Watercircle, 2021).

Op basis van deze informatie kan besloten worden dat in het algemeen actief kool kan toegepast worden op bedrijfsafvalwater en bemalingswater. Deze techniek kan op zichzelf toegepast worden of als een onderdeel van een behandelingstrein met andere technieken voor de verwijdering van PFAS. Echter dient dit voor elke specifieke situatie bevestigd te worden door de karakterisatie van het specifiek te behandelen bedrijfsafvalwater/bemalingswater en eventueel aanvullende labo-/piloottesten, rekening houdende met het type PFAS, influent concentraties, de matrix en de gewenste eindconcentraties.

Ontwerp en uitvoering voor PFAS verwijdering

In de praktijk wordt actief kool het meest toegepast als GAC in een continu zuiveringsproces met vast bed kolommen in een lead-lag configuratie (Figuur 12).

Figuur 12: Vereenvoudigde schematische weergave van een lead-lag configuratie van GAC filters voor de verwijdering van PFAS.

De uitvoering, de grootte van de opstelling en de standtijd wordt vooral bepaald door de influent concentraties van PFAS en andere componenten in de matrix (vb. organische belasting), de gewenste effluent concentraties van PFAS en het te verwerken debiet. Bij de behandeling van bedrijfsafvalwater komt het vaak voor dat net de andere componenten in de matrix de limiterende factor zijn en niet noodzakelijk de influent concentratie van PFAS. In elk van de gevallen wordt in overleg met de leverancier en op basis van metingen op de afvalwaterstroom de uitvoering van de opstelling en het type GAC bepaald. Typisch gaat het hier over filters gaande van 5 m³ tot 25 m³ waarbij, afhankelijk van de toepassing, het verwerkte debiet typisch kan variëren tussen 0,1 m³/u tot 100 m³/u. Bij bemalingen worden de gemiddelde debieten afhankelijk van de grootte van het project ingeschat op 10 – 50 m³/u (Desotec, persoonlijke communicatie, 2022; Input leden BC, 2022). Bij drinkwaterproductie kan dit zelfs gaan tot 2000 m³/u. De gemiddelde verblijftijd of Empty Bed Contact Time (EBCT) ligt algemeen tussen 15 – 45 min, maar kan in sommige situaties oplopen tot 60 - 120 min (Roest et al., 2021; Input leden BC, 2022). Het is belangrijk dat hier steeds gekeken wordt naar de specifieke samenstelling van de te behandelen stromen om uitvoering van de techniek vast te leggen (Input leden BC, 2022). De EBCT kan gebruikt worden om het totaal benodigd filtervolume te bepalen. Een EBCT van 20 min en een debiet van 15 m³/u vertaalt zich in een totaal filtervolume van 5 m³ per filter (Roest et al., 2021).

Actief kool kan ook in mobiele filters toegepast worden, waardoor ze eveneens geschikt zijn voor in-situ zuivering van bijvoorbeeld bemalingswater. Deze opstellingen zijn eenvoudig te transporteren en te plaatsen, en bieden bijkomend het voordeel dat er geen actief kool dient gemanipuleerd te worden omdat de mobiele filters dienst doen als transport en adsorptie container. Bovendien kunnen deze mobiele filters snel gewisseld worden waardoor de waterbehandeling minimaal of niet stilgelegd dient te worden (Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022; Desotec, persoonlijk communicatie, 2022). Hierdoor wordt vaak de voorkeur aan dergelijke mobiele filters gegeven. Vaak wordt hierbij eenzelfde filter hergebruikt binnen eenzelfde installatie/project, om crosscontaminatie vanuit deze filter naar het behandelde water van een andere locatie te voorkomen. Daarnaast kunnen meerdere filters of een specifieke behandelingstrein ook in 10 of 20 voet containers ingebouwd worden om in situ zuiveringen uit te voeren. Vaste opstellingen worden daardoor eerder beperkt toegepast in Vlaanderen. Deze type opstellingen vereisen voldoende ruimte om het GAC te laden en uit te wisselen (Input leden BC, 2022).

Naast het gebruik van GAC zijn echter ook specifieke situaties waarin PAC wordt toegepast in een batch proces. Hierbij wordt het PAC rechtstreeks gedoseerd aan reactor van de biologische afvalwaterbehandeling of deelstroombehandeling in een batch proces. Dit wordt vaak toegepast op afvalwaterstromen met hoge CZV of hoog gehalte aan zwevende stoffen die moeilijk behandeld worden via vast bed filters. Op basis van gewicht heeft PAC een hogere adsorptiecapaciteit voor PFAS dan GAC door een hoger specifiek oppervlak en kortere interne diffusieafstanden. Desalniettemin moeten grotere hoeveelheden PAC gedoseerd worden in vergelijking met GAC (Van den Bergh et al., 2021; Liu et al., 2022a).

