Teknologiafprøvning i svømmebadsanlæg - Naturstyrelsen

Teknologiafprøvning i 

svømmebadsanlæg 

- med henblik på at nedbringe mængden af klor

Titel: Teknologiafprøvning i svømmebadsanlæg - med henblik på at nedbringe mængden af klor 

Forfatter: Frank G. Bennetsen, Ole Bisted og Ketil Sørensen, Teknologisk Institut 

URL: www.blst.dk 

ISBE: 978-87-92548-89-4 

ISBN: 978-87-92548-90-0 

Udgiver: By- og Landskabsstyrelsen 

Udgiverkategori: Statslig 

År: 2009 

Sprog: Dansk 

Copyright© Må citeres med kildeangivelse. 

By- og landskabstyrelsen, Miljøministeriet 

Forbehold: By- og Landsskabsstyrelsen vil, når lejligheden gives, offentliggøre rapporter inden for 

miljøsektoren, finansieret af By- og Landskabsstyrelsen. Det skal bemærkes, at en sådan 

offentliggørelse ikke nødvendigvis betyder, at det pågældende indlæg giver udtryk for 

By- og Landskabsstyrelsens synspunkter. Offentliggørelsen betyder imidlertid, at By- og 

Landskabsstyrelsen finder, at indholdet udgør et væsentligt indlæg i debatten omkring den 

danske miljøpolitik

Teknologiafprøvning i svømmebadsanlæg med henblik på at nedbringe mængden af klor 

Indhold 

1 Forord...................................................................................................... 4 

2 Sammenfatning og konklusion ................................................................ 5 

3 Formål ..................................................................................................... 7 

4 Frankrigsgade Svømmehal ..................................................................... 8 

4.1 Anlægsbeskrivelse og udgangssituation....................................... 9 

4.2 Optimering af frit klorindhold i bassinvandet ................................. 9 

4.2.1 Delkonklusion ................................................................ 11 

4.3 Lav-ozonering / Ozonteknologi ................................................... 11 

4.3.1 Baggrund for forsøget.................................................... 11 

4.3.2 Forsøgsbeskrivelse........................................................ 14 

4.3.3 Forsøgsresultater........................................................... 17 

4.3.4 Anlægs- og driftsøkonomi.............................................. 20 


4.4 Membranstripning (Liqui-Cell)..................................................... 21 






4.5 Beluftning / stripning / afblæsning............................................... 27 






4.6 Ultrafiltrering af bassinvand......................................................... 33 






4.7 Bakteriologiske undersøgelser.................................................... 39 

4.7.1 Baggrund ....................................................................... 39 




5 Konklusioner.......................................................................................... 45 

6 Referencer............................................................................................. 48 

3


1 Forord 

Denne rapport omhandler undersøgelser og analyser udført i forbindelse med 

gennemførelse af By- og Landskabsstyrelsens projekt: ”Teknologiafprøvning i 

svømmebadsanlæg med henblik på at nedbringe mængden af klor”. 

Projektet, der er en del af de projekter, som gennemføres under Virksomhedsordningen 

2007 – rekreativt vand, er udført af Teknologisk Institut, Center for 

Svømmebadsteknologi og Center for kemi- og vandteknik. 

Undersøgelse og afprøvning af forskellige teknologier er udført i Frankrigsgade 

Svømmehal, Københavns Kommune i samarbejde med Københavns Ejendomme, 

Center for Miljø, Københavns Kommune, Miljølaboratoriet, København 

samt HOH Water Technology A/S. 

Projektgruppen har bestået af: 

Ole Bisted, Teknologisk Institut, Center for svømmebadsteknologi (projektleder) 

Frank G. Bennetsen, Teknologisk Institut, Center for Svømmebadsteknologi 

Ketil Sørensen, Teknologisk institut, Center for kemi og vandteknik 

Lya Dvoracek, Frankrigsgade svømmehal 

Reza Hosainzadeh, Center for Miljø, Københavns kommune 

Arne Clausen, HOH Water Technology A/S 

Ved udførelse af kemiske analyser med MIMS-udstyr har desuden medvirket 

Lars Bo Jensen og Eva Jacobsen. Teknologisk Institut, Center for kemi og 

vandteknik. 

I en følgegruppe har udover projektgruppen deltaget: 

Linda Bagge, By- og Landskabsstyrelsen 

Tommy Dan Olesen, Københavns Ejendomme 

Jens Holm, Københavns Ejendomme drift- og service 

Jørn Nielsen, Københavns Ejendomme drift og service 

Ejlif Hagemann, Frankrigsgade Svømmehal 

Liana Wolfsberg, Center for Miljø, Københavns kommune 

4


2 Sammenfatning og konklusion 

Teknologisk Institut, Center for svømmebadsteknologi har i perioden 1. februar 

– 1. december 2008 gennemført et projekt for By- og Landskabsstyrelsen med 

det formål at undersøge muligheden for at reducere klorindholdet, klorbehovet 

og klorforbruget i svømmebade. Desuden har formålet også været at afdække 

om det ved brug af forskellige supplerende teknologiløsninger i vandbehandlingen 

er muligt at reducere nogle af de uønskede klorbiprodukter, som dannes 

ved nedbrydningsprocessen mellem organiske forureningspartikler og kloren. 

Projektets praktiske forsøg og undersøgelser er udført i Frankrigsgade Svømmehal 

i samarbejde med Københavns Kommune og teknologileverandøren 

HOH Vandteknik A/S 

Frankrigsgade Svømmehal blev valgt, fordi det er et velbesøgt, offentligt 

svømmeanlæg med et veldimensioneret og veldrevet vandbehandlingsanlæg, 

som har en kapacitet og renseeffekt, så det leverer en vandkvalitet, der er bedre 

end de nugældende miljøkrav til vandkvaliteten for offentlige svømmehaller. 

Der er under projektforløbet afprøvet 4 supplerende renseteknologier omfattende: 

Ozonteknologi 

Vakuum membranteknologi 

Beluftnings/stripningsteknologi 

Ultrafiltreringsteknologi 

Under testen og den praktiske afprøvning af hver af de 4 undersøgte teknologier 

er der udført en række kemiske og mikrobiologiske analyser for at dokumentere 

og overvåge vandkvaliteten. Der er desuden registreret tal for badebelastning 

og beregnet evt. merforbrug af el-energi og vand ved drift af de forskellige 

renseteknologier. 

Det er gennem projektet og dets resultater på en overbevisende måde dokumenteret, 

at det under praktisk drift og selv ved høj badebelastning er muligt at 

nedbringe mængden af klor i bassinvandet med over 50 % i forhold til den 

traditionelle drift samtidig med, at vandkvaliteten såvel kemisk som mikrobiologisk 

var væsentlig bedre end de nuværende miljøkrav til offentlige svømmebade. 

De resultater, der er opnået med de supplerende renseteknologier, henholdsvis 

ozon og stripning, skal særligt fremhæves. Her blev koncentrationen af såvel frit 

klor som de uønskede organisk bundne klorforbindelser reduceret betragteligt. 

5


Den nye viden om reduktion af klormængden, som er erhvervet gennem projek- 

tet, vil direkte kunne overføres og nyttiggøres i såvel alle eksisterende svøm- 

mebade som ved projektering og etablering af nye svømmebade. 

Tidligere har mange indenfor svømmebadsbranchen og hos svømmebadsejere 

været af den opfattelse, at det ville være forbundet med relativt store økonomiske 

investeringer og høje driftsudgifter at nedbringe klorindholdet i svømmebade. 

Projektet ”Teknologiafprøvning i svømmebadsanlæg”, som Teknologisk Institut 

har gennemført for By- og Landskabsstyrelsen i 2008, dokumenterer, at det nu 

er praktisk muligt at nedsætte klorindholdet med mere end 50 % ved brug af 

kendte effektive, veldimensionerede og driftssikre vandbehandlingsanlæg kombineret 

med prisbillige teknologiløsninger, som uden tekniske og pladsmæssige 

problemer kan implementeres i stort set alle eksisterende og kommende 

svømmeanlæg. 

6


3 Formål 

Det primære formål med projektet har været at afdække og dokumentere mulighederne 

for at reducere klorindholdet, klorbehovet og klorforbruget i svømmebade. 

Sekundært har det også været formålet at undersøge om det med de 

afprøvede teknologiløsninger er muligt at reducere nogle af de uønskede klorbiprodukter, 

som dannes ved nedbrydningsprocessen mellem organiske forureningspartikler 

og kloren. 

Testen af de udvalgte teknologier har således omfattet undersøgelser af effekten 

på klorerede nedbrydningsprodukter og reduktion i klorforbrug og klorbehov. 

Den nye viden om effekten af supplerende renseteknologier vil efterfølgende 

kunne danne grundlag for design og dimensionering af renseprocesser til 

svømmebadsvand. Dette vil ikke alene kunne anvendes ved bygning af nye 

svømmebade, men i høj grad også ved udbygning og forbedring af vandbehandlingsprocessen 

i de mange eksisterende svømmehaller, vandlande, terapianlæg 

m.m. Et meget væsentligt formål med dette projekt har netop været at 

undersøge og dokumentere teknologiløsninger, som er såvel anlægsmæssigt, 

som driftsteknisk økonomisk overkommelige for selv mindre svømmebadsanlæg 

og som kan implementeres indenfor de nuværende fysiske rammer i eksisterende 

svømmebade. 

Målgruppen for projektet er: 

Myndigheder, der skal vurdere og fastlægge regler for svømmebade. 

Myndigheder, der godkender og fører tilsyn med svømmebade. 

Svømmebadsanlæg, såvel mindre som større anlæg. 

Virksomheder, der udvikler og producerer vandbehandlingssystemer til 

svømmebade. 

Virksomheder, der rådgiver svømmebade og projekterer svømmebadsanlæg. 

