Vandrensning

Typiske drikkevandsbehandlingsprocesser

Mål

Målene med behandlingen er at fjerne uønskede bestanddele i vandet og gøre det sikkert at drikke eller egnet til et bestemt formål i industrien eller til medicinske formål. Der findes vidt forskellige teknikker til at fjerne forurenende stoffer som f.eks. fine faste stoffer, mikroorganismer og visse opløste uorganiske og organiske materialer eller miljømæssige persistente farmaceutiske forurenende stoffer. Valget af metode afhænger af kvaliteten af det vand, der skal behandles, omkostningerne ved behandlingsprocessen og de kvalitetsstandarder, der forventes for det behandlede vand.

De nedenstående processer er de processer, der almindeligvis anvendes i vandrensningsanlæg. Nogle eller de fleste anvendes måske ikke, afhængigt af anlæggets størrelse og kvaliteten af råvandet (kildevandet).

Forbehandling

1. Pumpning og opsamling – Størstedelen af vandet skal pumpes fra kilden eller ledes ind i rør eller opsamlingstanke. For at undgå at tilføre forurenende stoffer til vandet skal denne fysiske infrastruktur være fremstillet af passende materialer og konstrueret, så der ikke sker utilsigtet forurening.
2. Skradsning (se også skærmefilter) – Det første trin i rensningen af overfladevand er at fjerne stort affald som f.eks. pinde, blade, affald og andre store partikler, der kan forstyrre de efterfølgende rensningstrin. Det meste dybe grundvand skal ikke screenes før andre rensningstrin.
3. Lagring – Vand fra floder kan også lagres i vandreservoirer ved bredden i perioder på mellem nogle få dage og mange måneder, så den naturlige biologiske rensning kan finde sted. Dette er især vigtigt, hvis rensningen sker ved hjælp af langsomme sandfiltre. Opbevaringsreservoirer udgør også en buffer mod korte tørkeperioder eller gør det muligt at opretholde vandforsyningen under forbigående forureningstilfælde i kildefloden.
4. Forkloring – I mange anlæg blev det indkommende vand klorineret for at minimere væksten af tilsmudsende organismer på rørledninger og tanke. På grund af de potentielle negative kvalitetsvirkninger (se klor nedenfor) er dette stort set blevet afskaffet.

pH-justering

Rent vand har en pH-værdi tæt på 7 (hverken alkalisk eller surt). Havvand kan have pH-værdier, der varierer fra 7,5 til 8,4 (moderat alkalisk). Ferskvand kan have meget varierende pH-værdier afhængigt af afvandingsområdets geologi eller grundvandsmagasin og påvirkningen fra tilførsel af forurenende stoffer (syreregn). Hvis vandet er surt (lavere end 7), kan der tilsættes kalk, soda eller natriumhydroxid for at hæve pH-værdien under vandrensningsprocessen. Tilsætning af kalk øger koncentrationen af calciumioner og øger dermed vandets hårdhed. For meget surt vand kan tvangsafgassere være en effektiv måde at hæve pH-værdien på, idet de fjerner opløst kuldioxid fra vandet. Hvis vandet gøres alkalisk, hjælper koagulerings- og flokkuleringsprocesserne til at fungere effektivt og bidrager også til at minimere risikoen for opløsning af bly fra blyrør og fra blylodder i rørfittings. Tilstrækkelig alkalinitet reducerer også vandets ætsende virkning på jernrør. Der kan under visse omstændigheder tilsættes syre (kulsyre, saltsyre eller svovlsyre) til alkalisk vand for at sænke pH-værdien. Alkalisk vand (over pH 7,0) betyder ikke nødvendigvis, at bly eller kobber fra VVS-systemet ikke opløses i vandet. Vandets evne til at udfælde calciumcarbonat for at beskytte metaloverflader og reducere sandsynligheden for, at giftige metaller opløses i vandet, er en funktion af pH, mineralindhold, temperatur, alkalinitet og calciumkoncentration.