PFAS verwijderingsefficiëntie en korte keten vs. lange keten

Over het algemeen kan met actief kool een verwijderingsefficiëntie van 90 tot zelfs >99% voor PFAS bekomen worden (Iery, 2019), maar dit is sterk afhankelijk van het type PFAS, het type GAC gebruikt, de aanwezigheid van andere componenten in het influent, de standtijd van de filters en het aantal filters in serie dat wordt gehanteerd (Input leden BC, 2022). Onder praktijkomstandigheden, afhankelijk van het type PFAS, kunnen sterk variërende verdwijderingsrendementen effectief gerealiseerd worden met spreidingen tot 50% (Belkouteb et al., 2020; Riegel et al., 2020; Gagliano et al., 2021). Een nadeel van actief kool is dat de beladingscapaciteit voor PFAS relatief beperkt is waardoor sneller doorbraak optreedt in vergelijking met andere micropolluenten. Voor andere organische componenten zoals  vluchtige organische chloorkoolwaterstoffen bedraagt de adsorptiecapaciteit ongeveer 7 – 10%. Terwijl de maximale, gemiddelde beladingsgraad voor PFOS onder praktijkomstandigheden in filters ongeveer gelijk is aan 0,05% (500 mg PFOS/kg GAC) (OVAM, 2021). Voor PFAS in het algemeen wordt dit zelfs ingeschat op ca. 0,01% (100 mg PFAS/kg GAC) omdat de adsorptiecapaciteit afneemt voor kortere keten PFAS (OVAM, 2021). Hierdoor zal na een bepaalde standtijd van de filters de verwijderingsefficiëntie afnemen indien deze niet tijdig vervangen worden (Belkouteb et al., 2020). Bovendien is deze adsorptiecapaciteit sterk afhankelijk van de co-contaminanten aanwezig in de matrix en de eigenschappen van het type gebruikt GAC (Roest et al., 2021). Indien de waterbehandeling met GAC gestuurd wordt op basis van de PFAS die als eerste zal doorbreken dan kunnen de werkelijke beladingen van GAC met PFAS significant lager liggen in de range van 10 – 20 mg PFAS/kg GAC (Input leden BC, 2023).

Actief kool heeft een hogere affiniteit voor lange keten PFAS dan voor korte keten PFAS omdat er meer hydrofobe interacties mogelijk zijn met de langere gefluoreerde koolstofketen. Hierdoor neemt de effectiviteit van de verwijdering van PFAS af naarmate de keten korter is (C8 > C4), maar ook precursoren worden vaak minder efficiënt afgescheiden (vb. HFPO-DA) (Liu et al., 2022a; Meegoda et al., 2020; Input leden BC, 2022). Hierdoor kan in de praktijk voor lange keten PFAS verwijderingsefficiënties bekomen worden van >90% tot tegen 100% (onder de huidige rapportagegrens van 20 ng/l voor de kwantitatieve PFAS en 50 ng/l voor de indicatieve PFAS), maar voor korte keten PFAS kunnen zeer variabele rendementen bekomen worden van <50% -  99% (Input leden BC, 2023; Roest et al., 2021). Elke individuele PFAS heeft een andere adsorptiecapaciteit op GAC en corresponderende doorbraaktijden (ITRC, 2020). Concreet betekent dit dat voor korte keten PFAS en sommige precursoren minder bedvolumes behandeld kunnen worden dan voor lange keten PFAS voor er doorbraak optreedt (Ross et al., 2018; Westreich et al., 2018 Kempisty et al., 2022). Figuur 13 geeft een overzicht van het aantal bedvolumes waarna doorbraak optreedt van 4 verschillende PFAS via behandeling van grondwater via een bepaald type GAC met 13 & 26 min EBCT in filters op grote schaal. De beperkte capaciteit voor korte keten PFAS kan deels opgevangen worden door de standtijd in te korten en te werken met een langere EBCT (Arcadis, 2021). Daarnaast wordt de adsorptie van PFAS ook beïnvloed door de aard van de functionele groep. Over het algemeen worden PFSA’s en PFASA’s (perfluoralkylsulfonamide) beter geadsorbeerd dan hun corresponderende PFCA’s (ITRC, 2020; Gagliano et al., 2021; Liu et al., 2022a). In de meeste gevallen treedt er eerst doorbraak op van PFBA, PFPeA en PFBS (Input leden BC, 2022). Indien de opgelegde normen voor PFAS dezelfde zijn als PFBA dient de sturing van zuiveringsproces gestuurd te worden op PFBA omdat deze steeds als eerste doorbraak zal vertonen. Indien de sturing op andere parameters zoals PFOS of PFOA zou verlopen is het risico groot dat er reeds andere kortere keten PFAS doorgebroken zijn (Input leden BC, 2022). Indien de waterbehandeling gestuurd wordt op de PFAS-parameter die eerst zal doorbreken kunnen in sommige situaties korte keten PFAS incl. PFBA eveneens met een hoog rendement verwijderd worden tot 99 of waar nodig zelfs 99,9% (Input leden BC, 2023).