7


4 Frankrigsgade Svømmehal 

Københavns Ejendomme ejer og driver i alt 13 svømmebadsanlæg, som både 

omfatter skolebade, terapibassiner og større offentlige badeanlæg. En del af 

badene er af ældre dato, og anlæggene er opbygget med forskellige former for 

vandbehandling (pulverfiltre og sandfiltre) og kemikaliedosering (klorelektrolyse 

og natriumhypoklorit). 

I den indledende projektfase blev der foretaget en besigtigelse på to af anlæggene 

for at finde et egnet sted til gennemførelse af forsøgene i projektet, og 

valget faldt på 25 meter bassinet i Frankrigsgade Svømmehal, der i 2001 gennemgik 

en omfattende renovering af både vandbehandlingsanlægget og bassincirkulationssystemet. 

Ud over 25 meter bassinet er der i Frankrigsgade Svømmehal også et traditionelt 

undervisningsbassin. De to bassiner er fysisk og teknisk adskilte og betjenes 

af hver sit separate vandbehandlings- og kemikaliedoseringsanlæg. 

Det årlige besøgstal i svømmehallen har gennem de senere år været stabilt 

omkring 120.000 badende pr. år. 

Alle de gennemførte forsøg er alene udført på anlæg for 25 meter bassinet, og 

begrundelsen for dette valg er: 

1. Vandbehandlingsanlæg og bassincirkulationssystem er opbygget og dimensioneret 

efter retningslinjerne i DS 477. 

2. Anlægget opfylder gældende myndighedskrav i forhold til omsætningstid og 

vandkvalitet. 

3. Vandkvalitet, besøgstal og afvigelser i driften er veldokumenterede i kraft af 

overskuelige og ajourførte driftsjournaler og logbøger. 

4. De plads- og adgangsmæssige forhold i og omkring selve vandbehandlingsanlægget 

gør det velegnet til indsætning og tilslutning af det anvendte 

forsøgsudstyr. 

Udgangspunktet for forsøgene har således været et velbesøgt svømmebadsanlæg 

med et veldimensioneret vandbehandlingsanlæg, som har en kapacitet til at 

kunne levere en vandkvalitet, der ligger et godt stykke under de gældende 

grænseværdier. 

8


4.1 Anlægsbeskrivelse og udgangssituation 

Ved projektets start i februar 2008, blev der, via det automatiske kemikaliereguleringsudstyr, 

opretholdt en værdi af frit klor i svømmebassinet på 1,0 mg/l og 

en tilhørende pH-værdi på pH 7,2. 

De aktive kul i de to parallelforbundne kulfilterbeholdere stod for at skulle udskiftes, 

og indholdet af bundet klor i bassinvandet lå meget tæt på det vejledende 

kvalitetskrav på 0,5 mg/l [2] med værdier på 0,48-0,49 mg/l (målt den 4. februar 

2008). 

Fredag den 8. februar blev der udtaget vandprøver, som gav følgende billede af 

vandkvaliteten i 25 meter bassinet: 

Frit klor 

Bassinvand 

1,13 mg/l 

Bundet klor 0,61 mg/l */ 

pH-værdi 7,25 pH 

THM 23 µg/l **/ 

NVOC 3,5 mg/l **/ 

*/ Værdi af bundet klor, efter fire dages drift uden aktiv kulfiltrering p.g.a. igangværende udskiftning 

af de aktive kul. 

**/ Prøver for NVOC og THM er udtaget før sandfilter. 

Figur 1. Resultat af vandprøver udtaget den 8. februar 2008. 

Badebelastningen nåede denne fredag op på 552 personer og den gennemsnitlige 

badebelastning over de tre foregående dage lå på 607 personer pr. dag. 

Umiddelbart efter prøveudtagningen blev de aktive kulfiltre sat i drift med nye 

kulfyldninger, og indholdet af bundet klor faldt til et niveau omkring 0,2 mg/l (se 

figur 2). 

4.2 Optimering af frit klorindhold i bassinvandet 

Da et af hovedformålene med projektet og de tilhørende forsøg var at reducere 

klorindhold og klorforbrug, var det naturligt at starte med det lavest mulige udgangspunkt 

indenfor rammerne af de allerede gældende regler [2]. 

9


Jf. [1] har det siden 1988 været tilladt at holde et niveau på ≥ 0,5 mg/l frit klor i 

bassinvandet. Indendørs bassiner på mindst 25 m skulle fra 1989 være tilsluttet 

et automatisk kemikaliereguleringsudstyr. 

Setpunktet for indholdet af frit klor på det automatiske kemikaliereguleringsudstyr 

blev derfor ændret fra de oprindelige 1,0 mg/l til 0,5 mg/l om morgenen 

mandag den 11. februar (uge 7/2008). 

Efter 10 dages drift uden yderligere ændringer på anlægget, blev målt følgende 

værdier: 

Bassinvand 

Frit klor 0,47 mg/l 

Bundet klor 0,22 mg/l 

pH-værdi 7,24 pH 

THM 13 µg/l */ 

NVOC 2,1 mg/l */ 

*/ Prøver for NVOC og THM er udtaget før sandfilter. 

Figur 2. Resultat af vandprøver udtaget den 21. februar 2008. 

Ovenstående prøver er udtaget torsdag den 21. februar 2008 (uge 8 - vinterferie), 

hvor badebelastningen nåede 671 personer og med en gennemsnitlig badebelastning 

de tre foregående dage på 647 personer pr. dag. 

I de efterfølgende 3 uger blev der udtaget vandprøver for kontrol af kimtal i bassinvandet, 

som i nedenstående skema er sammenholdt med de tilsvarende 

værdier for kimtal i bassinet i månederne forud for ændringen. 

2007/2008 

2008 

(frit klor 1,0 mg/l) 

(frit klor 0,5 mg/l) 

Dato 

CFU pr. 100 ml 

(v. 37 °C) 

Dato 

CFU pr. 100 ml 

(v. 37 °C) 

28-11-2007 43 26-02-2008 130 

12-12-2007 5 06-03-2008 38 

15-01-2008 160 11-03-2008 130 

Figur 3. Resultat af kimtalsmålinger. 

Der er ikke nogen entydig sammenhæng mellem ændringen i frit klor og resultatet 

af kimtalsmålingerne i perioden før og efter. Kimdrabseffekten i vandet – 

udtrykt ved iltningspotentialet – er jf. [1] ændret fra ca. 730 mV til ca. 715 mV 

ved at sænke indholdet af frit klor til 0,5 mg/l, hvilket fortsat er over den angivne 

minimumsværdi på 675 mV. 

10


4.2.1 Delkonklusion 

Der er konstateret en relativ stor forskel i de målte værdier for både bundet klor, 

NVOC og THM før og efter sænkning af det frie klorindhold. De positive ændringer 

kan ikke umiddelbart tilskrives sænkningen af det frie klorindhold alene, 

men skyldes mere sandsynligt udskiftningen af de aktive kul. 

Således er reduktionen i bassinvandets indhold af bundet klor fra ca. 0,5 mg/l 

ned til 0,22 mg/l sket som følge af de nye aktive kul i anlægget. 

Tilsvarende vurderes ændringerne i indholdet af både NVOC og THM i bassinvandet 

at være indirekte forbundet til udskiftningen af de aktive kul, idet de 

”gamle” kul kan være medvirkende årsag til, at niveauet for de to vandkvalitetsparametre 

lå højere før udskiftningen på grund af forholdsvis stor afgivelse af 

kulstøv og organisk materiale til bassinvandet. 

De målte værdier i figur 2 er således et godt udgangspunkt og sammenligningsgrundlag 

for resultaterne i de efterfølgende forsøg. 

4.3 Lav-ozonering / Ozonteknologi 

4.3.1 Baggrund for forsøget 

Ozon er et kraftigt oxidationsmiddel, der er i stand til både at desinficere og 

oxidere organisk stof. Ozon er en ustabil luftart, der naturligt henfalder til ilt og 

det er således nødvendigt at producere ozon på stedet, hvor det skal anvendes. 

I svømmebadssammenhæng anvendes ozon som supplement til klor, idet ozon, 

på grund af sin giftighed, kun må virke på vandet udenfor bassinet, og skal fjernes 

før vandet returneres til bassinet. Klor skal derfor fortsat tilsættes bassinvandet 

for at sikre desinfektion af vandet ude i bassinet. 

I Danmark er ozon ikke umiddelbart godkendt til brug i forbindelse med offentlige 

svømmebade, men der er – i henhold til Miljøstyrelsens Vejledning nr. 3, 

1988, Bilag C.4 [1] – mulighed for at søge en dispensation for godkendelse af 

anlæg med ozon-klor-desinfektion. 

På trods af denne dispensationsmulighed har brug af ozon ikke vundet indpas i 

danske svømmehaller, og det eneste dokumenterede fuldskala forsøg i Danmark 

er udført i Helsinge Badet tilbage i 1982 [3]. 

11


I Tyskland indgår ozonering af bassinvandet i en af to anerkendte vandbehand- 

lingsmetoder, jf. den tyske norm DIN 19643, hvor det angives, at vandbehand- 

lingsanlæg til svømmebade kan opbygges af følgende proceskombinationer: 

1. Adsorption – flokning – filtrering – klorering, eller 

2. Flokning – filtrering – ozonering – sorption (fjernelse af rest ozon) – 

klorering 

Både det danske forsøg i Helsinge Badet [3] og anlæg, der er opført i Tyskland i 

henhold til DIN 19643 er baseret på, at ozon doseres på hele den cirkulerende 

vandstrøm i systemet, hvilket betyder, at der nødvendigvis skal installeres 

ozonanlæg med en forholdsvis stor kapacitet og tilsvarende store filteranlæg 

med aktivt kul for efterfølgende fjernelse af rest ozon fra bassinvandet. Anlægsog 

driftsøkonomisk er dette en krævende opgave, og har sandsynligvis været 

medvirkende til, at ozon ikke er og har været anvendt i behandling af bassinvandet 

i danske svømmehaller. 