Koagulering og flokkulering

Et af de første trin i de fleste konventionelle vandrensningsprocesser er tilsætning af kemikalier til at hjælpe med at fjerne partikler, der er suspenderet i vandet. Partikler kan være uorganiske som f.eks. ler og slam eller organiske som f.eks. alger, bakterier, vira, protozoer og naturligt organisk materiale. Uorganiske og organiske partikler bidrager til vandets turbiditet og farve.

Tilsætningen af uorganiske koaguleringsmidler såsom aluminiumsulfat (eller alun) eller jern(III)-salte såsom jern(III)chlorid forårsager flere samtidige kemiske og fysiske interaktioner på og mellem partiklerne. Inden for få sekunder neutraliseres de negative ladninger på partiklerne af de uorganiske koaguleringsmidler. Inden for få sekunder begynder der også at dannes metalhydroxidudfældninger af jern- og aluminiumioner. Disse udfældninger kombineres til større partikler under naturlige processer som f.eks. Brownsk bevægelse og gennem induceret blanding, der undertiden betegnes som flokkulering. Amorfe metalhydroxider er kendt som “floc”. Store, amorfe aluminium- og jern(III)-hydroxider adsorberer og indlejrer partikler i suspension og letter fjernelsen af partikler ved efterfølgende processer som sedimentation og filtrering.:8,2-8,3

Aluminiumshydroxider dannes inden for et ret snævert pH-område, typisk: 5,5 til ca. 7,7. Jern(III)hydroxider kan dannes inden for et større pH-område, herunder pH-niveauer, der er lavere end dem, der er effektive for alun, typisk: : I litteraturen er der megen debat og forvirring omkring brugen af begreberne koagulation og flokkulation: Hvor slutter koagulering og hvor begynder flokkulering? I vandrensningsanlæg er der normalt en højenergiproces med hurtige blandingsenheder (opholdstid på få sekunder), hvor koagulerende kemikalier tilsættes, efterfulgt af flokkulationsbassiner (opholdstid på mellem 15 og 45 minutter), hvor lavt energitilskud drejer store skovle eller andre bløde blandingsanordninger for at fremme dannelsen af flock. Koagulerings- og flokkuleringsprocesserne er faktisk i gang, når først metalsaltkoaguleringsmidlerne er tilsat.:74-5

Organiske polymerer blev udviklet i 1960’erne som hjælpemidler til koaguleringsmidler og i nogle tilfælde som erstatning for de uorganiske metalsaltkoaguleringsmidler. Syntetiske organiske polymerer er forbindelser med høj molekylvægt, der bærer negative, positive eller neutrale ladninger. Når organiske polymerer tilsættes til vand med partikler, adsorberes de højmolekylære forbindelser på partikeloverfladerne, og gennem brobygning mellem partiklerne samler de sig med andre partikler og danner flock. PolyDADMAC er en populær kationisk (positivt ladet) organisk polymer, der anvendes i vandrensningsanlæg.:667-8

Sedimentering

Vand, der forlader flokkuleringsbassinet, kan komme ind i sedimentationsbassinet, også kaldet et klaringsbassin eller et bundfældningsbassin. Det er en stor tank med lav vandhastighed, så flock kan bundfælde sig på bunden. Sedimentationsbassinet placeres bedst tæt på flokkulationsbassinet, så overgangen mellem de to processer ikke tillader afvikling eller opbrydning af flock. Sedimentationsbassiner kan være rektangulære, hvor vandet strømmer fra ende til ende, eller cirkulære, hvor strømningen sker fra midten og udad. Udløbet fra sedimentationsbassinet sker typisk over en dæmning, så kun et tyndt øverste vandlag – det, der er længst væk fra slammet – løber ud.

