Biostabilitet i drikkevannsledninger

Transkript

1 Biostabilitet i drikkevannsledninger Aquateam - Norsk vannteknologisk senter A/S Rapport nr: Prosjekt nr:o Prosjektleder: Dr.ing. Lars J. Hem Medarbeidere: Ing. Arne Lundar Dato: Side 1 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

2 aquateam RAPPORT Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: Oslo Tilgjengelighet: Åpen Telefon: Telefaks: Rapportens tittel Biostabilitet i drikkevannsledninger Dato Antall sider og bilag 40 sider Forfatter(e) sign. Ansv.sign. Lars J. Hem Ragnar Storhaug Prosjektnummer O Oppdragsgiver Norges Forskningsråd Oppdr.givers ref. Asle Aasen Ekstrakt Det er gjennomført parallelle målinger av BFR (biofilmdannelse), AOC og BDOC ved tre vannverk, på råvann fra Bærum Vann og fra Asker og Bærum Vannverk og på rentvann (nettvann) i Oslo. Biofilmdannelsen fulgte et typisk mikrobiologisk vekstforløp med en lag-fase, en eksponentiell vekstfase, og en stasjonær fase der veksten tilsvarer utdøingen. Etter dette var det vekselvis perioder med avskalling av biofilm og perioder med ny biofilmvekst. Det var proporsjonalitet mellom BFR og BDOC ved de ulike vannverkene, mens det ikke var noen klar sammenheng mellom AOC og BFR. Resultatene tilsier at BDOC er et bedre mål på begroingspotensialet enn det AOC er. Resultatene fra ABV og nettvann fra Oslo ble sammenholdt med parallelle kimtallsmålinger på nettet, uten at det har vært mulig å påvise noen klar sammenheng. Målinger av ATP (adenosintrifosfat) viste at ATP-innholdet varierte betydelig i løpet av året. De høyeste verdiene ble målt i perioder med totalomblanding i råvannskildene. Målingen i Oslo viste at ATP-innholdet sank utover på ledningsnettet. Med en forenklet metode var det mulig å måle AOC på 3-4 timer (AOC light). Det var god overensstemmelse mellom AOC "light" og AOC etter Standard methods. Måling av biofilmdannelsen på ulike rørmaterialer viste at kobber har en betydelig inhiberende effekt på den mikrobiologiske veksten. Resultatene tilsier at det skjer en utlekking av biologisk nedbrytbart organisk materiale fra PVC- og PEX-rør i et par måneder etter oppstart. Det ble påvist en klar sammenheng mellom kimtall og ATP i både vannprøver og biofilm. Stikkord - norsk Biofilm Begroingspotensiale Drikkevann Ledningsnett Husinnstallasjoner Stikkord - engelsk Biofilm Regrowth potential Water supply Distribution system In-house installations Dato: Side 2 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

3 Forord I gjennomføringen av dette forskningsprosjektet har vi nytt godt av velvilje fra flere aktører innen norsk vannforsyning. Først og fremst har de ulike vannverkene, Asker og Bærum Vannverk, Oslo kommune Vann- og Avløpsetaten (VAV) og Bærum Vann stilt plass til rådighet for det utstyret vi skulle utplassere. Næringsmiddeltilsynet i Asker og Bærum, Asker og Bærum Vannverk, Oslo kommune VAV og Bærum Vann har gitt oss tilgang på vannkvalitetsdata. Vi vil med dette rette en stor takk til alle som har bidratt til at dette prosjektet er blitt gjennomført. Dato: Side 3 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

4 Innholdsfortegnelse Forord...3 Innholdsfortegnelse...4 Innholdsfortegnelse...4 Sammendrag og konklusjoner...5 Forkortelser og benevninger benyttet i rapporten Bakgrunn Metoder for måling av begroingspotensialet Biologisk vekst i drikkevannsledninger Biofilmdannelse pga. utlekking av stoffer fra ledningsmaterialet Metodikk Sammenligning av ulike metoder for måling av begroingspotensiale og biofilmdannelse Biofilmdannelse på ulike rørmaterialer Resultater og diskusjon Måling av ATP i vann Erfaringer med utprøving av AOC "light" Måling av biofilmdannelse Sammenligning av ulike metoder for måling av BOM, begroingspotensiale og biofilmdannelse Biofilmdannelse på ulike rørmaterialer Anbefaling for videre arbeider Referanser...20 Dato: Side 4 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