De vigtigste faktorer for en effektiv udnyttelse af ozon i forbindelse med vandbehandling 

er opløsning af ozongassen i vandet, sikring af en nødvendig reaktionstid 

og endelig fjernelse af eventuelt overskydende ozon fra henholdsvis udløbsvandet 

og afgangsgassen. 

Ozons opløselighed i vand er afhængig af vandtemperaturen og det aktuelle 

systemtryk. Nedenstående kurve viser sammenhængen mellem de to parametre. 

12


Figur 4. Ozons opløselighed i vand, som funktion af temperatur og tryk. 

I DIN 19643 er tilsvarende angivet følgende erfaringstal for tilsætning af ozon 

baseret på den aktuelle bassinvandstemperatur, for at sikre en effektivt udnyttelse 

af den tilførte ozon, under hensyn til at opretholde et effektivt oxidationspotentiale 

i forhold til ozongassens opløselighed og henfaldstid: 

Vandtemperatur Ozon koncentration i vand 

t ≤ 28 °C ≥ 0,8 g ozon / m³ 

28 °C < t ≤ 32 °C ≥ 1 g ozon / m³ 

32 °C < t ≤ 35 °C ≥ 1,2 g ozon / m³ 

t > 35 °C ≥ 1,5 g ozon / m³ 

Figur 5. DIN 19643 anvisning for ozonkoncentration i bassinvand afhængig af vandtemperatur. 

For at skabe de rette betingelser for en effektiv oxidation angiver DIN 19643 

samtidig en anbefalet reaktionstid mellem bassinvand og ozongassen på minimum 

3 minutter efter ozon tilsætningen og før af-ozonering. 

13


4.3.2 Forsøgsbeskrivelse 

Da virkningen af et fuldskalanlæg, som tidligere beskrevet, er undersøgt og 

kendt, var det formålet med dette forsøg at undersøge hvorvidt en delstrømsbehandling 

med ozon er tilstrækkeligt til at påvirke den samlede vandkvalitet i 

positiv retning. 

Forsøget med ozondosering til bassinvandet blev bygget op omkring et standard 

ozon-anlæg fra den tyske anlægsproducent CfG Prominent, og placeret i 

vandbehandlingsanlægget som vist på nedenstående figur. 

Figur 6. Ozonanlæg i forsøgsopstillingen. 

Det anvendte ozon-anlæg under forsøget havde en maksimal kapacitet på 15 

gram produceret ozon pr. time, og selve ozongassen blev fremstillet ved hjælp 

af trykluft leveret af en oliefri kompressor. 

Efter tilsætning af ozon på delstrømsrøret, blev vandet ledt gennem et mixer-rør 

og videre over i en reaktionstank. Reaktionstanken var forud for igangsætning 

af anlægget blevet delvis fyldt med plastlegemer, for yderligere optimering af 

opblandingen og kontakttiden mellem bassinvand og ozongas. I alle de gennemførte 

forsøg var reaktionstiden fra ozondosering og til udløb i udligningstanken 

større end 6 minutter. 

14


Det ozon-holdige vand blev ført tilbage til udligningstanken, og udledt ca. 100 

mm over bunden af tanken i en ”klokke”. Fra klokken kunne den overskydende 

ozongas stige op til overfladen og under kontrol evakueres via et udluftningsrør 

tilsluttet et aktiv kulfilter (se også figur 6). 

Rørsystemet omkring anlægget blev designet med henblik på at recirkulere og 

behandle vandet i udligningstanken, ud fra den anskuelse, at det er i udligningstanken 

– næst efter sandfiltrene – at den største koncentration af organiske 

urenheder i systemet skal findes, og at det var på vandet i udligningstanken, at 

en delstrømsozonering ville have den største effekt på den samlede vandkvalitet 

i systemet. Dertil kommer, at den restozon, der er opløst i vandet, ville ledes 

tilbage i udligningstanken, hvor ozonen ville få yderligere tid til at reagere med 

det organiske stof i vandet; både i udligningstanken og videre frem gennem 

sandfilteranlægget. 

Det anvendte ozon-anlæg er fra producentens side udstyret med en række 

sikkerhedsfunktioner, som dels skal sikre anlægget mod overlast og dels at der 

ikke produceres og afgives ozon til omgivelserne. Derudover blev der under 

forsøget tilsluttet supplerende sikkerhedsudstyr i form af en ekstern flowvagt i 

systemet, som afbrød ozonproduktionen ved manglende vandgennemstrømning 

i delstrømsrøret samt en rumsensor, der dels afgav akustisk alarm ved høj 

ozonkoncentration i rumluften og dels afbrød ozonproduktionen i anlægget. 

15


Foto 1. Ozon-installation med reaktionstank, kompressoranlæg og rumsensor. 

Under forsøgene med ozontilsætning til bassinvandet blev anlægget indreguleret 

til en ydelse på 11,9 gram produceret ozon pr. time, svarende til 80 % af 

ozon-anlæggets maksimale kapacitet. Den cirkulerende vandstrøm gennem 

anlægget blev tilsvarende justeret ind til 4,5 m³/h, og driftstrykket i anlægget lå 

stabilt på 75 kPa. 

Den teoretiske ozonkoncentration i bassinvandet, umiddelbart efter ozontilsætningen 

udgjorde således: 

O3 koncentration = 

11,9 gram O3 / h 

4,5 m³ / h 

= 2,64 gram O3 / m³ 

Ozonkoncentrationen i bassinvandet under disse forsøg er således ca. 3 gange 

højere end anbefalingerne i DIN 19643 (tabel w), ved en vandtemperatur < 28 

°C. 

Den anvendte reaktionstank havde et volumen på ca. 0,5 m³, hvilket med en 

vandgennemstrømning på 4,5 m³/h gav en netto reaktionstid på 6 minutter og 

40 sekunder, eller godt 2 gange anbefalingerne i DIN 19643. 

Ozonkoncentration i vandet efter reaktionstanken blev manuelt målt ved brug af 

fotometrisk analyse (Chematest 25, anvendt reagens, OXYCON 2, OXYCON 

DPD og OXYCON GL – ”Determination of Ozone in presence of free Chlorine”), 

16


ligesom der løbende blev foretaget kontrolmålinger af restozonindholdet i bassinvandet 

på tilgang til sandfiltrene. 

Den 22. april blev registreret og målt følgende ozonkoncentrationer i systemet 

ved en vandgennemstrømning på 4,5 m³/h og en ozonproduktion på 11,9 g/h: 

Ozonkoncentration efter dosering 2,64 mg/l (teoretisk værdi) 

Ozonkoncentration efter reaktionstank 1,02 mg/l (fotometrisk bestemt) 

Ozonkoncentration før sandfiltre 0,05 mg/l (fotometrisk bestemt) 

Ud fra ovenstående er der efter reaktionstanken opløst 1,02 mg/l ozon i vandet. 

Den resterende mængde ozon (2,64 mg/l ÷ 1,02 mg/l = 1,62 mg/l) er således 

enten omsat ved oxidation med organisk materiale i reaktionstanken, henfaldet 

til oxygen (ilt), eller fortsat på gasform som ozon og uopløst i vandstrømmen. 

4.3.3 Forsøgsresultater 

Ozonanlægget blev sat i drift den 31. marts, og fra den 4. april og frem til den 

22. april blev MIMS-udstyr 1 tilsluttet forsøget med udtag fra 3 målepunkter i 

anlægget. 

Resultatet af MIMS-målingerne på THM-indholdet i bassinvandet i de enkelte 

målepunkter er angivet i nedenstående diagram. 

1 MIMS er en forkortelse af Membran-inlet massespektrometri, som anvendes i forbin- 

delse med on-line måling af flygtige organiske stoffer, som eksempel THM. 

17


Figur 7. MIMS-kurve fra 4. – 22. april 2008, med angivelse af THM-indholdet i tre målepunkter. 

Kurven viser en tydelig variation i bassinvandets THM-indhold hen over et 

døgn, hvor stigning og fald i THM-indholdet hænger tæt sammen med bassinets 

brug i dag- og aftentimerne. 

Kurven viser også, at der – både efter ozondoseringen og hen over sandfiltrene 

– sker en reduktion i bassinvandets THM-indhold, og på grundlag af de mere 

end 1000 målinger, der blev registreret på MIMS-udstyret i perioden, er det 

gennemsnitlige fald i THM-indholdet over ozonanlægget beregnet til ca. 10 %. 

I samme forsøgsperiode blev udtaget manuelle kontrolprøver af både THM- og 

NVOC-indholdet i bassinvandet, og resultaterne er, sammen med den aktuelle 

badebelastning for de pågældende dage, angivet i nedenstående diagram. 

18


Figur 8. Resultat af de manuelle prøver for forsøgsperioden sammenholdt med den 

aktuelle badebelastning. 

Den gennemsnitlige badebelastning i perioden udgjorde 492 personer pr. dag, 

og kurverne viser, at der på trods af en stabil badebelastning sker en reduktion 

af både NVOC- og THM-indholdet i hele den cirkulerende vandstrøm hen over 

forsøgsperioden med ozonanlægget i drift. 

For at få et overblik over de enkelte værdier er der i nedenstående skema vist 

vandkvalitetsparametrene under ozonforsøget sammenholdt med udgangssituation, 

som blev registreret den 21. februar. 

Bassinvand 21-02-2008 07-04-2008 **/ 22-04-2008 

Frit klor 0,47 mg/l 0,50 mg/l 0,51 mg/l 

Bundet klor 0,22 mg/l 0,26 mg/l 0,22 mg/l 

pH-værdi 7,24 pH 7,21 pH 7,26 pH 

THM 13 µg/l */ 13 µg/l */ 9,3 µg/l */ 

NVOC 2,1 mg/l */ 1,69 mg/l */ 1,06 mg/l */ 

Badebelastning 671 prs. 592 prs. 572 prs. 