I 1904 viste Allen Hazen, at effektiviteten af en sedimentationsproces var en funktion af partikelaflejringshastigheden, strømmen gennem bassinet og bassinets overfladeareal. Sedimenteringstanke er typisk konstrueret inden for et område med en overløbshastighed på 0,5 til 1,0 gallon pr. minut pr. kvadratfod (eller 1,25 til 2,5 liter pr. kvadratmeter pr. time). Generelt er effektiviteten af bundfældningsbassiner ikke en funktion af opholdstiden eller bassinets dybde. Bækkenets dybde skal dog være tilstrækkelig stor til, at vandstrømmene ikke forstyrrer slammet, og at samspillet mellem de bundfældede partikler fremmes. Efterhånden som partikelkoncentrationerne i det bundfældede vand stiger nær slamoverfladen i bunden af bassinet, kan bundfældningshastigheden stige som følge af kollisioner og agglomerering af partikler. Typiske opholdstider for sedimentering varierer fra 1,5 til 4 timer, og bassinets dybde varierer fra 3 til 4,5 meter (10 til 15 fod). 9.39-9.40:790-1:140-2, 171

Inklinerede flade plader eller rør kan tilføjes til traditionelle sedimentationsbassiner for at forbedre partikelfjernelsespræstationen. Skråtstillede plader og rør øger drastisk det overfladeareal, der er til rådighed for partikler, der skal fjernes, i overensstemmelse med Hazens oprindelige teori. Den mængde jordoverflade, som et sedimentationsbassin med skrå plader eller rør optager, kan være langt mindre end et konventionelt sedimentationsbassin.

Lagring og fjernelse af slam

Da partikler sætter sig på bunden af et sedimentationsbassin, dannes der et lag slam på bunden af tanken, som skal fjernes og behandles. Den mængde slam, der dannes, er betydelig, ofte 3 til 5 % af det samlede volumen af det vand, der skal behandles. Omkostningerne til behandling og bortskaffelse af slammet kan påvirke driftsomkostningerne for et vandbehandlingsanlæg. Sedimentationsbassinet kan være udstyret med mekaniske rengøringsanordninger, der løbende renser bunden, eller bassinet kan med jævne mellemrum tages ud af drift og rengøres manuelt.

Flokkefiletklargøringsanlæg

En underkategori af sedimentation er fjernelse af partikler ved at blive fanget i et lag af suspenderet flock, når vandet presses opad. Den største fordel ved floc-tæppeklargørere er, at de fylder mindre end konventionel sedimentering. Ulemperne er, at effektiviteten af partikelfjernelsen kan være meget varierende afhængigt af ændringer i tilstrømningsvandets kvalitet og tilstrømningsvandets strømningshastighed.:835-6

Flotation med opløst luft

Når de partikler, der skal fjernes, ikke let bundfældes ud af opløsningen, anvendes ofte flotation med opløst luft (DAF). Efter koagulerings- og flokkuleringsprocesser strømmer vandet til DAF-tanke, hvor luftdiffusorer i bunden af tanken skaber fine bobler, der sætter sig fast på floc, hvilket resulterer i en flydende masse af koncentreret floc. Den flydende floc-tæppe fjernes fra overfladen, og det klarede vand trækkes ud fra DAF-tankens bund.Vandforsyninger, der er særligt sårbare over for encellealgeopblomstringer, og forsyninger med lav turbiditet og høj farve anvender ofte DAF.:9.46

Filtrering

Når det meste flock er separeret, filtreres vandet som det sidste trin for at fjerne de resterende suspenderede partikler og urolige flock.

Snapsandfiltre

Udsnit af et typisk hurtigt sandfilter

Den mest almindelige filtertype er et hurtigt sandfilter. Vandet bevæger sig lodret gennem sand, som ofte har et lag af aktivt kul eller antracitkul over sandet. Det øverste lag fjerner organiske forbindelser, som bidrager til smag og lugt. Rummet mellem sandpartiklerne er større end de mindste suspenderede partikler, så simpel filtrering er ikke nok. De fleste partikler passerer gennem overfladelagene, men bliver fanget i porerummene eller klæber til sandpartiklerne. Effektiv filtrering strækker sig ind i filterets dybde. Denne egenskab ved filteret er afgørende for dets funktion: hvis det øverste sandlag skulle blokere alle partikler, ville filteret hurtigt blive tilstoppet.

For at rense filteret ledes vandet hurtigt opad gennem filteret i modsat retning af den normale retning (kaldet backflushing eller tilbagespoling) for at fjerne indlejrede eller uønskede partikler. Forud for dette trin kan der blæses trykluft op gennem bunden af filteret for at bryde de komprimerede filtermedier op for at lette tilbageskylningsprocessen; dette kaldes luftskuring. Dette forurenede vand kan bortskaffes sammen med slammet fra bundfældningsbassinet, eller det kan genanvendes ved at blive blandet med råvandet, der kommer ind i anlægget, selv om dette ofte betragtes som dårlig praksis, da det genindfører en forhøjet koncentration af bakterier i råvandet.