5 Sammendrag og konklusjoner Det eksisterer ulike metoder for å måle biostabilitet i drikkevannsledninger. En kan måle både biofilmdannelsen, biologisk nedbrytbart organisk materiale (AOC eller BDOC) eller måling av mikrobiologisk vannkvalitet på tappesteder. Det er gjennomført parallelle målinger av AOC (assimilerbart organisk karbon), BDOC (biologisk nedbrytbart organisk karbon) og BFR (hastigheten på biofilmdannelsen) ved tre vannverk. AOC og BDOC er laboratorieanalyser, mens BFR måles ved å måle mengden biofilm som etableres på kuponger av glassrør i strømmende vann over en periode på ca. 150 dager. Målingene ble gjennomført på råvann fra Bærum Vann og fra Asker og Bærum Vannverk (ABV) og på rentvann (nettvann) i Oslo. Råvannskildene er henholdsvis Aurevann, Holsfjorden og Maridalsvannet, og de varierer betydelig med hensyn på andre parametre som beskriver det organiske materialet (farge, TOC). Behandlingen av vannet fra Maridalsvannet omfatter mikrosiling og klorering, hvorav den sistnevnte antas å øke begroingspotensialet pga. oksidasjon av humusmolekyler. Biofilmdannelsen fulgte et typisk mikrobiologisk vekstforløp med en lag-fase, en eksponentiell vekstfase, og en stasjonær fase der veksten tilsvarer utdøingen. Etter dette var det vekselvis perioder med avskalling av biofilm og perioder med ny biofilmvekst. Det var proporsjonalitet mellom BFR og BDOC ved de ulike vannverkene, mens det ikke var noen klar sammenheng mellom AOC og BFR. Resultatene tilsier at BDOC er et bedre mål på begroingspotensialet enn det AOC er. BDOC-analysen er imidlertid relativt grov pga. begrensninger i DOC-målinger, samtidig som de absolutte resultatene fra BDOC-analysene er vanskelige å reprodusere. Resultatene fra ABV og nettvann fra Oslo ble sammenholdt med parallelle kimtallsmålinger på nettet, uten at det var mulig å påvise noen klar sammenheng selv om en tok hensyn til at råvannet fra ABV ble klorert før det gikk ut på nettet. Den manglende sammenhengen skyldtes delvis den store variasjonen i kimtallet over tid og mellom ulike prøvepunkter i samme distribusjonsnett. Det ble i løpet av prosjektet gjennomført et betydelig antall målinger av ATP (adenosintrifosfat) i råvann og nettvann. Resultatene viste at ATP-innholdet varierte betydelig i løpet av året. De høyeste ATP-verdiene i nettvann i Oslo ble målt i april-mai og oktobernovember, og samsvarte med perioder med høy turbiditet pga. totalomblanding i Maridalsvannet. I Aurevann ble det målt en kraftig økning i ATP i ca. én måned etter at isen gikk, noe som også trolig skyldtes en totalomblanding. I Oslo viste målingene at ATPinnholdet sank med oppholdstiden i ledningsnettet, noe som var overraskende fordi en skulle forvente at biofilmdannelse i ledningsnettet snarere ville øke mengden mikroorganismer i vannet. I tillegg påvises ofte høye bakterietall langt ute på nettet. Det må imidlertid understrekes at det ikke er grunn til å tro at noen av ATP-målingene ble gjennomført i perioder med mye avriving av biofilm og påfølgende høyt innhold av mikroorganismer. Det ble gjennomført en utprøving av en forenklet metode for AOC basert på luminiscensmåling (AOC "light"). Med denne metoden var det mulig å måle AOC på 3-4 timer. Samtidige analyser av AOC "light" og AOC etter Standard Methods (1995) viser at det er god overensstemmelse mellom resultatene som er oppnådd med disse to metodene. AOC "light" har imidlertid høyere deteksjonsgrense enn AOC etter Standard Methods (1995), og med AOC "light" må en fortynne prøvene dersom fargetallet er høyt. Det ble gjennomført måling av biofilmdannelsen på ulike rørmaterialer. Rørmaterialene som ble utprøvd var PVC (polyvinylklorid), PEX (kryssbundet polyetylen), rustfritt stål og kobber under strømningsforhold som simulerte tapping i husinnstallasjoner. Glass ble brukt som inert referansemateriale. Innløpsvannet var kranvann i Oslo med Maridalsvannet som Dato: Side 5 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

6 råvannskilde. Resultatene viste at kobber har en betydelig inhiberende effekt på den mikrobiologiske veksten sammenlignet med vekst på alle de andre materialene. På plastmaterialene, PVC og PEX, var det en betydelig større biofilmdannelse enn på glass i den første delen av forsøkene, men forskjellen i levende biomasse på disse materialene avtok etter et par måneder. Dette tilsier en utlekking av biologisk nedbrytbart organisk materiale fra PVC- og PEX-rør i et par måneder etter oppstart. Det ble målt høy vekst på rør av rustfritt stål, og spesielt høy i starten av forsøkene, noe som trolig skyldtes rester av smøremidler på metalloverflaten. Det ble påvist en klar sammenheng mellom kimtall og ATP i både vannprøver og biofilm, og forholdet mellom ATP og kimtall var ng ATP/CFU for alle materialer unntatt kobber og rustfritt stål. Det er anbefalt at videre FoU innenfor temaet biostabilitet i drikkevann fokuserer på: Betydningen av biofilmdannelsen for etablering og overlevelse av patogene mikroorganismer i biofilmen i ledningsnettet og i husinnstallasjoner Hvilke prosesser som er dominerende og hvilke faktorer styrer avrivning ("detachment") av biofilmer i drikkevannsledninger Innsamling av data om mikrobiologisk vannkvalitet og måling av biofilmdannelse over tid (flere år) ved flere vannverk for å få et statistisk grunnlag for å vurdere sammenhengene mellom biofilmdannelse og vannkvalitet i tappepunkt Dato: Side 6 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

7 Forkortelser og benevninger benyttet i rapporten AOC Assimilable organic carbon Assimilerbart organisk karbon ATP Adenosine tri phosphate Adenosintrifosfat BDOC Biodegradable organic carbon Biologisk nedbrytbart organisk karbon BFP Biofilm formation potential Begroingspotensialet BFR Biofilm formation rate Biofilmdannelseshastighet BOD Biochemical oxygen demand Biokjemisk oksygenforbruk BOM Biodegradable organic matter Bionedbrytbart organisk materiale BSCOD Biodegradable soluble COD Biologisk nedbrytbar løst COD COD Chemical oxygen demand Kjemisk oksygenforbruk DOC Dissolved organic carbon Løst organisk karbon MIC Microbial induced corrosion Mikrobiologisk indusert korrosjon NOM Natural organic matter Naturlig organisk materiale PE Polyethylene Polyetylen PEX Cross bound polyethylene Kryssbundet polyetylen PVC Poly vinyl chloride Polyvinylklorid TOC Total organic carbon Totalt organisk karbon ng nanogram 10-9 g pg pikogram g Dato: Side 7 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