Figuur 13: PFAS verwijdering van 4 verschillende PFAS, d.i. PFBA, PFPeA, PFHxA en PFOA, via behandeling van grondwater via een bepaald type GAC met 13 & 26 min EBCT in filters op grote schaal. De influent concentraties van deze PFAS waren PFBA (~1400 ng/l), PFOA (~600 ng/l) en PFHxA (150 – 300 ng/l)^[1] (Kempisty et al., 2022).

De keuze van het type actief kool heeft een significante invloed op de verwijderingsefficiëntie en capaciteit van het adsorptiemedium. Dit wordt niet enkel beïnvloed door het bronmateriaal (vb. steenkool, kokosnoot, hout, bamboe) waaruit het actief kool geproduceerd is, maar ook de wijze van activatie en of hierbij re-agglomeratie wordt toegepast. Bij re-agglomeratie wordt het actief kool voor het activatie proces fijn gemalen tot een poeder en terug samengepakt. Dit zorgt voor een meer gelijkmatige activatie van het materiaal en de vorming van macroscopische poriën. Deze macroscopische poriën zorgen voor een verlaagde diffusieweerstand waardoor snellere adsorptie mogelijk is. Bovendien laat dit betere reactivatie van het actief kool toe (Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022). In de meeste gevallen wordt gekozen voor actief kool op basis van steenkool voor de verwijdering van PFAS omdat deze goedkoper is en over het algemeen beter presteert dan bijvoorbeeld actief kool op basis van kokosnoten (Westreich et al., 2018; Iery, 2019; ITRC, 2020; Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022). Over het algemeen presteert actief kool met een groter aandeel middelmatige en grote poriën, meso- en macro poriën, het best voor de verwijdering van PFAS (Arcadis, 2021; Pancras et al., 2018). Dit kan deels verklaard worden doordat vooral de grootte en onderlinge verhoudingen van de poriën een grote invloed hebben op de verwijderingsefficiëntie van PFAS, wat kan verschillen i.f.v. het gekozen bronmateriaal. Zelfs tot op het niveau van het type steenkool (Pancras et al., 2018; Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022). Hoewel soms tegenstrijdige informatie gevonden wordt hierover, waarbij aangegeven wordt dat net microporeuze GAC net beter geschikt is voor de verwijdering van korte keten PFAS (ITRC, 2020; Riegel et al., 2020; Garg et al., 2021; Input leden BC, 2022). Daarnaast wordt de keuze van het type actief kool ook beïnvloed door het type PFAS dat moet verwijderd worden. Zo is de GAC die geoptimaliseerd is voor de verwijdering van PFOS niet noodzakelijk ook optimaal geschikt voor de verwijdering van andere PFAS (Kucharzyk et al., 2017; Gagliano et al., 2021).

De frequentie waarmee de filters vervangen worden, wordt bepaald door het moment dat doorbraak optreedt van PFAS in de eerste filter (voorlaatste filter indien meer dan twee in serie worden geplaatst). Dit is afhankelijk van de beoogde eindconcentratie van PFAS, de influent concentraties, de ketenlengte van de te behandelen PFAS, de adsorptiecapaciteit van de GAC, de aanwezigheid van andere componenten die de adsorptiecapaciteit kunnen beïnvloeden, de aard van de gebruikte opstelling en het beheer van deze opstelling (Riegel et al., 2020; Input leden BC, 2022). In de praktijk wordt op basis van metingen op PFAS concentraties in het behandeld water tussen de actief kool filters beslist wanneer de filters worden gewisseld, d.i. bij registratie van doorbraak. De beperking bij deze manier van opvolging is de tijd nodig voor het ontvangen van de analyseresultaten. In de praktijk kan dit één tot twee weken duren voor de analyseresultaten beschikbaar zijn. Daardoor kan het voorvallen dat er al enige tijd doorbraak optreedt voordat dit kan geregistreerd worden en ingegrepen kan worden (Input leden BC, 2022). In andere situaties wordt op basis van voorgaande ervaring met meetcampagnes een vaste wisselperiode vastgelegd waarin de kans klein is dat er doorbraak zal optreden. Desondanks worden er nog steeds metingen gedaan ter controle. Dit is enkel mogelijk in situaties waar een relatief stabiele stroom behandeld wordt en bijvoorbeeld niet bij bemalingen die vaak geconfronteerd worden met wijzigende debieten en concentraties doorheen de behandeling. In de praktijk komt dit neer op een gemiddelde standtijd van 2 – 4 weken, wat redelijk kort is in vergelijking met andere actief kool toepassingen waar men standtijden heeft van meerdere maanden of zelfs jaren (Input leden BC, 2022). Deze korte standtijden zijn vaak nodig om ook de korte keten PFAS (bv. PFHxA, PFPeA, PFBA en PFBS) voldoende te kunnen verwijderen wanneer GAC op zichzelf als verwijderingstechniek wordt toegepast. Door het hanteren van een lead-lag configuratie met twee of meerdere filters in serie kunnen over het algemeen de standtijden verlengd worden en kunnen hogere beladingsgraden per kolom bekomen worden (Input leden BC, 2022).