I nogle vandbehandlingsanlæg anvendes trykfiltre. Disse fungerer efter samme princip som hurtige gravitationsfiltre, med den forskel, at filtermediet er omsluttet af en stålbeholder, og at vandet tvinges gennem den under tryk.

Fordele:

• Filtrerer meget mindre partikler ud, end papir- og sandfiltre kan.
• Filtrerer stort set alle partikler ud, der er større end deres angivne porestørrelser.
• De er ret tynde, så væsker flyder ret hurtigt igennem dem.
• De er rimeligt stærke og kan derfor modstå trykforskelle på tværs af dem på typisk 2-5 atmosfærer.
• De kan rengøres (returskylning) og genbruges.

Slow sandfiltre

Langsom “kunstig” filtrering (en variant af bankfiltrering) i jorden på vandrensningsanlægget Káraný, Tjekkiet

Et profil af lag af grus, sand og fint sand, der anvendes i et slow sandfilteranlæg.

Slow sandfiltre kan anvendes, hvor der er tilstrækkelig jord og plads, da vandet strømmer meget langsomt gennem filtrene. Disse filtre er baseret på biologiske behandlingsprocesser i stedet for fysisk filtrering. De er omhyggeligt konstrueret ved hjælp af graduerede lag af sand, med det groveste sand sammen med noget grus i bunden og det fineste sand i toppen. Afløbsrør i bunden leder det behandlede vand væk med henblik på desinfektion. Filtreringen afhænger af udviklingen af et tyndt biologisk lag, kaldet zoogleal-laget eller Schmutzdecke, på filterets overflade. Et effektivt langsomt sandfilter kan forblive i drift i mange uger eller endog måneder, hvis forbehandlingen er veludformet, og det producerer vand med et meget lavt tilgængeligt næringsstofniveau, hvilket sjældent opnås ved fysiske behandlingsmetoder. Et meget lavt næringsstofniveau gør det muligt at sende vandet sikkert gennem distributionssystemer med meget lave niveauer af desinfektionsmidler, hvilket mindsker forbrugernes irritation over forargelige niveauer af klor og klorbiprodukter. Langsomme sandfiltre vaskes ikke tilbage; de vedligeholdes ved, at det øverste sandlag skrabes af, når strømmen efterhånden hindres af biologisk vækst.

En særlig “storskala”-form af langsomme sandfiltre er processen med bankfiltrering, hvor naturlige sedimenter i en flodbred anvendes til at levere en første fase af filtrering af forurenende stoffer. Selv om det typisk ikke er rent nok til at blive brugt direkte til drikkevand, er det vand, der opnås fra de tilhørende indvindingsbrønde, langt mindre problematisk end flodvand, der tages direkte fra floden.

Membranfiltrering

Membranfiltre anvendes i vid udstrækning til filtrering af både drikkevand og spildevand. Til drikkevand kan membranfiltre fjerne stort set alle partikler, der er større end 0,2 μm – herunder giardia og cryptosporidium. Membranfiltre er en effektiv form for tertiær rensning, når man ønsker at genbruge vandet til industrien, til begrænsede husholdningsformål eller før vandet ledes ud i en flod, som bruges af byer længere nede ad floden. De anvendes i vid udstrækning i industrien, især til fremstilling af drikkevarer (herunder flaskevand). Ingen filtrering kan imidlertid fjerne stoffer, der faktisk er opløst i vandet, såsom fosfater, nitrater og tungmetalioner.

Fjernelse af ioner og andre opløste stoffer

Ultrafiltreringsmembraner anvender polymermembraner med kemisk dannede mikroskopiske porer, der kan bruges til at filtrere opløste stoffer uden brug af koaguleringsmidler. Typen af membranmedie bestemmer, hvor meget tryk der er nødvendigt for at drive vandet igennem, og hvilke størrelser af mikroorganismer der kan filtreres fra.