8 1. Bakgrunn 1.1. Metoder for måling av begroingspotensialet Utvikling av målemetoder for å måle begroingspotensialet (biofilm formation potential - BFP) eller biologisk nedbrytbart organisk materiale (biodegradable organic matter - BOM), har pågått i ca. 20 år. Fokus har vært på mikrobiologiske målemetoder, og disse kan deles inn i AOC (assimilerbart organisk karbon) og BDOC (biologisk nedbrytbart organisk karbon). Fysisk/kjemiske målemetoder som ATP (adenosintrifosfat) og DOC (løst organisk karbon) med lav molekylvekt har imidlertid også et potensiale, ikke minst med hensyn på driftsovervåkning av renseprosesser for å fjerne BOM. De mikrobiologiske metodene som anvendes for å måle BOM kan deles inn i bioassays og analyse av biofilmer. Til bioassays metodene hører AOC og BDOC analysene. Begge analysene forutsetter at det skjer en nedbrytning av organisk materiale ved hjelp av mikroorganismer, ikke ulik biokjemisk oksygenforbruk (BOD) analyse. Valg av mikroorganismer som tilsettes som inokulum, og selve analyseparametrene, er imidlertid forskjellige. Dette er nødvendig for å få målbare resultater i en vannkvalitet som har ekstremt lav BOD-verdi. BDOC-analysen måler hvor stor del av løst organisk karbon (DOC) som fjernes i løpet av 28 dager (Servais et al., 1987). Vannprøven tilsettes inokulum (podemateriale) fra ledningsnettet, eller fra en naturlig overflatevannkilde. DOC måles ved start og etter 28 dager, og forskjellen angis som mg BDOC/l. Analysen har en analogi til biologisk nedbrytbart løst COD (BSCOD) som benyttes som mål på nedbrytbart organisk materiale i avløpsrensing. BDOC-verdien i norsk overflatevann er til en viss grad proporsjonal med TOC-innholdet. Et typisk innhold av BDOC er 0,1 mg BDOC/mg TOC (Hem and Charnock, 1999). AOC-analysen måler vekst av bakterier i form av antall celler (van der Kooij et al, 1982, LeChevallier et al., 1993b, Kaplan et al., 1993). Disse måles enten direkte ved telling, eller ved måling av ATP(adenosintrifosfat) -konsentrasjoner. I AOC-analysen benyttes spesifikke indikatororganismer, og Pseudomonas fluorescens P17 er vanligst, ofte supplert med Spirillium NOX. P17 er valgt fordi denne kan vokse på svært mange substrat, og ved lave konsentrasjoner av BOM. P17 kan imidlertid ikke vokse på en del organiske molekyler som dannes ved oksidasjon, som f.eks. oxalsyre, men NOX kan vokse på et slikt substrat. Vekst av bakterier måles etter f.eks. 3, 7 og 9 dager, og sammenlignes med veksten i en acetatstandard. AOC angis derfor ofte som µg Ac-C/l. Her er det valgt betegnelsen µg AOC/l, og en typisk verdi for norsk overflatevann er 50 µg AOC/mg TOC (Hem and Charnock, 1999, Hem and Efraimsen, 2001). AOC-innholdet er ikke proporsjonal med TOC-innholdet, men til en viss grad proporsjonal med innholdet av DOC med molekylvekt < 1000 (Hem et al., 1997). Lokale bakteriestammer er benyttet som inokulum av bl.a. WRc (Jago, 1992). Miettinen et al. (1999) sammenlignet vekst med Pseudomonas fluorescens P17 og Pseudomonas fluorescens MMV90. Med P17 fikk de en svak økning av AOC-verdien som følge av en vannbehandling bestående av koagulering, ph-justering og klorering av overflatevann, og en noe sterkere økning ved sandfiltrering av grunnvann. Med MMV90, som er en lokal bakterie fra et vannverk med grunnvannsforsyning, målte de en klar nedgang i begroingspotensialet ved begge vannbehandlingsmetodene. Dette viser at valg av indikatororganisme har stor betydning for resultatet. Det eksisterer flere forskjellige metoder for å måle mikrobiologisk vekst som følge av utlekking av biologisk nedbrytbart organisk karbon fra ledningsmaterialer. Det vanligste er å Dato: Side 8 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