Over het algemeen zouden door toepassing van actief kool concentraties lager dan 0,1 µg/l voor individuele PFAS gehaald moeten kunnen worden, maar dit vereist mogelijk meerdere filters in serie (Input leden BC, 2022; Riegel et al., 2020). Echter dient dit voor elke specifieke situatie bevestigd te worden door de karakterisatie van het specifiek te behandelen bedrijfsafvalwater/bemalingswater en eventueel aanvullende labo-/piloottesten, rekening houdende met het type PFAS, de influent concentraties, en de aard van de matrix.

• In cases waar de matrix weinig complex is en er hoofdzakelijk lange keten PFAS aanwezig zijn, kunnen effluent concentraties onder de huidige rapportagegrens van 20 ng/l voor de kwantitatieve PFAS en 50 ng/l voor de indicatieve PFAS gerealiseerd worden;
• In andere cases waar de matrix complex is en waar voornamelijk korte keten PFAS aanwezig zijn, kan het moeilijk zijn om voor alle PFAS onder 0,1 µg/l te geraken binnen technisch en economisch haalbare grenzen. Zeker in het geval van de parameter PFBA blijkt dit moeilijker realiseerbaar (zie ook verder). In verschillende cases werd waargenomen dat er reeds na minder dan een week doorbraak kan optreden voor PFBA na het wisselen van de actief kool filters (Input leden BC, 2022);
• Desalniettemin wordt op basis van recente praktijkgegevens aangetoond dat voor bepaalde matrices, ondanks de aanwezigheid van onder andere metalen, AOX en CZV, influent concentraties van 50 µg/l lange en korte keten PFAS (inclusief PFBA) kunnen verwijderd worden tot onder de huidige rapportagegrens van 20 ng/l voor de kwantitatieve PFAS en 50 ng/l voor de indicatieve PFAS indien voldoende filters in serie worden geplaatst en de standtijd voldoende kort gehouden wordt (Input leden BC, 2022 & 2023).

Matrixeffecten en voorbehandelingstechnieken

Over het algemeen is de adsorptie van PFAS op actief kool toepasbaar voor elk type waterige stroom, zoals bedrijfsafvalwater, bemalingswater, oppervlaktewater, percolaatwater, proceswater bij fysicochemische bodemsanering, etc. Desalniettemin kunnen de andere componenten die aanwezig zijn in het afvalwater/bemalingswater, de matrix, een negatieve invloed hebben op het verwijderingsrendement van PFAS. De adsorptie op actief kool is niet selectief waardoor er competitie kan optreden met andere componenten, maar ook tussen verschillende PFAS onderling (Van den Bergh et al., 2021).