*/ Prøver for NVOC og THM er udtaget før sandfilter. 

**/ Ozonanlægget har forud for målingerne den 7. april været i drift i godt 7 dage. 

Figur 9. 

Fra den første måling af bassinvandskvaliteten den 7. april og frem til den anden 

måling den 22. april, hvor ozonanlægget kørte kontinuerligt, er der sket en 

19


forholdsvis kraftig reduktion i bassinvandets indhold af NVOC på ca. 40 %. 

THM-indholdet i bassinvandet er tilsvarende faldet med knap 30 % over de to 

uger, og indholdet af bundet klor i vandet er faldet med 0,04 mg/l og ligger på 

samme niveau som i udgangssituationen den 21. februar. 

4.3.4 Anlægs- og driftsøkonomi 

Den samlede anlægspris for ozonanlægget, som det er installeret i Frankrigsgade 

Svømmehal, med cirkulationssystem, kompressoranlæg, rumsensor og 

reaktionstank og montageomkostninger, skønnes i 2008 priser til i alt kr. 

175.000 ekskl. moms. 

Driftsomkostningerne for ozonanlægget, i form af direkte effektoptagelse og 

beregnet el-energiforbrug under de betingelser, der har været til stede i forbindelse 

med forsøget, er opgjort til følgende: 

Pumpedrift til delstrømscirkulation (4,5 m³/h, Δp=75 kPa, ηp~0,6) = 0,15 kW 

Kompressordrift (0,24 kW, on/off: 10 s/25 s) = 0,01 kW 

O3 – produktion = 0,45 kW 

Samlet effektoptagelse til ozonanlæg og pumpedrift = 0,61 kW 

Det svarer til et samlet el-energiforbrug pr. døgn på ca. 14,5 kWh. Med en anslået 

pris pr. kWh på 1,5 kroner udgør de samlede driftsomkostninger ca. kr. 

21,75 pr. døgn. 

Der har desuden været anvendt vandværksvand til køling af ozongeneratoren, 

men kølevandet (ca. 50 l/h) er ført til udligningstanken, og har således dækket 

en del af det daglige spædevandsforbrug. Da kølevandet samtidig er blevet 

opvarmet til en temperatur på ca. 25 °C gennem ozonanlægget, har der været 

en mindre besparelse på varmeforbruget til opvarmning af spædevand. 


Det er kendt og veldokumenteret, at tilsætning af ozon virker reducerende på 

THM-indholdet i bassinvand ved at nedbryde nogle af de organiske partikler i 

vandet, som er medvirkende til at blandt andet at danne uønskede THMforbindelser 

i vandet. Dette bekræftes af kurven fra MIMS målingerne (fig. 7), 

som viser en her og nu reduktion i vandets THM-indhold på ca. 10 %, i den 

delstrøm af bassinvand, som ledes gennem ozonanlægget. 

20


På den samlede cirkulerende vandstrøm i systemet sker der i perioden fra den 

7. til den 22. april ligeledes et fald i både NVOC- og THM indhold, som vurderes 

at være direkte forårsaget af ozontilsætningen, idet badebelastningen i forsøgsperioden 

er meget stabil med et gennemsnit omkring 500 personer pr. dag. 

Den overskydende ozongas, som ikke opløses i bassinvandet eller ikke når at 

reagere med de organiske partikler i vandet, opfanges enten i det aktive kulfilter 

på udluftningen fra udligningstanken, eller ledes med bassinvandet over til 

sandfilteranlægget. Ved sandfilteranlægget er det målte ozonindhold 0,05 mg 

O3/l i vandet, svarende til den tyske norm for ozonholdigt vand (jf. DIN 19643), 

der må ledes til bassinet, og udgør således ikke nogen risiko for de badende og 

personalet oppe i hallen. 

For at optimere udnyttelsen af den tilførte ozon til bassinvandet og dermed effekten 

af ozonbehandlingen, kan der installeres to serieforbundne reaktionsbeholdere 

i stedet for en beholder, hvor der i den sidste reaktionsbeholder ilægges 

en sandfyldning. Sandfyldningen vil medvirke til at skabe bedre kontakt mellem 

ozongassen og bassinvandet, og giver samtidig mulighed for aflejring af urenheder, 

hvorved ozon får bedre betingelser for at reagere med og nedbryde de 

organiske stoffer i vandet. 

Eksisterende spædevandsforsyning til vandbehandlingsanlægget vil med fordel 

kunne sluttes til ozonanlægget, hvorved eventuelle organiske partikler i vandværksvandet 

vil blive reduceret og ikke belaste bassinvandet og dannelsen af 

uønskede klorforbindelser. 

Tidligere forsøg [3] har vist, at ozonbehandling af hele den cirkulerende vandstrøm 

har en positiv effekt på vandkvaliteten. Sammenlignet med disse både 

plads- og omkostningskrævende ozonanlæg, som behandler hele den cirkulerende 

vandstrøm, viser dette forsøg, at der – selv på et meget velfungerende 

vandbehandlingsanlæg, med en i forvejen rigtig god vandkvalitet – kan opnås 

forbedringer af kvaliteten med tilsætning af ozon til en mindre del af den behandlede 

vandstrøm. 

4.4 Membranstripning (LiQui-Cel) 


Membranteknologi til fjernelse af gasser og uønskede luftarter fra væsker blev 

kommercielt tilgængelig tilbage i starten af 1990’erne, og har siden vundet indpas 

indenfor vandbehandling til bl.a. kraftværker, den farmaceutiske industri og 

21


bryggerier, hvor det primært er ilt og kuldioxid, der fjernes fra vandet, før det 

skal anvendes i de forskellige processer. 

I USA har teknologien gennem flere år desuden været anvendt til fjernelse af 

THM-forbindelser i klorbehandlet drikkevand. Det er på den baggrund, at membranteknologien 

i dette forsøg afprøves på bassinvand, for at se hvorvidt erfaringerne 

fra drikkevandsbehandlingen kan overføres til svømmebade. 


Den anvendte membran til forsøget var en LiQui-Cel® membran fra firmaet 

Membrana, som har været blandt de førende producenter af denne teknologi 

gennem de sidste 15 år. 

Membranen er, ifølge producentens datablad, egnet til behandling af vand med 

et indhold af frit klor på ≤1 mg/l frit klor. På trods af den angivne resistens for 

klor, valgte vi under forsøget at installere LiQui-Cel® membranen i en shunt på 

afgang fra det eksisterende kulfilteranlæg, som vist på nedenstående diagram, 

hvor indholdet af frit klor i vandet er det laveste i systemet. 

Figur 10. Diagram over LiQui-Cel® installationen i anlægget. 

22


Den anvendte membran var beregnet for en vandgennemstrømning i intervallet 

1-11 m³/h, og den samlede vandgennemstrømning gennem de to parallelkoblede 

aktive kulfiltre var som udgangspunkt indreguleret til ca. 8 m³/h. 

Et af de emner, som voldte størst vanskeligheder i design- og planlægningsfasen 

forud for dette forsøg, var at få skabt tilstrækkelig med vakuum på membranens 

gasside. I første omgang blev vakuummet forsøgt etableret med en 

ejektor drevet af trykluft. Da der må forventes et forøget THM-indhold i luften på 

membranens gasside, ville det – ved brug af en luftdrevet ejektor – være forholdsvis 

enkelt at lede luften fra systemet til det fri. Desværre lykkedes det ikke 

at skabe det nødvendige vakuum ved brug af ejektoren, og samtlige målinger 

på vandet i denne forsøgsrække viste uændret THM-indhold før og efter membranen. 

Efter forgæves forsøg med at få etableret tilstrækkelig vakuum med en ejektorpumpe 

drevet af kompressorluft, blev resultatet brug af en egentlig vakuumpumpe 

(vandringspumpe). Vakuumpumpen blev kølet med blødgjort vandværksvand 

for at undgå udfældning af kalk i pumpehuset. Kølevandet blev ledt 

direkte til kloak, da det – på samme måde som luften fra ejektoren – må forventes 

at have et forhøjet indhold af THM tilført fra membranafgasningen, hvorfor 

det ikke kunne ledes ind i systemet og genanvendes som spædevand. 

Vakuumpumpen opretholdt et undertryk på membranens gasside på mellem 

÷0,85 og ÷0,90 kPa (absolut), og membranen blev på gassiden ”gennemskyllet” 

med en luftstrøm på 250 Nl luft /h. 

Foto 2. Membraninstallation på afgang fra kulfilteranlægget. 

23


Membranen var installeret i modstrøm svarende til, at vand og luft bevægede 

sig modsat hinanden inde i membranen, med vandet løbende lodret opad og 

luften tilsvarende nedad. 


Gennem forsøgsperioden blev dels udtaget vandprøver til laboratoriebestemmelse 

af membranens ydelse i forhold til at reducere THM-indholdet i vandet før 

og efter membranen, og dels blev vandet – før og efter membranen – i en periode 

overvåget ved hjælp af MIMS-udstyr. 

Resultatet af de manuelle prøver er angivet i nedenstående skema: 

Prøve THM før membran THM efter membran 

19-09-2008 17 µg/l 14 µg/l 

23-09-2008 26 µg/l 10 µg/l 

Figur 11. 

Der sker således en reduktion i vandets indhold af THM på mellem 3-16 µg/l 

hen over membranen. 

Det relativt høje indhold af THM i bassinvandet før membranen, målt den 23. 

september, kan skyldes, at der i dagene før prøveudtagningen var påfyldt ca. 

150 m³ nyt vandværksvand i bassinet på grund af fejl i det luftstyrede ventilsystem. 

Resultatet af de data, der er indsamlet via MIMS målingerne, er indeholdt på 

nedenstående kurve, som viser THM-indholdet i vandet før og efter LiQui-Cel®membranen. 

24


Figur 12. MIMS-data for perioden 12.-14. september, forsøg med LiQui-Cel®-membran. 