Ionbytning: Ionbyttersystemer anvender ionbytterharpiks- eller zeolitpakkede søjler til at erstatte uønskede ioner. Det mest almindelige tilfælde er blødgøring af vand, som består i at fjerne Ca2+- og Mg2+-ioner og erstatte dem med godartede (sæbevenlige) Na+- eller K+-ioner. Ionbytterharpikser anvendes også til at fjerne giftige ioner som nitrit, bly, kviksølv, arsenik og mange andre.

Fældningsafsvækkelse::13.12-13.58 Vand med højt indhold af hårdhed (calcium- og magnesiumioner) behandles med kalk (calciumoxid) og/eller soda (natriumcarbonat) for at udfælde calciumcarbonat fra opløsningen ved hjælp af den fælles ionvirkning.

Elektrodeionisering: Vand ledes mellem en positiv elektrode og en negativ elektrode. Ionbyttemembraner tillader kun positive ioner at vandre fra det behandlede vand mod den negative elektrode og kun negative ioner mod den positive elektrode. Der produceres kontinuerligt afioniseret vand af høj renhed i lighed med ionbytterbehandling. Det er muligt at fjerne ioner fuldstændigt fra vandet, hvis de rette betingelser er opfyldt. Vandet forbehandles normalt med en omvendt osmoseenhed for at fjerne ikke-ioniske organiske forurenende stoffer og med gasoverføringsmembraner for at fjerne kuldioxid. En vandgenvinding på 99 % er mulig, hvis koncentratstrømmen føres til RO-indløbet.

Desinfektion

Pumper, der anvendes til at tilsætte de nødvendige mængder kemikalier til det klare vand på et vandrensningsanlæg før distribution. Fra venstre mod højre: natriumhypoklorit til desinfektion, zinkorthofosfat som korrosionsinhibitor, natriumhydroxid til pH-justering og fluorid til forebyggelse af karies.

Desinfektion opnås både ved at filtrere skadelige mikroorganismer fra og ved at tilsætte desinficerende kemikalier. Vandet desinficeres for at dræbe eventuelle patogener, der passerer gennem filtrene, og for at give en restdosis af desinfektionsmiddel til at dræbe eller inaktivere potentielt skadelige mikroorganismer i lager- og distributionssystemer. Mulige patogener omfatter vira, bakterier, herunder salmonella, kolera, campylobacter og shigella, og protozoer, herunder Giardia lamblia og andre kryptosporidier. Efter indførelsen af et kemisk desinfektionsmiddel holdes vandet normalt i en midlertidig opbevaring – ofte kaldet en kontakttank eller en klar brønd – for at lade desinfektionsvirkningen fuldføre.

Khlordesinfektion

Den mest almindelige desinfektionsmetode involverer en eller anden form for klor eller dets forbindelser såsom kloramin eller klordioxid. Klor er et stærkt oxidationsmiddel, der hurtigt dræber mange skadelige mikroorganismer. Da klor er en giftig gas, er der en fare for udslip forbundet med brugen af klor. Dette problem undgås ved at anvende natriumhypoklorit, som er en forholdsvis billig opløsning, der anvendes i husholdningsblegemidler, og som frigiver frit klor, når det opløses i vand. Kloropløsninger kan fremstilles på stedet ved elektrolyse af almindelige saltopløsninger. En fast form, calciumhypochlorit, frigiver klor ved kontakt med vand. Håndtering af det faste stof kræver imidlertid mere rutinemæssig menneskelig kontakt ved at åbne poser og hælde det op end brugen af gasflasker eller blegemiddel, som er lettere at automatisere. Fremstilling af flydende natriumhypoklorit er billig og også mere sikker end brugen af gas eller fast klor. Klorindhold på op til 4 milligram pr. liter (4 dele pr. million) anses for at være sikkert i drikkevand.