9 gjennomføre batch tester, der materialet eksponeres for et vann uten begroingspotensiale, og at effekten av utlekkingen måles etter definerte tider. I Storbritannia benytter de endringer i oksygenkonsentrasjonen i vannet som parameter (Colbourne and Brown, 1979). I Nederland måler de ATP i biofilm og/eller i vannfasen (van der Kooij et al., 1999). I Tyskland tar en utgangspunkt i måling av produksjon av biomasse (DVGW, 1990). I Norge er det benyttet en modifisert AOC-analyse (assimilable organic carbon) der vekst av Pseudomonas fluorescens (P17) ble målt over 200 dager (Charnock, 2000). In-situ-målinger av biofilmdannelse må gjøres ved kvantitative målinger av selve biofilmen, selv om det er en svært vanlig feil å måle f.eks. kimtall i vannet og anse dette som et mål for biofilmdannelsen (Flemming et al., 1998). Det er mulig å gjennomføre tester på biofilmdannelse i modeller av ledningsnett, eller i deler av ledningsnett. I USA er det bl.a. benyttet tester med telling av bakteriekolonier på overflaten av ulike materialer, for å studere effekten av klorering på biologisk vekst på ulike rørmaterialer (LeChevallier et al., 1990). I Tyskland målte Schoenen (1989) produksjonen av biomasse på ulike typer maling og plastmaterialer i vannreservoarer. Dette vil være destruktive metoder, der biofilmen fjernes fysisk fra materialene før analysen. KIWA har utviklet en Biofilm Monitor der vannet strømmer gjennom et glassrør med kuponger av glass inni, og der kupongene tas ut med jevne mellomrom for måling av ATP (van der Kooij and Veenendaal, 1993b). Det finnes også ikke-destruktive målemetoder, som måling av biofilmtykkelse in-situ ved hjelp av en fiberoptisk sensor (Flemming et al., 1998) Biologisk vekst i drikkevannsledninger Interessen for biologisk vekst i drikkevannsledninger er i hovedsak knyttet til dannelsen av biofilm på rørveggen. Biofilmen bidrar til å øke mulighetene for overlevelse av patogene mikroorganismer. Erfaringer fra USA viser at biofilmen i ledningene øker mulighetene for at sporer og cyster kan overleve selv ved relativt høye klordoser (LeChevallier et al., 1987). Det er vist at både forekomsten av, og potensialet for, oppvekst av koliforme bakterier, øker når begroingspotensialet målt som AOC øker (Rice et al., 1991, LeChevallier et al., 1996). Det er også vist at Escherichia coli. og Klebsiella oxytoca kan overleve og vokse i biofilmen i vannledninger (Keevil, 1994). Ved temperaturer på over 20 C vil koliforme bakterier, dersom de først har kommet inn i rørene, kunne vokse i en slik biofilm (Lund, 2000). Escherichia coli kan etablere seg i biofilmer som etableres i drikkevann (Mackerness et al., 1993). I tillegg til de over nevnte problemene, kan biofilmdannelse ledningsnettet medføre uønsket lukt og smak, et uestetisk/slamholdig vann, og økt klorbehov dersom en ønsker en klorrest på nettet (Norton, 1999, Franzmann et al., 2001). Et høyt begroingspotensiale kan også føre til en økning i kimtallet ute på ledningsnettet. Det er målt begroingspotensiale i en rekke rå- og rentvann i Norge (Hem and Charnock, 1999). Målingene viser at begroingspotensialet er høyere enn verdiene som er angitt av van der Kooij et al. (1999) som grense for når en vil få dannelse av biofilm. I Norge hadde en tidligere problemer med høyt kimtall og mye slamdannelse i ledningsnettet i Bærum, noe som skyldtes den daværende vannbehandlingen. Målinger av AOC i rentvann ut fra behandlingsanlegget og ute på ledningsnettet, viste at begroingspotensialet i rentvannet var høyt og at potensialet var lavere i endeledninger, noe som igjen viste at det var en betydelig vekst i ledningsnettet (Hem et al., 1997). Prévost et al. (1998) målte biofilmveksten på ledningsnettet ved to vannverk i Quebec, og fant at veksten var høyere med et høyt innhold av BDOC i vannet ut fra vannbehandlingsanlegget enn med et lavt innhold av BDOC. Blant de ulike mikroorganismer i en biofilm er det vanligvis også noen som kan oksidere eller redusere jern og svovel. Egenskapene som disse mikroorganismene har, gjør at de kan forårsake lokale korrosjonsangrep, såkalt "mikrobiologisk indusert korrosjon" (MIC) (AWWA, 1996). Den kvantitative betydningen av MIC er ikke kjent. Dato: Side 9 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

10 Begroingen vil avhenge av en rekke ulike faktorer (Norton, 1999): Temperatur Vannbehandling Rest av desinfeksjonsmiddel (klor, kloramin) Begroingspotensialet målt som AOC eller BDOC Ledningsnettets utforming og drift, herunder materialer, vannhastigheter og oppholdstider Korrosjon I nordlige deler av Europa og Amerika kan vannet ha et relativt høyt innhold av naturlig organisk materiale (NOM) målt som TOC, men lite tigjengelig fosfor for biologisk vekst. Fosfor kan i slike tilfeller være den begrensende faktoren for biofilmdannelse i drikkevannsledninger (Miettinen et al., 1997, Sathasivan et al., 1997). På den annen side fant ikke Chandy and Angles (2001) noen forskjeller i verken biofilmdannelse eller protein- og karbohydratkonsentrasjoner i biofilm i kloraminert vann med henholdsvis < 2 µg PO 4 -P/l og 3 µg PO 4 -P/l. I Nederland er det observert at det er lite eller ingen biofilmdannelse når vannet inneholder < µg AOC/l, og vannet betegnes da som biologisk stabilt (van der Kooij et al, 1982, van der Kooij, 1992). Vekst av heterotrofe bakterier kan bli hemmet når vannet inneholder < 50 µg AOC/l (van der Kooij, 1987, 1992, van der Kooij and Hijnen, 1985). Boe-Hansen et al. (2002) har på den annen side påvist vekst ved < 5 µg AOC/l. Det er rapportert at E.coli. behøver minst 50 µg AOC/l for å vokse (LeChevallier et al., 1991). Tilsvarende vurderinger er gjort med hensyn på vannets innhold av BDOC (Servais et al., 1995, Niquette et al., 2001), og det er gjennom målinger av BDOC på rentvann ut fra behandlingsanlegg og ute i distribusjonsnettet beregnet at det er lite eller ingen biofilmdannelse når vannet inneholder < 0,15-0,25 mg BDOC/l. Rørmaterialet vil ha betydning for dannelsen av biofilm. Et moment som har betydning for dannelse av biofilm er mikroorganismenes muligheter til heft på rørmaterialet, og i hvilken grad biofilmen vil bli revet løs pga. skjærkrefter forårsaket av vannhastigheten (Characklis, 1988). I et støpejernsrør med store rustknoller kan en forvente å finne tykkere biofilm enn i plastrør dersom en kun tar hensyn til heft og løsrivelse, og det er da også målt mer biofilm på korrodert støpejern og stål enn på PVC, PE og nye sementbaserte materialer (Niquette et al., 2000). En viktig årsak kan være at bakteriene inne i rustknoller vil ha en god beskyttelse mot klor i vannet (LeChevallier et al., 1993a), men også uten desinfeksjonsmidler i vannet er det målt høyere vekst på stål enn på polykarbonat (Camper et al., 1996). I et kobberrør vil det faktum at kobber kan være toksisk for mikroorganismene gi redusert biofilmdannelse på dette materialet (LeChevallier and McFeters, 1985). Percival et al. (1998) fant noe høyere biofilmdannelse målt som kimtall på rustfritt stål 304 enn på rustfritt stål 316 (også kalt molybdenstål eller syrefast stål), men det ble ikke målt noen tilsvarende forskjell med hensyn på biomasse. Ollos et al. (1998) målte høyere biofilmdannelse (kimtall) på bløtt stål enn på rustfritt stål 304. Ollos (1998) fant at uten desinfeksjonsrest i ledningsnettet vil biofilmdannelsen være begrenset av diffusjon av BOM inn til biofilmen. At diffusjon av det begrensende substratet eller oksidasjonsmiddelet er begrensende for biofilmdannelse er i overensstemmelse med erfaringer fra biologisk rensing av avløpsvann (Hem, 1991) Biofilmdannelse pga. utlekking av stoffer fra ledningsmaterialet Biofilmdannelse i ledningsnett har gjerne vært knyttet til et begroingspotensiale i drikkevannet som leveres fra vannbehandlingsanlegget. Bruk av rørmaterialer av plast, eller innvendig beskyttelse av jernrør med belegg som består av organisk materiale, kan imidlertid Dato: Side 10 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