Kurven viser en nogenlunde konstant gennemsnitlig reduktion i vandets THMindhold 

på 2 - 3 µg/l hen over de to døgn udstyret var tilsluttet til forsøgsopstillingen, 

svarende til en procentvis reduktion på 15-20 % af indgangskoncentrationen. 

Kurven er baseret på MIMS-målinger taget forud for det utilsigtede vandtab 

i systemet, hvorfor indgangskoncentrationen for THM er lavere her, end i de 

manuelle målinger i figur 11. 

25



Den samlede anlægspris for LiQui-Cel® anlægget, som det er installeret i 

Frankrigsgade Svømmehal, med membran, vakuumpumpe, blødgøringsanlæg 

og montageomkostninger, skønnes i 2008 priser til i alt kr. 70.000 ekskl. moms. 

Driftsomkostningerne for anlægget, i form af direkte effektoptagelse og beregnet 

el-energiforbrug under de betingelser, der har været til stede i forbindelse 


Drift af vakuumpumpe (motoreffekt 0,3 kW, 1,5 kr./kWh) = ca. 10,80 kr./døgn 

Kølevand (40 l/h blødgjort vandværksvand á 40 kr./m³) = ca. 38,40 kr./døgn 

Samlet pris for drift af LiQui-Cel® anlægget = ca. 49,20 kr./døgn 

Systemet med en vandkølet vakuumpumpe gør de samlede driftsomkostninger 

for anlægget forholdsvis høje, og den optimale løsning både af hensyn til driftsomkostningerne 

og til bortledning af de udvundne THM-gasser fra bassinvandet, 

vil være at finde en egnet luftdrevet ejektor, som kan skabe og opretholde 

det nødvendige vakuum på membranens gasside. 


Ifølge produkt- og datablad fra leverandøren for den anvendte membran til forsøget, 

kan der opnås en reduktion af THM-indholdet over membranen på op til 

95 % ved behandling af klorholdigt drikkevand. Det fremgår ikke af producentens 

materiale ved hvilke THM-koncentrationer og betingelser disse resultater 

er opnået. 

I det aktuelle forsøg blev det bedste enkeltstående resultat en THM-reduktion 

fra 26 til 10 µg/l eller svarende til godt 60 % af den tilførte mængde THM på 

tilgang til membranen, hvilket ligger et godt stykke fra de resultater, der, ifølge 

leverandøren, er opnået på klorholdigt drikkevand. Om det ligger i anlæggets 

design eller vandets sammensætning er vanskeligt at sige med den begrænsede 

erfaring, der er opnået ved dette forsøg, men det tyder på, at jo højere indgangskoncentration, 

jo bedre virkningsgrad eller THM-fjernelse sker der over 

membranen. 

Membranen i forsøget er afprøvet på en delstrøm af bassinvand med et flow på 

8 m³/h, svarende til ca. 5 % af den cirkulerende vandstrøm i anlægget, hvilket 

kræver en forholdsvis høj effektivitet for, at THM-reduktionen vil kunne registre- 

26


res i det samlede bassinvolumen. Til sammenligning viser erfaringer fra aktiv 

kulfiltrering, som tilsvarende sker på en delstrøm, at reduktionen af bundet klor 

over filteret skal være minimum 50 % af indgangskoncentrationen for, at indholdet 

af bundet klor i bassinvandet kan opretholdes på et lavt niveau. 

Det er på baggrund af de udførte forsøg ikke muligt at vurdere membranens 

levetid under de aktuelle driftsforhold, men da indhold af frit klor samt temperatur 

og trykforhold i anlægget ligger indenfor producentens anvisninger, vil den 

forventede membranlevetid være ca. 5 år. 

4.5 Beluftning / stripning / afblæsning 


Stripning eller beluftning af vand er en velkendt behandlingsmetode til at fjerne 

uønskede gasarter fra vandet, og anvendes typisk indenfor både vandværksog 

spildevandssektoren. 

Tilbage i 1986 gennemførte Teknologisk Institut og HOH Vandteknik A/S et 

forsøg med fjernelse af THM fra bassinvand i en specialdesignet kolonnestripper 

[4]. Forsøget viste, at det – via beluftning af vandet – var muligt at afblæse 

omkring 50 % af den indeholdte mængde THM i vandet. I det pågældende forsøg 

blev en delstrøm på ca. 18 m³/h, svarende til godt 10 % af den cirkulerende 

vandstrøm i systemet, behandlet over kolonnestripperen. 

Baggrunden for det aktuelle forsøg i Frankrigsgade Svømmehal var derfor at 

afprøve de positive resultater fra forsøget i 1986 på et anlæg, som behandler 

hele den cirkulerende vandstrøm i anlægget, ved at foretage beluftning af bassinvandet 

direkte i udligningstanken. 

Perspektivet i forsøget er, at tilsvarende svømmebassiner, udført med udligningstank, 

relativt enkelt vil kunne etablere en beluftning af bassinvandet og 

således opnå en væsentlig forbedring af vandkvaliteten indenfor en økonomisk 

overskuelig investering. 


Forsøget med beluftning af bassinvandet i svømmebassinet i Frankrigsgade 

Svømmehal blev opbygget som vist på nedenstående figur. 

27


Figur 13. Princip for beluftningssystem i udligningstanken. 

De anvendte beluftere i tanken var standard Roeflex HP tallerkenbeluftere fra 

RUMA Industri A/S. 

Under hensyn til sugeudtag for cirkulationspumpen, og de to tilløb til tanken fra 

bassinets overløbsrender, blev i alt 14 tallerkenbeluftere jævnt fordelt ud over 

bunden af udligningstanken således, at hver tallerken dækkede et areal på ca. 

1,1 m². Tallerknerne blev indbyrdes forbundet af et rørsystem til fordeling af 

indblæsningsluften. 

Udenfor selve udligningstanken blev rørsystemet tilsluttet en sidekanalblæser af 

samme type, som typisk anvendes i forbindelse med boblezoner i f.eks. spabassiner. 

28


Foto 3. Udligningstank med tallerkenbeluftere i drift. Billedet viser tydeligt paddehatte af 

luftholdigt vand over hver tallerkenbelufter. 

Lufttilførslen pr. tallerken er ud fra blæserens ydelseskurve og det aktuelle 

driftstryk i anlægget under drift beregnet til ca. 12 Nm³/h 2 . 


Anlægget blev sat i drift om morgenen den 14. november, og kørte i første fase 

frem til den 17. november. MIMS-udstyret målte i perioden fra den 13. november 

(kl. ca. 12) og frem til den 18. november om morgenen. Herved blev udgangssituationen 

registreret ligesom det var muligt at se, hvad der skete med 

THM-indholdet i bassinvandet, når beluftningen igen blev afbrudt. 

2 Luftmængde angivet som ”Normal kubikmeter pr. time”. 

29


Figur 14. Resultat af MIMS målinger af bassinvandet på tilgang til sandfiltre, - efter udligningstanken. 

Besøgstallet i måleperioden er registreret til: 

13-11-2008 552 badende 

14-11-2008 580 badende 

15-11-2008 168 badende 

16-11-2008 442 badende 

17-11-2008 659 badende 

18-11-2008 546 badende 

19-11-2008 515 badende 

20-11-2008 502 badende 

21-11-2008 449 badende 

Fra den 17. november og frem til den 19. november var beluftningen stoppet for 

at bringe bassinvandet tilbage til udgangssituationen, og beluftningen blev genoptaget 

den 19. november med kontrolmåling før og efter udligningstanken efter 

to dages drift den 21. november. Resultatet af de udførte kontrolmålinger er 

angivet i nedenstående skema. 

30


De manuelle prøver, som blev udtaget under forsøget gav følgende resultat: 

DATO 

TILGANG 

UDLIGNINGSTANK 

AFGANG 

UDLIGNINGSTANK THM-REDUKTION 

14-11-2008 12,4 µg/l 9,2 µg/l 3,2 µg/l 

17-11-2008 11,1 µg/l 8,9 µg/l 2,2 µg/l 

21-11-2008 10,4 µg/l 8,7 µg/l 1,7 µg/l 

Figur 15. 

Som det fremgår af skemaet ligger THM-reduktionen i udligningstanken under 

beluftning på mellem 1,7 µg/l og 3,2 µg/l svarende til en procentvis reduktion på 

17 til 26 % i forhold til THM-indholdet på tilgang til tanken. Resultatet er positivt i 

lyset af den forholdsvis lave THM-koncentration i bassinvandet på tilgang til 

udligningstanken og det faktum, at reduktionen af THM-indholdet sker på hele 

den cirkulerende vandstrøm i systemet. 

Resultatet af MIMS-målingerne (figur 14) underbygger de manuelle målinger, 

idet der forud for forsøgets start registreres et THM-indhold på 9,5 til 11 µg/l og 

gennem hele forsøgsperioden falder THM-indholdet og ligger stabilt omkring 8 

µg/l. Ved forsøgets afslutning efter ”dag 4” viser MIMS-kurven igen en stigende 

tendens mod samme niveau som i udgangssituationen forud for forsøget. 

Sættes resultatet ind i en graf ses, at THM-reduktionen som funktion af indgangskoncentrationen 

er tæt på at være lineær, og stigende ved øget indgangskoncentration 

med en forventet THM-reduktion på op til 50 % ved en indgangskoncentrationen 

omkring 20 µg/l. 

31


Figur 16. Reduktion af THM-indhold som funktion af indgangskoncentration. 

Resultatet viser også, at THM-reduktionen og dermed effekten af beluftningen 

falder i takt med, at indgangskoncentrationen på tilgang til udligningsbeholderen 

reduceres. 


De samlede anlægsomkostninger til det installerede beluftningssystem, der er 

anvendt til forsøget, ligger i størrelsesordenen kr. 50.000 ekskl. moms i 2008priser. 