• De aanwezigheid van een hoog gehalte zwevende stoffen (ZS) kan zorgen voor verstopping van de actief kool filter en op zijn beurt zorgen voor een daling van de adsorptiecapaciteit en verwijderingsefficiëntie. Daarom wordt er in de meeste gevallen een zandfiltratie als voorbehandeling toegepast om de grootste hoeveelheid ZS te verwijderen en de actief kool filter te beschermen. In de praktijk wordt aangeraden om het ZS gehalte lager dan 10 - 30 mg/l te houden om PFAS kostenefficiënt te verwijderen (Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022; Desotec, persoonlijke communicatie, 2022). Daarnaast is ultrafiltratie (UF) een alternatieve techniek. Indien de ZS niet vooraf behandeld worden, kan dit de nood voor terugspoelingen verhogen.  Terugspoelingen zorgen voor onderbreking van de waterbehandeling. Daarnaast kunnen in sommige situaties terugspoelingen de capaciteit van de filter negatief beïnvloeden (Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022; Desotec, persoonlijke communicatie, 2022).
• Actief kool heeft een hoge affiniteit voor de meeste organische stoffen, waardoor een hoog CZV-gehalte een negatieve invloed kan hebben op de verwijderingsefficiëntie van PFAS (Riegel et al., 2020). In de praktijk wordt aangeraden om het CZV-gehalte lager dan 150 – 250 mg/l te houden om PFAS kostenefficiënt te verwijderen. Het verwijderen van PFAS uit stromen met hoger CZV-gehalte is mogelijk maar dit zal de operationele kosten verhogen omdat meer frequente filterwisselingen nodig zullen zijn (ITRC, 20220). In de meeste gevallen moet er gewerkt worden met een stroom die uit de biologische behandeling komt en vaak enkel nog een gehalte aan recalcitrante CZV bevat (Desotec, persoonlijke communicatie, 2022; Input leden BC, 2022). Afhankelijk van de matrix en de voorgaande behandelingen kan het interessant zijn om nog extra GAC behandeling toe te voegen of een biologische behandeling toe te voegen voor de bulk verwijdering van CZV, of een coagulatie/flocculatie stap toe te voegen (Input leden BC, 2022). De adsorptiecapaciteit voor bepaalde CZV neemt af naarmate de pH toeneemt, terwijl de adsorptie van PFOA en PFOS constant blijft. Daardoor kan een pH verhoging mogelijk zorgen voor verminderde competitie met de andere organische componenten in de matrix (Arcadis, 2021). Bovendien zal de competitie veroorzaakt door andere organische componenten niet hetzelfde zijn. Individuele componenten kunnen verschillende effecten hebben op de verwijderingsefficiëntie (Input leden BC, 2022). Zo zullen matrices die zwaar gecontamineerd zijn met aardolie moeilijk te behandelen zijn met GAC alleen en zullen bijkomende voorbehandelingen noodzakelijk zijn (Roest et al., 2021). Er is nood aan bijkomend onderzoek om te bepalen wat de invloed is van andere specifieke (organische) componenten.
• In bemalingswater kunnen hoge gehaltes Fe en Mn voorkomen die ook een negatieve invloed hebben op een verdere behandeling met actief kool. Ze zorgen niet voor competitie met PFAS voor adsorptie op de GAC, maar zoals bij ZS kunnen zij zorgen voor verstopping van de filter na precipitatie in het vast bed van GAC (Riegel et al., 2020; Input leden BC, 2022). Deze kunnen eenvoudig verwijderd worden via een fysico-chemische voorbehandeling zoals een beluchte buffertank voor de zandfilter (Input leden BC, 2022). Voor kort durende bemalingen (vb. 1 maand) kan voor economische redenen overwogen worden om geen beluchting en zandfilter toe te passen. Voor langere periodes van bemaling (vb. 4 tot 8 maanden) is dit wel aangewezen. Het wordt aangeraden om vanaf 5-10 mg/l Fe een ontijzering toe te voegen aan de waterbehandeling (Input leden BC, 2022). Het gevormde slib dat ijzeroxide bevat adsorbeerd eveneens een bepaalde fractie PFAS. Bij retourbemalingen kan het retourneren van belucht bemalingswater leiden tot verstopping van de bodem. In deze situaties moet overwogen worden om geen of alternatieve techniek voor verwijdering van Fe/Mn toe te passen. Voor korte bemalingen met beperkte ijzerconcentraties kan overwogen worden om geen beluchte buffertank toe te voegen. Dit kan echter mogelijk leiden tot een verhoogde nood aan terugspoelingen (langer stilliggen van de installatie) en/of hogere wisselfrequentie van de filters afhankelijk van de dimensionering van het project (Input leden BC, 2022).
• Er zijn indicaties dat een lagere pH in sommige situaties kan zorgen voor een verbeterde verwijdering van PFAS dan bij neutrale pH (Input leden BC, 2022). Bovendien kan de competitie met bepaalde organische componenten verminderen naarmate de pH van het afvalwater toeneemt (Arcadis, 2021).  Dit contrasteert met een andere concrete case in Vlaanderen waarin werd aangetoond dat bij extreem hoge pH (13 -14) effectieve verwijdering van korte en lange keten PFAS bekomen kon worden (Shamrock, persoonlijke communicatie, 2022). Mogelijk spelen hier eveneens bijkomende effecten die de verwijdering van PFAS beïnvloeden zoals hydrolyse van concurrerende organische stoffen. Hierdoor is op het moment van schrijven het effect van pH op verwijdering van specifieke PFAS nog niet goed gekend.