11 også utgjøre en mulig kilde til biologisk nedbrytbart organisk materiale (van der Kooij, 1982, 1999). Det er derfor viktig å ha kontroll over biologisk nedbrytbart organisk materiale både i vannet og tilførselen fra materialene vannet er i kontakt med. I hvilken grad autotrofe organismer, dvs. organismer som får karbon fra karbondioksid i stedet for fra nedbrytbart organisk materiale, vil være tilstede i en biofilm i drikkevannsledninger, finnes det ikke informasjon om. Dersom det er ammonium til stede, er det imidlertid sannsynlig at en vil kunne finne nitrifiserende bakterier, som er autotrofe. Erfaringer fra rensing av avløpsvann viser at biofilm kan etableres på en rekke ulike plastmaterialer, og både PVC, polyetylen og polypropylen er benyttet som bæremateriale for biofilm i biologiske renseanlegg (Hem, 1991). I hvilken grad disse erfaringene kan overføres til drikkevannsledninger med hensyn på heftegenskaper, er i mindre grad klarlagt. Det har vært observert økt vekst av ikke-patogene mikroorganismer fra organiske herdere, og der epoksybelagte rør har ligget i tilknytning til jernrør uten belegg er det målt en økning i mengden jernbakterier (AWWA, 1987). Schoenen (1989) studerte mikrobiologisk vekst på ulike materialer i vannreservoarer, og på stålplater med ulike belegg som ble senket ned i reservoarene, og fant en økt bakterievekst på organiske belegg i forhold til på belegg av sementmørtel. Van der Kooij and Veenendaal (1993b) målte bl.a. en økning med en faktor 1000 i vekst av Legionella på gummi sammenlignet med veksten på et inert materiale. Bakterieveksten i bassenger med epoksybelegg ble redusert over tid, men ble registrert i 10 år etter at belegget ble påført. Van der Kooij et al. (1999) viste at biofilm på epoksybelegg ikke skiller seg vesentlig fra andre organiske belegg og rørmaterialer, noe som langt på vei bekreftes av Eggen og Steinsmo (1995). Det er utført undersøkelser som viser at det er betydelig høyere biofilmdannelse på syntetiske rørmaterialer enn på glass (van der Kooij et al., 1999). Dette var batch tester med filtrat fra langsomsandfiltre som testvann. Veksten på rustfritt stål var høyere enn på glass, men lavere enn på de syntetiske materialene. Det var en betydelig variasjon mellom de ulike materialene, noe som fremgår av figur 1. Dato: Side 11 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

12 BFP (pg ATP/cm 2 ) Myk PVC Gummi GRP PEL PEH PEX Epoksy PVC Teflon Rustfritt stål Glass Figur 1. Biofilmdannelse på ulike materialer (etter van der Kooij et al., 1999). Myk PVC var positiv referanse og glass var negativ referanse. (pg=10-12 g). Myk PVC, gummi, glassfiberarmert polyester og polyetylen hadde størst biofilmvekst. At utlekking fra gummi kan være en kilde for uakseptabel høy biologisk vekst er målt av Anon (1981). Forskjellen mellom veksten på rustfritt stål og (hard) PVC hos van der Kooij et al. (1999) var ikke så stor, noe som er i overensstemmelse med resultater fra måling av biofilmdannelse på rør av jern og PVC (LeChevallier, 1999). LeChevallier (1999) observerte at den mikrobiologiske sammensetningen av biofilmen på rør av jern og PVC var svært forskjellige, uten at dette ga grunn til å konkludere med at det ene rørmaterialet var mer gunstig enn det andre. Schwartz et al. (1998) målte mer biofilmdannelse på stål enn på kobber, og mer vekst på PVC og HDPE enn på stål. I Norge har Charnock (2000) målt AOC i organisk materiale som lekker fra PVC, som vist i figur 2. Dato: Side 12 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