I anlægsprisen er indeholdt blæser, tallerkenbeluftere (14 stk.), rør, fittings, 

montage samt eltilslutning af blæser. Installationsprisen forudsætter naturligt, at 

det pågældende anlæg er forsynet med en udligningstank, hvori tallerkenbelufterne 

kan monteres, og at der fra udligningstanken er etableret udluftning til det 

fri, som kan bortlede den tilførte luftmængde fra blæseren. 

Den anvendte blæser til forsøget havde en motoreffekt på 1,6 kW (50 Hz), svarende 

til et el-energiforbrug på ca. 38 kWh pr. døgn. Med en elpris på 1,5 

kr./kWh bliver den samlede driftsudgift ca. 57 kr./døgn. 

Ud over energiforbruget til drift af blæsermotoren, vil der være et mindre energiforbrug 

til dækning af varmetabet fra bassinvandet på grund af den forøgede 

fordampning fra vandoverfladen, idet den varmeenergi, der tilføres med blæser- 

32


luften ikke vurderes at være tilstrækkelig til alene at dække tabet fra fordampningen. 


Forsøget bekræfter resultaterne i [4], at beluftning er en relativ billig og effektiv 

måde at fjerne de uønskede THM-forbindelser i bassinvandet, og enkeltheden i 

opbygning og drift af systemet gør det anvendeligt i mange svømmehaller. 

4.6 Ultrafiltrering af bassinvand 


Ultrafiltrering (UF) anvendes typisk indenfor levnedsmiddelindustrien til at separere 

forskellige molekylestørrelser fra væsker, og de tætteste UF-membraner 

kan f.eks. fjerne colloider, bakterier, virus, olieemulsioner, proteiner og enzymer 

fra den filtrerede væske. 

Betegnelsen ultrafiltrering dækker et filtreringsinterval fra 0,005 µm op til 0,1 

µm, men ultrafiltreringsmembraner karakteriseres normalt ved deres "cut-offværdi”, 

som angiver ved hvilken molekylevægt det opløste stof passerer henholdsvis 

tilbageholdes af membranen. For ultrafiltrering tales om cut-off værdier 

i størrelsesordenen fra 1000 til 200.000 MWCO (molekylvægt i gram per mol), 

målt i enheden Daltons. 

Brug af membranfiltrering til rensning af svømmebadsvand har gennem de senere 

år været et meget omdiskuteret emne, og der er igangsat flere fuldskalaforsøg 

med ultrafiltreringsmembraner både her i Danmark og i udlandet. Resultater 

og erfaringer fra disse forsøg er endnu meget sparsomme, og der er så 

vidt vides endnu ikke fundet en egnet membrantype, som både i levetid, rensningskapacitet 

og anlægsinvestering kan måle sig med et velfungerende sandfilteranlæg. 

Udgangspunktet med de aktuelle forsøg, der er gennemført i forbindelse med 

anlægget i Frankrigsgade Svømmehal, har derfor været: 

1. At undersøge hvor vidt ultrafiltrering kan anvendes som et supplement til 

sandfiltrering og i hvilket omfang membranfiltreringen kan forbedre kvaliteten 

i det gennemstrømmende bassinvand, og 

33


2. At undersøge i hvilket omfang ultrafiltreret bassinvand vil påvirke dannelsen 

af THM-forbindelser i doseringspunktet for klor, jf. tidligere undersøgelser 

omkring forøget THM-dannelse i og omkring doseringspunktet for klor [5]. 

Derudover blev der monteret en tilsvarende UF-membran på det eksisterende 

spædevands- og påfyldningsanlæg, for at kontrollere hvorvidt membranfiltreringen 

kunne reducere mængden af tilført organisk stof til anlægget fra vandværksvandet. 


Membranfilteret blev monteret i en shunt-forbindelse efter sandfilteranlægget, 

på fremløb til klor- og syredoseringen, som vist på nedenstående figur. 

Figur 17. Princip for installation af membranfilter på fremløb til kemikaliedosering. 

Under indkobling af membranen blev shunt-ventilen lukket således, at alt vandet 

frem til kemikaliedoseringen blev filtreret over membrananlægget. Membranen 

blev skyllet med bassinvand ved hjælp af en timerstyret magnetventil, som 

åbnede i ca. et minut hver 6. time, hvilket var tilstrækkeligt til at holde et konstant 

tryktab over membranen på ca. 1 bar (Ptilgang~1,65 bar og Pafgang~0,7 bar). 

34


Foto 4. Ultrafiltreringsmembran på fremløb til kemikaliedosering efter sandfilteranlæg. 

Membranen på spædevandssystemet (foto 5) blev sat ind i det eksisterende 

rørsystem, således at alt vandværksvand, som blev tilført anlægget (spæde- og 

skyllevand), var filtreret gennem membranen. 

Foto 5. UF-membran i spædevandssystem. 

35


I forsøgsanlægget er anvendt en ultrafiltreringsmembran fra Hydranautics, som 

ifølge det medfølgende datablad havde et nominelt MWCO på 150.000 Daltons. 

Denne membrantype er ifølge producenten velegnet til filtrering af overflade-, 

grund- og havvand samt spildevand. Membranmaterialet var ifølge leverandørens 

oplysninger klorresistent, angivet ved en klortolerance på 200.000 ppm*h, 

og egnet til brug i pH-intervallet 4-10 pH. 

Producenten angiver desuden at membranen kan tilbageholde op til 99,999 % 

(log 5) bakterier, giardia og cryptosporidium. 


Ad 4.6.1, pkt. 1: 

Hvorvidt ultrafiltrering – med den anvendte membrantype – havde en positiv 

indvirkning på vandkvaliteten blev kontrolleret ved bestemmelse af NVOCindholdet 

i vandprøver udtaget før og efter membrananlægget. 

Der blev udtaget vandprøver for analyse af NVOC-indholdet i vandet tre steder i 

anlægget: 

Målepunkt (bassinvand) NVOC-indhold 

Før sandfilter 1,69 mg/l 

Efter sandfilter 1,59 mg/l 

Efter UF-membran 1,57 mg/ l 

Tilsvarende blev der i forbindelse med UF-membranen monteret på spædevandstilgangen 

målt følgende værdier: 

Vandværksvand NVOC-indhold 

Før UF-membran 2,53 mg/l 

Efter UF-membran 2,57 mg/l 

Som det fremgår af ovenstående resultater, sker der ikke nogen reel målbar 

reduktion af NVOC-indholdet i vandet hen over UF-membranen, hverken på 

bassinvand eller på vandværksvand. 

Årsagen til den manglende effekt vurderes at være, at de organiske forbindelser, 

der måles som NVOC-indhold både i bassinvand og i vandværksvandet, 

har en størrelse, der ikke lader sig tilbageholde over UF-membranen (< 150.000 

Daltons). 

36


Prøver for kontrol af bakterietallet før og efter membranen viste, at der her skete 

en reduktion på ca. 99,8 % af mikroorganismerne i vandet gennem filteret (se 

også afsnit 1.8), hvilket er i overensstemmelse med membranleverandørens 

specifikationer. 

Ad 4.6.1, pkt. 2: 

For at undersøge dannelse af THM-forbindelser direkte, hvor klor doseres i 

bassinvandet, blev der påsat en prøvehane på delstrømsrøret umiddelbart efter 

doseringspunktet for klor. 

Der blev udtaget 4 prøver under dosering af klor til bassinvandet, hvoraf to blev 

udtaget med membranfiltreret vand i rørledningen og to uden membranfiltreret 

vand i røret. 

Analyseresultat af de fire prøver er angivet i nedenstående skema: 

Klordosering i 

Klordosering i 

Prøverække 

UF-filtreret vand bassinvand 

1. 07-10-2008 THM 48 µg/l THM 56 µg/l 

2. 21-11-2008 THM 92 µg/l THM 38 µg/l 

Resultatet af prøverne viser desværre et meget forskelligt THM-indhold og der 

er ikke en entydig sammenhæng i resultaterne for de to dage prøverne blev 

udtaget. Således er THM-indholdet i det membranfiltrerede vand lavest i første 

forsøgsrække, men højest i prøverække nr. 2. 

Som udgangspunkt burde resultatet i de to prøver som minimum være ens, og 

resultatet for THM-indholdet i det ultrafiltrerede vand i prøverække nr. 2 må 

derfor være behæftet med en fejl, da det ikke giver umiddelbar mening, at THMindholdet 

i det ultrafiltrerede vand er to og en halv gange højere end i det 

”ufiltrerede” vand. 

Til sammenligning blev der målt et THM-indhold i bassinvandet før sandfiltrene 

på 11 µg/l den 7. oktober, og resultaterne af de udtagne prøver i doseringspunktet 

for klor viser således, at THM-koncentration i doseringspunktet er ca. 5 

gange højere end THM-indholdet i den øvrige del af systemet, hvilket understreger 

vigtigheden af, at bassinvandet, som ledes til klordoseringen, er så rent 

som muligt. 

37



De samlede anlægsomkostninger til det installerede membranfiltreringsanlæg, 

der er anvendt til forsøget, ligger i størrelsesordenen kr. 45.000 ekskl. moms i 

2008-priser. 

I anlægsprisen er indeholdt membranenhed, delstrømspumpe med frekvensreguleret 

pumpemotor, timerstyret skylleventil, manometre samt rør, fittings og 

montage. I en permanent installation anbefales desuden at etablere en fast 

renseinstallation for membrananlægget, som skønnes at koste ca. kr. 30.000 

ekskl. moms. 