Bovendien zijn de korte keten PFAS gevoeliger voor interferentie met de matrix. Daarnaast wordt de interferentie van de matrix belangrijker naarmate de influent PFAS concentraties lager liggen (Input leden BC, 2022). Er zijn situaties in de praktijk waarbij na omwisseling van de lead en lag filters en na enige standtijd van deze filters doorbraak optreedt van PFBA zonder dat er op dat moment PFBA gemeten wordt in het influent of net in hogere concentraties dan in het influent. Dit wordt mogelijk veroorzaakt doordat het eerder geadsorbeerde PFBA in een latere fase terug kan desorberen door de competitie voor adsorptieplaatsen met andere langere keten PFAS of andere organische componenten. Vaak is dit initieel in hogere concentraties dan wat voorheen waargenomen werd in het influent (Input leden BC, 2022). Deze doorbraak van PFBA in de eerste filter treedt meestal nagenoeg onmiddellijk op na het omwisselen van de filters. De tweede ‘verse’ filter vangt deze initiële doorbraak verder op, maar verkort de standtijd van het hele systeem. In een andere case werd waargenomen dat de PFBA concentratie toeneemt naarmate er meer GAC filters in serie doorlopen worden, waarbij de effluent concentratie tot 14 maal hoger lag dan de influent concentratie. Ook in deze situatie vermoed men dat er desorptie optreedt van PFBA na het doorschuiven van de filters in serie van hun waterbehandelingsopstelling (Input leden BC, 2022).

Een andere mogelijke oorzaak kan zijn dat PFBA gevormd wordt uit precursoren zoals bijvoorbeeld een fluortelomeer. Er is nood aan verder onderzoek om te bepalen wat de precieze oorzaak is van deze toenemende PFBA concentraties en of dit met wijziging van procescondities kan verholpen worden of bijkomende technieken noodzakelijk zijn om de emissie van PFBA te vermijden/beperkten. Een potentiële maatregel is het voorzien van een toegewijde actief koolfilter voor korte keten PFAS als laatste in serie in de zuiveringstrein, die niet mee wordt opgenomen in een doorschuifsysteem, en dus geen competitie ondervindt van lange keten PFAS en andere componenten, die reeds eerder uit de matrix verwijderd zijn. Deze filter bevat mogelijk een ander type GAC dat meer geschikt is voor de verwijdering van korte keten PFAS (cfr. microporeuze GAC) (Desotec, persoonlijke communicatie, 2022; Input leden BC, 2022). Een andere potentiële maatregel is het proces te sturen op doorbraak van PFBA na de eerste filter. Hierdoor zullen de filters doorgeschoven worden nog voor PFBA kan geadsorbeerd worden op de tweede filter, waardoor geen desorptie mogelijk is vanop deze filter na het doorschuiven. Concreet betekent dit dat een hogere frequentie aan wisselingen nodig zijn om het proces op deze manier te kunnen sturen omdat PFBA relatief snel doorbraak vertoont (Input leden BC, 2022).

Financiële aspecten

Er is een grote verscheidenheid in de verwijderingsefficiëntie en de geassocieerde prijs van verschillende types GAC. Het verschil in prijs van GAC van hoge en lage kwaliteit kan variëren met een factor 5 tot 10 (Roest et al., 2021). De gemiddelde kost van het GAC filtermateriaal komt neer op 1,5 – 6 EUR/kg GAC. De prijs kan echter variëren in functie van de afgenomen hoeveelheid, type actief kool en de keuze voor al dan niet gereactiveerd GAC (Input leden BC, 2022 & 2023).

In veel gevallen wordt gewerkt met een mobiele filter waarvoor vaak een huurprijs wordt aangerekend die kan variëren van 600 – 1500 EUR/maand/filter afhankelijk van het type GAC en grootte van de filter (Input leden BC, 2022). Vaak is in dit geval enkel nood aan installatiekosten van pompen en leidingen. De werkelijke operationele kosten kunnen sterk variëren tussen 0,04 – 0,20 EUR/m³ behandeld afhankelijk van de influent concentratie PFAS, de gewenste effluent PFAS concentraties, de samenstelling van de matrix, de te verwerken capaciteit en de standtijd van de filters (Roest et al., 2021; Input leden BC, 2022). Afhankelijk van de situatie kunnen deze kosten sterk oplopen tot 11 - 48 EUR/m³ behandeld (Input leden BC, 2022). Verder kunnen de kosten verder aangevuld worden met transportkosten, wisselkosten, reinigingskosten, afvalverwerkingskosten en/of reactivatiekosten. De kosten hiervoor worden ingeschat op basis van een voorbeeldsituatie voor de wisseling van een GAC filter met 8,5 ton GAC en transportafstand van 110 km voor een behandeling van bedrijfsafvalwater:

• Transportkosten: 650 - 850 EUR/rit;
• Wisselkosten 8,5 ton GAC geschikt voor de verwijdering van PFAS: 52 000 EUR/vulling;
• Verwerkingskosten GAC: Deze zijn afhankelijk van de aanwezigheid van PFAS en eventueel andere componenten zoals bijv. kwik die de verwerkingskost kunnen verhogen: 376 EUR/ton – 1673 EUR/ton;
• Reinigingskosten mobiele filter: 625 EUR/filter.