13 Kimtall (pr. ml) Dager Figur 2. Vekst av Pseudomonas fluorescens (P17) som følge av lekkasje av organisk materiale fra PVC godkjent for kontakt med drikkevann (etter Charnock, 2000) PVC lakk organisk materiale som kan nyttiggjøres av bakterier for vekst, men lekkasjen avtok raskt. Det er gjennomført målinger som har vist at når vannets begroingspotensiale i utgangspunktet var for lavt til å gi biofilmdannelse, dannet det seg likevel en film på noen ikke-metalliske rørmaterialer. Dette ble forklart med utlekking av lett nedbrytbart organisk materiale til vannet (van der Kooij et al., 1999). Dette betyr imidlertid ikke nødvendigvis at utlekking fra rørmaterialene er den viktigste årsaken til dannelse av biofilm i norske vannverk, fordi en har et begroingspotensiale i vannet som er så høyt at en vil få biofilmdannelse også på rørmaterialer som ikke lekker organisk materiale. Målinger i Oslos ledningsnett påviste lekkasje av organiske stoffer fra PE-rør til vann og biofilm, mens det ikke ble påvist noen lekkasje fra PVC-rør (Hem, 2003). Dato: Side 13 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

14 2. Metodikk 2.1. Sammenligning av ulike metoder for måling av begroingspotensiale og biofilmdannelse Som et grunnlag for sammenligning av ulike metoder for måling av BOM, biofilmdannelse og begroingspotensiale ble det målt AOC etter Standard Methods (1995), AOC "light", BDOC, måling av biofilmdannelse på glassringer, ATP og kimtall. AOC med Pseudomonas fluorescens P17 og Spirillium NOX Måling av AOC var i henhold til Standard Methods (1995). AOC "light" AOC "light" er en forenklet metode for måling av assimilerbart organisk karbon utviklet av CheckLight (Ulitzur, 2002). Metoden benytter Vibrio fischeri, en marin bakterie som avgir lys med bølgelengde 490 nm under nedbrytning av organisk materiale, som indikatororganisme. Dette er den samme bakterien som benyttes til toksisitetstester med Microtox. Bakterien kjøpes og lagres frysetørret, og oppløses i saltholdig vann umiddelbart før testen. Prøvene ble sterilisert ved 70 ºC i 30 min for å stanse nedbrytning av organisk karbon. Prøvene ble så tilsatt en saltholdig buffer slik at saliniteten og ph i prøven tilsvarer sjøvann og tilsatt 0,5 mg natriumthiosulfat/l for å fjerne klorrest. Etter 60 min ble prøvene tilsatt Vibrio fischeri. Prøvene sto dernest i inkubator ved 26 ± 2 ºC i 150 min. Lysintensiteten ble målt etter 90, 120 og 150 min i Lumac Biocounter. Den avleste lysintensiteten på prøven, eventuelt på fortynnet prøve, ble sammenlignet med lysintensiteten i en standard av glukose og gjærekstrakt som var behandlet på samme måte som prøven. BDOC BDOC er et mål på hvor mye av DOC som kan omsettes av mikroorganismene. Bestemmelsen av BDOC er basert på metoden beskrevet av Servais et al. (1987). Etter filtrering og fjerning av klorrest med natriumthiosulfat ble vannprøvene inokulert med bakterier fra Skjærsjøelven der denne renner ut i Maridalsvannet. Inokulumet ble først filtrert gjennom et Whatman Gf/F-filter (0,7 µm), og ble tilsatt til hver prøve til en sluttkonsentrasjon på 1 volum %. Etter inkubering ble prøvene igjen filtrert gjennom dobbelt Whatman Gf/F filter, og DOC i prøvene ble målt. BDOC ble beregnet som forskjellen i DOC fra dag 0 til dag 28. For å unngå at en skulle få forskjeller i resultatene pga. variasjoner i inokulumet, ble alle prøvene for analyse av BDOC tatt samtidig. ATP i vannet ATP ble brukt som mål på mengde levende biomasse. Målemetoden for ATP er basert på at energien i ATP omdannes til lys med bølgelengde 562 nm ved hjelp av bioluminescens. Først tilsettes reagenset NRM (nuleotide releasing reagent for microbial ATP) som ekstraherer ATP ut av cellene. Dernest tilsettes enzymet luciferin-luciferase som reagerer med ATP og omdanner dette med lys som et av produktene etter reaksjonen; Luciferin + ATP + O 2 (Luciferase) Oxyluciferin + AMP + pyrofosfat +CO 2 +lys Analyse av ATP ble gjennomført i en Lumac Biocounter. ATP ble målt innen 6 timer etter prøvetakingen. Dato: Side 14 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

15 Måling av biofilmdannelse Utstyret som ble benyttet for mikrobiologisk vekst i biofilm i konstant strømmende vann var en Lumac Biofilm Monitor (figur 3). Utstyret og metodikken som benyttes er utviklet ved KIWA i Nederland (se bl.a. van der Kooij and Veenendaal, 1993b). Vannet ble tatt fra hovedledninger, og fremført til forsøksriggen i avbrente rør av rustfritt stål 316. Figur 3. Lumac Biofilm Monitor Utstyret består av to glasskolonner som fylles med ringer/rørbiter av glass. Glassringene bla avbrent før bruk. Hver glassring har et overflateareal på 17,4 cm 2. Vannet strømmer gjennom glasskolonnene med 275 l/h og en vannhastighet på 0,2 m/s. Med tiden vokser biofilmen på ringene inntil man har fått en stasjonær fase der den mikrobiologiske veksten blir lik mengden levende biomasse som løsner. Det ble tatt ut tre glassringer hver 14. dag for analyse av ATP. Ringene ble lagt i glass med 10 ml destillert vann. Biomassen på ringene Dato: Side 15 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