Driftsomkostningerne for anlægget, i form af direkte effektoptagelse og beregnet 

el-energiforbrug, under de betingelser, der har været til stede i forbindelse 


Drift af delstrømspumpe (motoreffekt 0,75 kW, 1,5 kr./kWh) = ca. 27,00 kr./døgn 

Skyllevand, ca. 200 l/døgn bassinvand á 45 kr./m³ = ca. 9,00 kr./døgn 

Samlet pris for drift af UF-membrananlægget = ca. 36,00 kr./døgn 


Ultrafiltrering som supplement til et velfungerende sandfilteranlæg har i forsøget 

ikke vist nogen målbare ændringer i indholdet af organisk materiale (NVOC) i 

vandet før og efter membranfilteret, og ultrafiltrering af bassinvandet vurderes 

derfor ikke at påvirke vandkvaliteten i forhold dannelsen af uønskede THMforbindelser. 

Derimod er der registreret en markant reduktion i fjernelse af bakterier over 

ultrafiltreringsmembranen, idet næsten alle bakterier (> 99 %) bliver tilbageholdt 

på membranoverfladen, sammenlignet med en tilsvarende tilbageholdelse af 

bakterier over sandfilteranlægget på ca. 80 %. 

Et fuldskala ultrafiltreringsanlæg med den membrankonfiguration, der er anvendt 

i dette forsøg, og som behandler hele den cirkulerende vandstrøm, vil 

være en effektiv barriere mod udslip af bakteriekolonier i større mængder fra 

vandbehandlingsanlægget og til bassinet. Derimod vil ultrafiltrering af hele den 

cirkulerende vandstrøm ikke være en garanti mod bakterieproblemer i selve 

bassinvolumenet, da det jo er i bassinet bakterierne tilføres til vandet fra de 

badende. 

38


Den meget begrænsede reduktion i bassinvandets indhold af organiske partikler 

– målt som NVOC før og efter ultrafiltreringsmembranen – medførte, at THMdannelsen 

i klordoseringspunktet næsten er uændret om det er membranfiltreret 

vand eller alene sandfiltreret vand, der ledes til klordoseringen. 

4.7 Bakteriologiske undersøgelser 

4.7.1 Baggrund 

Den nedsatte klordosering igennem forsøgsperioden kan i princippet føre til en 

øget forekomst af levende bakterier i badevandet, enten i kraft af mindre effektiv 

sterilisering af mikroorganismer tilført fra de badende, eller som følge af fremvækst 

af biofilm i systemet. Formålet med disse undersøgelser var derfor at 

følge den mikrobiologiske kvalitet af bassinvandet under forsøgsperioden. Desuden 

blev effekten af sand- og membranfiltrene på bakterietallene undersøgt. 


Bakterierne i systemet blev undersøgt ved hjælp af forskellige metoder, både 

dyrknings-baserede og dyrknings-uafhængige. Det totale antal af mikroorganismer 

i vandprøver fra forskellige dele af systemet blev talt både ved hjælp af 

mikroskopi (DAPI-farvning) og ved quantitative Polymerase Chain Reaction 

(qPCR), en enzymatisk reaktion, der kvantificerer antallet af bakteriegener i en 

prøve. 

Diversiteten af bakterier blev undersøgt ved hjælp af Denaturing Gradient 

Electrophoresis. Dette er en analyse, hvor bakterielle gener ved hjælp af et 

spændingsfelt drives gennem en polyakrylamid-gel. Hver bakterieart afsætter et 

mærke i en bestemt position på gelen, og ved at sammenligne mønstret af 

mærker afsat af forskellige prøver kan man derved screene for ligheder og forskelle 

i bakteriepopulationen. 

Endelig blev bakterier fra vandprøverne opdyrket på aerobe kimtalsplader og 

identificeret ved hjælp af DNA-sekventering. 


Det totale antal af mikroorganismer i vandet blev første gang målt ved mikroskopi 

den 8/2 2008, dvs. umiddelbart før forsøgsperioden med nedsat klordosering 

begyndte. Der blev her taget vandprøver af bundvand fra den dybe ende, af 

39


overfladevand, af vand fra udligningstanken, og af vand der netop havde passe- 

ret sandfiltret. Et eksempel på et mikroskopibillede og resultatet af DAPI- 

bakterietællingen er vist i figurerne nedenfor. 

Figur 18. Eksempel på mikroskopibillede af en DAPI-farvet vandprøve. Prøven er taget 

fra udligningstanken den 2/9-2008 og illustrerer diversiteten af bakterier og partikler i 

svømmebadsvandet. Pilene indikerer (1) en rund/oval bakterie, (2) en aflang, stavformet 

bakterie, (3) en kæde af ovale bakterier, og (4) et aggregat af bakterier, der for eksempel 

kan stamme fra en biofilm eller et menneskeligt sekret. Bredden af billedet svarer til 0.1 

mm. 

Figur 19. Antallet af bakterier i vand fra bassinet (bund og overflade), fra udligningstanken 

og fra udløbet fra sandfilteret målt ved mikroskopi af prøver fra den 8/2-2008. 

Disse resultater viste, at tælletallene var stort set ens i overfladevandet, bundvandet 

og vandet fra udligningstanken. Det sås desuden, at sandfilteret nedsatte 

antallet af bakterier i vandet med ca. 80 %. Som en alternativ metode til mikroskopien 

blev mængden af mikroorganismer kvantificeret ved hjælp af qPCR. 

Disse resultater er vist i figuren nedenfor og understøttede resultaterne af mikroskopianalysen. 

40


Figur 20. Antallet af bakterier i vand fra bassinet (bund og overflade), fra udligningstanken 

og fra udløbet fra sandfilteret målt ved qPCR af prøver fra den 8/2-2008. qPCR er en 

metode, der tæller antallet af et bestemt gen (i dette tilfælde 16S rRNA-genet) i prøven 

og dermed ikke direkte antallet af organismer. Tallene i figuren er udregnet under antagelse 

af, at der er 3 kopier af dette gen i hver bakterie. 

Herefter blev der udtaget vandprøver fra udligningstanken den 14/3, den 6/5, 

den 19/8 og den 2/9. På sidstnævnte dato blev der desuden taget prøver før og 

efter sandfiltret og før og efter det opstillede membranfilter. Antallet af bakterier i 

disse prøver blev målt som mikroskopi-celletællinger og ved qPCR. 

Figur 21. Antallet af bakterier i vand fra udligningstanken målt ved mikroskopi af prøver 

fra 5 forskellige datoer gennem forsøgsperioden. 

Sammenligning af tallene før og efter sandfilteret fra den 2/9 viste igen, at bakterietallet 

faldt ca. 80 % over filtret. Tilsvarende målinger på membranfiltret viste, 

at dette fjernede ca. 99,8 % af mikroorganismerne i vandet. 

Ved hjælp af qPCR undersøgtes det om antallet af potentielt problematiske 

mikroorganismer såsom biofilmsdannere og humanpatogener ændredes under 

41


forsøgsperioden. Det totale antal af Pseudomonas, antallet af Pseudomonas 

aeruginosa, og antallet af Legionellabakterier blev målt i alle de indsamlede 

vandprøver. 

Legionella kunne på intet tidspunkt påvises i systemet, og Pseudomonas blev 

kun sporadisk detekteret. Der kunne således ikke påvises et forhøjet antal af 

disse potentielt problematiske organismer. 

For at undersøge hvorvidt den dyrkbare del af mikrofloraen i vandet ændrede 

sig som følge af den nedsatte klordosering blev vandprøver fra den 2/8, den 

14/3, og 6/5 udspredt på kimtalsplader, og de fremvoksende kolonier blev nærmere 

identificeret ved hjælp af DNA sekvensering. Her blev i alt fundet 3 typer 

af organismer: 2 arter af Pseudomonas (Pseudomonas alkaligenes og en ikke 

nærmere identificerbar art) og Mycobacterium abscessus. 

Bakterie 8/2 14/3 6/5 

Pseudomonas alkaligenes X X X 

Pseudomonas sp. X 

Mycobacterium abscessus X 

Figur 22. Liste over identificerede bakteriekolonier fra kimtalsplader på 3 forskellige 

datoer. 

Pseudomonas alkaligenes blev genfundet på alle tre tidspunkter, mens de to 

øvrige arter kun blev fundet en enkelt gang. Arter af både Pseudomonas og 

Mycobacterium er vidt udbredt i miljøet og fundet af dem i svømmebadsvandet 

er ikke overraskende. 

Der blev også gennemført en generel bestemmelse af mikroorganismer i vandet 

ved hjælp af Denaturing Gradient Gel Electrophorese (DGGE). Et eksempel på 

en sådan gel er vist i figuren nedenfor. 

42


Figur 23. Resultat af DGGE-analyse af 16 prøver fra svømmehalsvand. a: overfladevand 

fra bassinet 8/2; b: udgang fra sandfiltret 2/9; c: indgang membranfilter 2/9; d: udgang, 

membranfilter 2/9; e: udligningstank 2/9; f-h: udligningstank 19/8; i: udligningstank 14/3; 

j: udligningstank 6/5; k: bassinvand overflade 8/2; l: markør; m: udgang sandfilter 8/2; n: 

overfladevand fra bassinet 8/2; o: bassinvand bund 8/2; p: udligningstank 8/2. Prøverne 

er kørt gennem gelen fra toppen og ned, og har undervejs afsat flere bånd. Hvert bånd 

repræsenterer en bakterieart. Hvis to prøver indeholder den samme bakterie vil der 

således være et bånd i den samme dybde på gelen. For eksempel er bånd nummer 4 

både til stede i prøve a og b. Ved hjælp af DNA-sekvensering blev det bestemt hvilke 

bakterier båndene 1-10 repræsenterer på gelen. 

DGGE-analysen viste, at der på trods af de relativt stabile tælletal var ret store 

udsving i sammensætningen af bakterier i vandet. Dette illustrerer formentlig, at 

størstedelen af bakterierne i vandfasen ikke stammer fra svømmebadsanlægget 

selv, men fra de badende gæster, således at sammensætningen af bakterier i 

vandet veksler efterhånden som gæsterne bliver udskiftet. 

43


Som opsummeret i tabellen nedenfor blev der identificeret adskillige mikroorga- 

nismer fra vandprøverne. 