Op basis van leveranciersinformatie wordt aangegeven dat de kosten voor de vervanging van 8,5 ton GAC kunnen variëren tussen 25 000 – 55 000 EUR afhankelijk van het type GAC en de afnamehoeveelheden dat het specifieke bedrijf heeft. Verder kunnen de kosten lager zijn in de range van 15 000 – 20 000 EUR voor 8,5 ton indien gereactiveerd GAC gebruikt wordt (Input leden BC, 2023). Daarnaast zijn er bijkomende kosten voor de noodzakelijke monitoring voor de sturing van de waterbehandeling zoals het moment van PFAS doorbraak uit de kolom (Wanninayake, 2021; zie paragraaf 4.1.1). Afhankelijk van de samenstelling van de matrix kunnen de investerings- en operationele kosten hoger zijn doordat bijkomende voorbehandelingen noodzakelijk zijn (Roest et al., 2021).

In het specifieke geval van bemalingen zijn de kosten typisch afhankelijk van de PFAS influent concentraties en de aanwezige ijzergehaltes in het grondwater. Zo worden de kosten voor een bemaling van 20 m³/u met een lead-lag configuratie van de filters conservatief ingeschat op 0,5 tot 2,6 EUR/m³ afhankelijk van de PFAS concentratie (1 – 10 µg/l) en ijzerconcentraties (1 – 20 mg/l). Dit zijn de ingeschatte kosten op basis van de behandeling van andere organische verontreinigingen inclusief de voorbehandeling voor de verwijdering van ijzer en exclusief de kosten voor (afval)verwerkingskosten. De kosten voor bemalingen met hogere debieten zullen relatief gezien afnemen (Input leden BC, 2022). Langs de andere kant kunnen de kosten verder oplopen bij de aanwezigheid van andere organische belastingen en hogere concentraties korte keten PFAS (Input leden BC, 2022).

In de praktijk wordt er niet steeds gebruik gemaakt van de hoogste kwaliteit GAC. In sommige situaties waarbij de influent concentraties van PFAS gering zijn, wordt mogelijk een afweging gemaakt tussen prijs-kwaliteit van het gebruikte GAC. In dit geval kan het voordeliger zijn om een goedkopere GAC met iets meer wisselingen toe te passen om PFAS tot onder de lozingsnorm te verwijderen (Input leden BC, 2022).

Milieu-impact

Het voordeel van adsorptie via actief kool is dat er relatief weinig energie nodig is voor de toepassing ervan. Er is enkel elektriciteit nodig voor het aandrijven van pompen om de drukval over de kolom op te vangen. Op basis van leveranciersinformatie en informatie uit de literatuur wordt dit ingeschat op een verbruik van 0,01 – 0,2 kWh/m³. Het energieverbruik wordt voornamelijk beïnvloed door het debiet, aantal filters in serie en de korrelgrootte van het gebruikte GAC. Bij de opstart van de techniek ontstaat er een afvalwaterstroom met fijne koolstofdeeltjes (Input leden BC, 2022). De toepassing van GAC vereist geen toevoeging van andere hulpstoffen en heeft beperkt onderhoud nodig (Roest et al., 2021). Bij het toepassen van specifieke voorbehandelingen zoals coagulatie/flocculatie, zandfilters en zakkenfilters zijn bijkomende hulpstoffen noodzakelijk en wordt mogelijk slib of ander afval gevormd (Input leden BC, 2022). In verschillende cases worden ongecontroleerde aerobe of anaerobe processen gerapporteerd bij de toepassing van actief koolfilters waar H₂S gevormd wordt uit sulfaatrijke waters of waar nitriet gevormd wordt uit ammonium of nitraat tot boven het indelingscriterium gevaarlijke stoffen (Input leden BC, 2022).

Nadelen aan deze techniek zijn het verbruik van al dan niet hernieuwbaar materiaal met inherente milieu-impact, en het ontstaan van een PFAS-houdende afvalfractie van verzadigd actief kool, die grote hoeveelheden kan aannemen indien de filters frequent moeten gewisseld worden. Afhankelijk van de leverancier en het POP-gehalte van het verzadigde actief kool kan het in aanmerking komen voor thermische reactivatie of wordt het verwerkt via verbranding in een verbrandingsoven.