Alle former for klor anvendes i vid udstrækning på trods af deres respektive ulemper. En ulempe er, at klor fra enhver kilde reagerer med naturlige organiske forbindelser i vandet og danner potentielt skadelige kemiske biprodukter. Disse biprodukter, trihalomethaner (THM’er) og haloeddikesyrer (HAA’er), er begge kræftfremkaldende i store mængder og er reguleret af USA’s miljøbeskyttelsesagentur (EPA) og drikkevandsinspektoratet i Det Forenede Kongerige. Dannelsen af THM’er og haloeddikesyrer kan minimeres ved effektiv fjernelse af så mange organiske stoffer som muligt fra vandet før tilsætning af klor. Selv om klor er effektivt til at dræbe bakterier, har det begrænset effektivitet over for patogene protozoer, der danner cyster i vandet, såsom Giardia lamblia og Cryptosporidium.

Desinfektion med klordioxid

Klordioxid er et hurtigere virkende desinfektionsmiddel end elementært klor. Det anvendes relativt sjældent, fordi det under visse omstændigheder kan skabe for store mængder klorit, som er et biprodukt, der er reguleret til lave tilladte niveauer i USA. Klordioxid kan leveres som en vandig opløsning og tilsættes til vand for at undgå problemer med håndtering af gas; ophobninger af klordioxidgas kan spontant detonere.

Khloraminering

Anvendelsen af kloramin bliver mere og mere almindelig som desinfektionsmiddel. Selv om kloramin ikke er et lige så stærkt oxidationsmiddel, giver det en længerevarende restkoncentration end frit klor på grund af dets lavere redoxpotentiale sammenlignet med frit klor. Det danner heller ikke let THM’er eller haloeddikesyrer (desinfektionsbiprodukter).

Det er muligt at omdanne klor til kloramin ved at tilsætte ammoniak til vandet efter tilsætning af klor. Klor og ammoniak reagerer og danner kloramin. Vandforsyningssystemer, der desinficeres med kloraminer, kan opleve nitrifikation, da ammoniak er et næringsstof for bakterievækst, og der dannes nitrat som biprodukt.

Ozon-desinfektion

Ozon er et ustabilt molekyle, der let afgiver et oxygenatom, hvilket giver et kraftigt oxidationsmiddel, der er giftigt for de fleste vandbårne organismer. Det er et meget stærkt desinfektionsmiddel med et bredt spektrum, som anvendes i stor udstrækning i Europa og i nogle få kommuner i USA og Canada. Ozondesinfektion, eller ozonering, er en effektiv metode til inaktivering af skadelige protozoer, der danner cyster. Den virker også godt mod næsten alle andre patogener. Ozon fremstilles ved at lade ilt passere gennem ultraviolet lys eller en “kold” elektrisk udladning. Hvis ozon skal bruges som desinfektionsmiddel, skal det fremstilles på stedet og tilsættes vandet ved boblekontakt. Nogle af fordelene ved ozon er bl.a., at der dannes færre farlige biprodukter, og at der ikke opstår smags- og lugtproblemer (i forhold til klorering). Der efterlades ingen ozonrester i vandet. I mangel af et restdesinfektionsmiddel i vandet kan der tilsættes klor eller kloramin i hele distributionssystemet for at fjerne eventuelle patogener i distributionsrørene.

Ozon har været anvendt i drikkevandsanlæg siden 1906, hvor det første industrielle ozoniseringsanlæg blev bygget i Nice i Frankrig. Den amerikanske Food and Drug Administration har accepteret ozon som værende sikkert, og det anvendes som antimikrobiologisk middel til behandling, opbevaring og forarbejdning af fødevarer. Selv om der dannes færre biprodukter ved ozonering, er det imidlertid blevet opdaget, at ozon reagerer med bromidioner i vand og danner koncentrationer af det formodede kræftfremkaldende bromat. Bromid kan findes i ferskvand i tilstrækkelige koncentrationer til, at der (efter ozonering) kan dannes mere end 10 dele pr. milliard (ppb) bromat – det maksimale forureningsniveau, der er fastsat af USEPA. Ozon desinfektion er også energikrævende.