Bånd nr. Prøve Bakterie 

1 udgang sandfilter 8/2 Sphingomonadales 

2 bassinvand overflade 8/2 Phyllobacteriaceae 

3 udgang, membranfilter 2/9; Burkholderia cepacia 

4 overfladevand fra bassinet 8/2 Kunne ikke bestemmes 

5 overfladevand fra bassinet 8/2 Nevskia ramosa 

6 overfladevand fra bassinet 8/2 Stenotrophomonas maltophilia 

7 overfladevand fra bassinet 8/2 Porphyrobacter sp. 

8 udligningstank 8/2 Stenotrophomonas maltophilia 

9 udligningstank 19/8 Bacteroidales 

10 udgang fra sandfiltret 2/9 Kunne ikke bestemmes 

Figur 24. Identifikation af bånd fra DGGE-analysen. 

Stenotrophomonas maltophilia er en fakultativ patogen organisme, der findes 

udbredt i vandige miljøer og i nogen tilfælde kan forårsage infektion. Burkholderia 

er også vidt udbredt i miljøet og er så vidt vides ikke patogen. Nevskia ramosa 

er en fortrinsvis havlevende organisme, der trives i de øverste planktonlag i 

de danske farvande. Bacteroidales er sædvanligvis associeret med fæces. 

Identificeringen af disse organismer understøtter således, at de fleste af bakterierne 

i svømmebadet er indslæbt af de badende. 


Der er 3 hovedkonklusioner fra den generelle kvantificering af bakterier: (1) Det 

totale antal af bakterier i vandet steg ikke under forsøgsperioden, (2) sandfiltret 

sænker antallet af bakterier i vandet med ca. 80 %, og (3) membranfiltret fjerner 

næsten alle bakterier (> 99 %) fra vandet. 

Der kunne ikke påvises en ændring i antallet af potentielt patogene eller biofilmassocierede 

mikroorganismer som følge af den nedsatte klordosering, og der er 

i det hele taget intet i de indsamlede data, der tyder på, at den nedsatte klordosering 

har afstedkommet en øget vækst af biofilm eller en ringere steriliseringsgrad 

i bassinvandet. 

44


5 Konklusioner 

Ud af de fire forsøg i projektet var der en målbar forskel i vandkvaliteten i det 

samlede bassinvolumen i to af forsøgene. Forsøgene med ozontilsætning og 

beluftning af bassinvandet i udligningstanken gav begge synlige resultater på 

vandkvaliteten i hele den cirkulerende vandstrøm. 

I nedenstående skema er angivet de opnåede forsøgsresultater, dels efter optimering 

af det eksisterende vandbehandlingsanlæg, med udskiftning af aktive 

kul og reduktion af det frie klorindhold i bassinvandet, og dels de målte værdier 

ved forsøg med ozon og afblæsning. Forsøgsresultaterne er i skemaet sat overfor 

de gældende danske vandkvalitetskrav og de tilsvarende tyske normværdier 

jf. DIN 19643. 

DK Bekendt- 

Kravværdi 

gørelse 

DIN 19643 

Eksisterende 

sand- og 

kulfilter 

Ozonanlæg 

** 

Afblæsning i 

udligningstank*** 

Frit klor 

0,5 mg/l ≤ 

3,0 mg/l 

0,3 ≤ FK ≤ 

0,6 

0,49 mg/l 0,51 mg/l 0,50 mg/l 

Bundet klor ≤ 1,0 mg/l ≤ 0,2 mg/l 0,22 mg/l * 0,22 mg/l 0,35 mg/l 

THM < 50 µg/l ≤ 20 µg/l 13 µg/l * 9,3 µg/l 8,7 µg/l 

NVOC 2,1 mg/l * 1,06 mg/l - 

*/ Vandprøver udtaget torsdag den 21. februar 2008 (uge 8 - vinterferie), hvor 

anlægget har været i drift ca. 2 uger med nye aktive kul. 

**/ Vandprøver udtaget under ozonforsøg 22-04-2008. 

***/ Vandprøver udtaget under forsøg med afblæsningsanlæg i udligningstank 

21-11-2008. 

Figur 25. 

Fælles for de opnåede resultater er, at prøverne for NVOC og THM er udtaget 

på fremløb til sandfiltrene efter udligningstanken, hvor koncentrationen af de 

uønskede forbindelser er størst. Indholdet af bundet og frit klor er målt på fremløb 

til det automatiske kemikaliereguleringsudstyr. 

Som det fremgår af skemaet er værdierne for det oprindelige konventionelle 

vandbehandlingsanlæg med sandfiltrering og aktiv kulfiltrering, allerede fra start 

et godt stykke under de gældende danske maksimumkrav til indholdet af både 

bundet klor og THM. 

Efter ca. 3 ugers drift med ozonanlægget resultat blev målt en reduktion i bassinvandets 

indhold af NVOC på ca. 40 % af udgangskoncentrationen, og indholdet 

af THM i bassinvandet var nede på 9,3 µg/l i hovedvandstrømmen. 

Ozonbehandling af vandet i udligningstanken har således en målbar effekt på 

nogle af de uønskede forbindelser i bassinvandet. 

45


Efter beluftning af bassinvandet i udligningstanken hen over en uge, blev målt 

det laveste THM-indhold i den cirkulerende vandstrøm i hele forsøgsperioden 

(8,7 µg/l), og den opnåede THM-reduktion over udligningstanken hen gennem 

forsøget er ret overbevisende. 

det hen over efteråret. Stigningen 

Under forsøg med beluftning af bassinvandet i 

efteråret, blev målt et indhold af bundet klor på 

0,35 mg/l. Figur 26 viser indholdet af 

bundet klor i bassinvandet hen over 

forsøgsperioderne (forår og efterår). 

Det ses af kurven, at indholdet af 

bundet klor falder i forbindelse med udskiftning af 

de aktive kul i uge 7, og at der sker en gradvis 

stigning i indhol- 

Figur 26. Værdier for indhold af bundet klor i bassinvandet målt i forsøgsperioderne forår 

(uge 6-19) og efterår (uge 33-47). 

I den sidste del af forsøgsperioden blev registreret en gradvis stigning i bassinvandets 

indhold af bundet klor. Da der i efteråret ikke blev gennemført forsøg, 

som havde direkte indflydelse på bassinvandets indhold af bundet klor, vurderes 

stigningen derfor at være et udtryk for, at reduktionen af bundet klor i de 

aktive kulfiltre – og dermed kullenes kloraminreducerende effekt – er på retur 

efter ca. 6 måneders drift (figur 26). 

THM-fjernelse ved brug af membranstripning af bassinvandet viste en reduktion 

af THM-indholdet i bassinvandet hen over membranen på ca. 20 % af indgangskoncentrationen. 

For at opnå tilsvarende effekt, som ses ved reduktion af 

bundet klor over et aktivt kulfilter, skal effektiviteten af THM-reduktionen over 

membrananlægget op og ligge konstant omkring 50 % af indgangskoncentrationen, 

når der alene behandles på en delstrøm af bassinvandet, svarende til 5- 

10 % af den cirkulerende vandstrøm i systemet. 

I forsøget med membranfiltrering af bassinvandet kunne der ikke registreres en 

tilbageholdelse af organiske partikler, målt som NVOC hen over membranen. 

Derimod viste de mikrobiologiske analyser en fjernelse på op til 99,9 % af bakterier 

hen over membranfilteret. 

46


Samlet set vurderes en kombination af ozonbehandling og afblæsning af vandet 

i udligningstanken at have den største effekt på kvaliteten i bassinvandet. Det 

skal dog i installationsfasen sikres, at de to teknologier ikke modarbejder hinanden 

således at beluftningen utilsigtet blæser ozongassen ud af vandet. Dette 

kan gøres ved at skabe så lang reaktionstid mellem ozon og vand udenfor udligningstanken, 

og sikre, at returrør fra ozondelstrømmen afleveres så tæt på 

sugeudtaget i udligningstanken som muligt. 

Hverken ved brug af kimtalsanalyse, mikroskopi eller qPCR blev der fundet 

forøgede bakterietal i svømmehalsvandet i perioden efter klordoseringen blev 

sat ned. Antallet af Pseudomonas og Legionella, der begge kan betragtes som 

indikatorarter for biofilmsdannelse i systemet, viste heller ingen tilvækst i denne 

periode. De identificerede organismer tilhørte alle arter, der er vidt udbredt i 

vandige miljøer, menneskelige slimhindesekreter og/eller fæces, og de er formentlig 

ankommet til svømmehallen med de badende eller vandet. 

De indsamlede data tyder altså ikke på, at den nedsatte klordosering har afstedkommet 

en øget vækst af biofilm eller en ringere steriliseringsgrad i bassinvandet. 

47


6 Referencer 

1. Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 3 1988: ”Kontrol med svømmebade”. 

2. BEK nr. 288 af 14/04/2005: ”Bekendtgørelse om svømmebassiner m.v. og 

48 

disse vandkvalitet”. 

3. ”Luft- og vandkvalitet i Helsingebadet ved henholdsvis kloring og ozone- 

ring”. Laboratoriet for teknisk hygiejne, Danmarks Tekniske Højskole, 1984. 

4. ”Ny metode til at fjerne organiske klorforbindelser fra svømmebadsvand”, v. 

ingeniør Ole Bisted, Teknologisk Institut, Årsmøderapport 1987, DSF publikation 

nr. 23/1987, s. 9-18. 

5. ”Organiske halogenforbindelser i bassinvandet”, v. Dr. D. Eichelsdörfer og 

Dr. J. Jandik, Årsmøderapport 1983, DSF publikation nr. 14/1983, s. 39-53.

Miljøministeriet 

By- og Landskabsstyrelsen 

Haraldsgade 53 

2100 København Ø 

Telefon 72 54 47 00 

blst@blst.dk 

www.blst.dk

Teknologiafprøvning i svømmebadsanlæg - Naturstyrelsen

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?