Bij thermische reactivatie van het actief kool wordt via een pyrolyse proces de PFAS moleculen van het GAC gedesorbeerd en afgebroken bij verhoogde temperatuur (300 tot 1200°C) met de vorming van HF, CO₂, CO, CAF₂ en H₂O (Baghirzade et al., 2021; Chemviron, persoonlijke communicatie, 2022). Naast temperatuur zijn er nog andere factoren zoals verblijftijd, turbulentie en chemische omstandigheden die de afbraak van PFAS beïnvloeden tijdens reactivatie (Input leden BC, 2022). Het gevormde HF moet afgevangen en geneutraliseerd worden mits een scrubber-installatie (Riegel et al., 2020). In een recente studie werd aangetoond dat 99,99% tot 99,999% van de target PFAS (bv. PFOA, PFOS en PFBS) aanwezig in het GAC kan afgebroken worden tijdens het reactivatieproces. De grootste fractie van de afbraak vond plaats tijdens het pyrolyseproces met een kleinere fractie die werd afgebroken in de thermische naverbrander (DiStefano et al., 2022). Echter werden in deze studies geen non-target PFAS analyses uitgevoerd en zijn er nog resterende vragen bij de fluoridebalans in het proces door het ontbreken van een gevalideerde meetmethode om dit te kunnen vaststellen. Hierdoor is er nog geen volledige duidelijkheid over de volledigheid van de afbraak van PFAS in het proces.

Het voordeel van thermische reactivatie is dat PFAS afgebroken wordt en het resterende GAC terug kan ingezet worden. Over het algemeen treedt er een verlies van 15 gew.% GAC op tijdens dit proces (Baghurzade et al., 2021). Het gebruik van gereactiveerd GAC zorgt voor lagere filterwisselkosten vergeleken met nieuw GAC (ITRC, 2020). Een andere methode die toegepast wordt voor de regeneratie en hergebruik van GAC in bepaalde toepassingen is lage temperatuur regeneratie. In dit proces worden geadsorbeerde componenten verwijderd doormiddel van de injectie van stoom of verhit stikstofgas. Bij dit proces liggen de temperaturen over het algemeen rond de 100°C waardoor dit proces niet geschikt is voor de verwijdering en destructie van PFAS uit gebruikt GAC (Chemviron, 2023).

Als de temperaturen tijdens thermische reactivatie onvoldoende zijn om PFAS volledig te mineraliseren, is op het moment van schrijven verbranding mogelijk de beste alternatieve verwerkingsoptie. Hier dienen de temperaturen, turbulentie en verblijftijden eveneens voldoende te zijn om alle PFAS te kunnen afbreken. Via verbranding bij hoge temperatuur kan een destructie-efficiëntie van >99,9999% bekomen worden. Deze afbraak is momenteel onvolledig en op het moment van schrijven is het nog onduidelijk welke temperaturen en verblijftijden minstens nodig om alle PFAS volledig af te breken en op deze manier emissies van PFAS naar de lucht te vermijden. De afgassen die geproduceerd worden tijdens deze processen moeten verder behandeld worden om zeker te zijn van volledige verwijdering (Roest et al., 2021). De BBT-studie ter beperking van PFAS luchtemissies gaat hier verder op in (Vander Aa et al., 2023).

Bij thermische reactivatie en verbranding van GAC is een grote hoeveelheid energie nodig en zal bijgevolg zorgen voor emissies naar de lucht. Tijdens het verbrandingsproces kan GAC optreden als bijkomende energiebron. Op basis van leveranciersinformatie waarin de volledige levenscyclus van actief kool beschouwd wordt, wordt ingeschat dat het gebruik van gereactiveerd GAC resulteert in een totale CO₂-uistoot van 2 ton CO₂/ton GAC en dit voor nieuw GAC inclusief verbranding gaat naar 11 ton CO₂/ton GAC. Door het toepassen van gereactiveerd GAC t.o.v. nieuwe GAC kan een significante reductie in de CO₂-voetafdruk gerealiseerd worden (Roest et al., 2021).

Voor- en nadelen van de techniek

Tabel 6: Voor- en nadelen van actief kool voor PFAS verwijdering.

Kennishiaten

• Onzekerheid over luchtemissies bij reactivatie en verbranding van actief kool door gebrek aan gevalideerde meetmethode voor PFAS in luchtemissies;

• Nood aan verder onderzoek om de toepassing van actief kool in behandelingstrein optimaal in te zetten in combinatie met andere behandelingstechnieken. Zeker in de situatie met hoge concentratie korte keten PFAS en hoge CZV concentraties;
• Impact van specifieke organische co-contaminanten op verwijderingsefficiëntie;
• Onduidelijkheid over de effectieve verwijdering van PFBA via actief kool, onder welke omstandigheden desorptie optreedt en hoe die vermeden of beperkt kan worden.