16 ble fjernet i ultralydbad i 4,75 min, og mengde levende biomasse i vannfasen ble målt som ATP. På tre ringer ble det kontrollert i hvilken grad én behandling á 4,75 min i ultralydbad var tilstrekkelig til å fjerne all biofilm. Kontrollen ble gjennomført ved å ta ut ringene, legge dem i destillert vann på nytt, og repetere behandlingen i ultralydbadet. Etter én runde i ultralydbad ble det målt 25 ± 13 pg ATP/cm 2. Etter ytterligere én runde i ultralydbad ble det målt < 0,6 pg ATP/cm 2. Det ble da konkludert med at 4,75 min i ultralydbad var tilstrekkelig til å fjerne all biofilm fra ringene. Kimtall Kimtall ble målt i henhold til ISO Prøvetakingspunkter Forsøksriggen ble utplassert på; ABVs (Asker og Bærum Vannverk) vannbehandlingsanlegg på Kattås. Riggen ble tilført råvann fra 90 m dyp i Holsfjorden. En kum i krysset Vogt gate - Holsts gate i Oslo. Vannforsyningen her er fra Maridalsvannet, og vannbehandlingen består kun i svakklorering. Bærum Vanns vannbehandlingsanlegg på Aurevann. Riggen ble tilført råvann fra Aurevann. Vannkvaliteten på vannet ved de ulike stedene forsøksriggen var utplassert er gitt i tabell 1. Tabell 1. Vannkvaliteten (middelverdi) på stedene der forsøksriggen var utplassert Sted ABV råvann 3 Vogt gate - Holsts gate i Oslo 1 Aurevann råvann 4 Temperatur (ºC) ph 7,0 2 6,5 6,5 Farge (mg Pt/l) Turbiditet (NTU) 0,21 0,49 0,38 TOC (mg C/l) 3,0 3,5 6,1 Totalt nitrogen (mg N/l) 0,46 0,35 0,31 Totalt fosfor (µg P/l) Fritt klor (µg Cl 2 /l) - <10 - Totalt klor (µg Cl 2 /l) ) Prøvene er analysert av VAV på vannprøver tatt i VAVs lab i Herslebs gt., med unntak av farge, totalt nitrogen, totalt fosfor og TOC som er analysert på rentvannsprøver fra Oset 2) Målt på Toverud. ph er 0,1-0,2 enheter høyere ved Kattås 3) Data fra ABV 4) Data fra Bærum Vann Temperaturen i råvannet til Bærum Vann varierte fra < 3 ºC til 18 ºC, i rentvann fra Oset fra 3 ºC til 8 ºC mens temperaturen i råvannet til ABV var 3,5 ºC til 6,5 ºC Biofilmdannelse på ulike rørmaterialer Rørmaterialene som ble utprøvd var PVC (polyvinylklorid), PEX (kryssbundet polyetylen), rustfritt stål og kobber. De tre sistnevnte materialene er godkjent for bruk i norske husinnstallasjoner, mens PVC er et materiale som benyttes i mange andre sammenhenger innenfor norsk vannforsyning. Glass ble brukt som inert referansemateriale. Dato: Side 16 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

17 Prosedyren for eksponering av materialet mot vann, med påfølgende biofilmdannelse, var en modifisert utgave av van der Kooij & Veenendaal (1993b) prosedyre for bestemmelse av biofilmdannelseshastighet. Kommersielle rør med diameter mm ble kuttet i biter/kuponger med lengde 10 mm. Kupongene ble plassert i vertikale pleksiglassrør med innvendig diameter 20 mm. Både innsiden og utsiden av rørene/kupongene var dermed eksponert mot vannet. Forsøksriggen er vist i figur 4. Vannstrømmen var oppstrøms. Vannutskiftingen skulle simulere utskiftingen i husinnstallasjoner, og vannet ble derfor skiftet ut 2 ganger daglig ved hjelp av tidsstyrte magnetventiler. Under utskiftingen var vannhastigheten ca. 0,4 m/s. Vanntemperaturen var i praksis lik romtemperaturen, dvs. ca 20 ºC. Figur 4. Forsøksrigg for måling av dannelse av biofilm på rørmaterialer Hver annen uke ble tre kuponger av hvert materiale tatt ut. Biofilm ble fjernet i ultralydbad, og analysert med hensyn på ATP. Innløpsvannet til forsøksriggen var kranvann i Oslo med Maridalsvannet som råvannskilde, som ble tilført via en lagertank. Vannets oppholdstid i lagertanken var 0-3 dager før det ble tilført forsøksriggen, og tanken ble rengjort 2 ganger pr. uke for å fjerne eventuell biofilm på veggene. Begroingspotensialet ble målt til µg AOC/l. Dette noe mer enn gjennomsnittet for norske vannverk (Hem & Charnock, 1999), og tilstrekkelig til å få biofilmdannelse på inerte rørmaterialer (van der Kooij, 1992). At det er grunnlag for biofilmdannelse i Oslos ledningsnett er illustrert i figur 5. Dato: Side 17 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

18 Figur 3. Foto av PE-rør på Malmøya (Hem, 2003) Inne i PE-røret var det en betydelig mørk brun film. 36 % av tørrstoffet var flyktig, og det ble målt 4200 ng ATP/mg TS, noe som var betydelig høyere enn i vannmassene. En kan ikke utelukke lekkasje av organiske komponenter som bidrar til vannets begroingspotensiale fra lagertank eller tilløpsslanger, eller noe nedbrytning av organisk materiale i lagertanker og rør, men en slik endring i innholdet av lett nedbrytbart organisk materiale var i så fall felles for alle kolonnene. Vannkvaliteten i måleperioden er vist i tabell 2. Tabell 2. Vannkvalitet i måleperioden Parameter ph 6,8 ± 0,1 Farge (mg Pt/l) Ca Turbiditet (NTU) 1,7 ± 1,1 TOC (mg C/l) 4,6 1 Kimtall (1/ml) Målt ved vannbehandlingsanlegget på Oset 2. Én prøve ved avslutning av forsøkene Dato: Side 18 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