Ultraviolet desinfektion

Ultraviolet lys (UV) er meget effektivt til inaktivering af cyster, i vand med lav turbiditet. UV-lysets desinfektionseffektivitet falder, når turbiditeten stiger, hvilket skyldes absorption, spredning og skyggevirkning forårsaget af de suspenderede faste stoffer. Den største ulempe ved brugen af UV-stråling er, at den ligesom ozonbehandling ikke efterlader noget restdesinfektionsmiddel i vandet; derfor er det undertiden nødvendigt at tilsætte et restdesinfektionsmiddel efter den primære desinfektionsproces. Dette sker ofte ved tilsætning af chloraminer, som er omtalt ovenfor som et primært desinfektionsmiddel. Når de anvendes på denne måde, giver kloraminerne et effektivt restdesinfektionsmiddel med meget få af de negative virkninger af klorering.

Over 2 millioner mennesker i 28 udviklingslande bruger sol desinfektion til daglig drikkevandsbehandling.

Ioniserende stråling

I lighed med UV er ioniserende stråling (røntgenstråler, gammastråler og elektronstråler) blevet anvendt til at sterilisere vand.

Bromering og jodering

Brom og jod kan også anvendes som desinfektionsmidler. Klor i vand er dog over tre gange mere effektivt som desinfektionsmiddel mod Escherichia coli end en tilsvarende koncentration af brom og over seks gange mere effektivt end en tilsvarende koncentration af jod. Jod er almindeligt anvendt til bærbar vandrensning, og brom er almindeligt anvendt som desinfektionsmiddel til svømmebassiner.

Bærbar vandrensning

Bærbare vandrensningsanordninger og -metoder er tilgængelige til desinfektion og behandling i nødsituationer eller på fjerntliggende steder. Desinfektion er det primære mål, da æstetiske hensyn som smag, lugt, udseende og spor af kemisk forurening ikke påvirker drikkevandets sikkerhed på kort sigt.

Tilbud til behandling

1. Vandfluoridering: I mange områder tilsættes fluorid til vandet med det formål at forebygge huller i tænderne. Fluorid tilsættes normalt efter desinfektionsprocessen. I USA sker fluoridering normalt ved tilsætning af hexafluorkiselsyre, som nedbrydes i vand og giver fluoridioner.
2. Vandkonditionering: Dette er en metode til at reducere virkningerne af hårdt vand. I vandsystemer, der er udsat for opvarmning, kan der aflejres hårdhedssalte, da nedbrydningen af bicarbonat-ioner skaber karbonat-ioner, der udfældes ud af opløsningen. Vand med høje koncentrationer af hårdhedssalte kan behandles med soda (natriumkarbonat), som udfælder de overskydende salte ved hjælp af den fælles ion-effekt, hvorved der dannes calciumkarbonat af meget høj renhedsgrad. Det udfældede calciumcarbonat sælges traditionelt til tandpastaproducenterne. Adskillige andre metoder til vandbehandling i industrien og i boliger hævdes (uden at det er almindeligt videnskabeligt anerkendt) at omfatte brugen af magnetiske og/eller elektriske felter, der reducerer virkningerne af hårdt vand.
3. Reduktion af plumbosolvens: I områder med naturligt surt vand med lav ledningsevne (dvs. overfladeregn i bjergområder i højlandet med magmatiske bjergarter) kan vandet være i stand til at opløse bly fra eventuelle blyrør, som det transporteres i. Tilsætning af små mængder fosfat-ioner og en let forhøjelse af pH-værdien bidrager begge til en kraftig reduktion af bly-solvensen ved at skabe uopløselige blysalte på rørenes indre overflader.
4. Radiumfjernelse: Nogle grundvandskilder indeholder radium, et radioaktivt kemisk element. Typiske kilder er bl.a. mange grundvandskilder nord for Illinois-floden i Illinois i USA. Radium kan fjernes ved ionbytning eller ved vandbehandling. Den tilbagevirkende spuling eller det slam, der produceres, er dog et lavradioaktivt affald.
5. Fluoridfjernelse: Selv om der i mange områder tilsættes fluorid til vandet, er der i nogle områder af verden for høje niveauer af naturligt fluorid i kildevandet. Overdrevne niveauer kan være giftige eller forårsage uønskede kosmetiske virkninger som f.eks. farvning af tænderne. Fluoridindholdet kan reduceres ved behandling med aktiveret aluminiumoxid og benkulfiltermedier.