19 3. Resultater og diskusjon 3.1. Måling av ATP i vann Effekten av lagring av prøvene på ATP-verdien Reduksjonen av ATP etter 2 timer i fortynnede standardløsninger ble kontrollert, og denne var mindre enn 3 %. Stabiliteten til ATP under lagring ble studert ved å måle ATP i samme prøve etter 0, 2, 5, 8 og 26 timer. Vannprøvene som ble tatt fra kranvann ble lagret ved henholdsvis 4 og 20 ºC. Det ble tatt tre parallelle målinger i vannprøven ved hver ATP-måling. Resultatene er vist i figur Lagret ved 4 C Lagret ved 20 C 50 ng ATP/l Timer Figur 6. ATP-innholdet i en vannprøve under lagring. For hver måling er det angitt gjennomsnitt og standardavvik for tre parallelle målinger. Det var betydelig standardavvik ved målingene etter 0 og 2 timer, og dette kan ha sin årsak i partikulært materiale i én av tre paralleller. Resultatene viser at ved lagring ved 20 ºC ble innholdet av ATP redusert med ca. 25 % etter 8 timer og nær 90 % etter 26 timer. Ved lagring ved 4 ºC var reduksjonen ca. 40 % etter 26 timer mens det ikke ble målt noen reduksjon etter 8 timer. Reduksjonen skyldtes trolig i vesentlig grad endogen respirasjon, og denne er forventet å øke betydelig når temperaturen øker. Resultater av ATP-måling på ulike vanntyper Det ble målt ATP i ulike typer vann. Dette ble dels gjennomført som en del av innkjøringen av ATP-målingen. Resultatene er gitt i tabell 3. Dato: Side 19 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

20 Tabell 3. Resultater fra måling av ATP i råvann og kranvann Målepunkt Antall prøver ATP innhold i ng/l Nettvann Oset (Kran Haslevn.) 33 26±11 Nettvann Oset (Vogts gt/holsts gt) 7 36±14 Nettvann Oset (3 kummer i Venåsvn.) 23 12±6 Råvann Asker og Bærum Vannverk (Holsfjordvann) 2 21±10 Råvann Bærum Vann (Aurevann) 12 57±44 Østernvann (overflatevann) 1 93 Nettvann Haugesund vv. 2 49±8 Verdier på ng ATP/l ble målt i de ulike vannprøvene. I kranvann i Oslo ble det målt ng ATP/l. Til sammenligning målte Ormerod (1984) 6-19 ng ATP/l i områder i Oslo som forsynes fra Oset, men med en prosedyre som inkluderte filtrering, ekstrahering og frysing/lagring før analyse av ATP. Forskjellene i prosedyre for prøvehåndtering, samt endringene i vannkvalitet i Maridalsvannet fra 1984 til 2002, forklarer avviket mellom Ormerods (1984) resultater og resultatene oppnådd i dette prosjektet. Figur 7 viser hvordan det målte ATP-innholdet i kranvann i Hasleveien varierte i forsøksperioden. 70 1,4 60 1, ng ATP/l ,8 0,6 Turbiditet (NTU) ATP Turbiditet 20 0,4 10 0, Dato Figur 7. ATP-innholdet i tappekran i Hasleveien 10 og turbiditet i Herslebs gate i Oslo (begge forsynes med rentvann fra Oset vannrenseanlegg). (Turbiditeten ble målt av Oslo VAV) ATP-innholdet varierte betydelig i løpet av 2,5 år. De høyeste verdiene ble målt i april-mai og oktober-november, og dette samsvarer med turbiditetstoppene som måles av Vann- og Dato: Side 20 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

21 avløpsetaten i Oslo kommune. De målte turbiditetstoppene skyldes at overflatevann kommer ned til vanninntaket i perioder med totalomblanding i Maridalsvannet (Kristiansen, 2003). Dette tilsier at når overflatevann med relativt høy algeproduksjon kommer inn i inntaket stiger også ATP-innholdet utover nettet, noe som er logisk så lenge vannverket ikke har noen vannbehandling som fjerner algene fra vannet. Hvorvidt det økte ATP-innholdet skyldtes at alger passerte desinfeksjonstrinnet uten å bli inaktivert eller økningen skyldtes at mikroorganismer på nettet vokste med levende eller døde alger som substrat, er det ikke grunnlag i datamaterialet for å vurdere. Figur 8 viser innholdet av ATP i råvannet fra Aurevann ng ATP/l Dato Figur 8. ATP-innholdet i råvann fra Bærum Vann (Aurevann) vår og sommer 2003 Det var en betydelig økning i innholdet av ATP fra månedsskiftet april-mai til begynnelsen av juni. Dette var i perioden fra isen gikk, og etter snøsmeltingen. Den hydrauliske oppholdstiden i Aurevann er ca. 40 døgn (Sogn, 2003). Økningen i ATP kan forklares med tilførsel av mikroorganismer fra nedbørfeltet i snøsmeltingen, og at disse ble transportert ned til inntaket i en totalomblanding i innsjøen etter at isen gikk. Økningen i ATP kan imidlertid også skyldes algevekst i Aurevann, men dette forutsetter at det var vesentlig større algevekst og/eller transport av overflatevann til inntaket i mai og tidlig i juni enn etter midten av juni. Figur 9 viser ATP-innholdet over tid i ulike punkter i den delen av Oslos ledningsnett som mottar rentvann fra Oset vannrenseanlegg med Maridalsvannet som råvannskilde. Vannets oppholdstid i ledningsnettet er høyest for vannet i de tre punktene i Venåsveien, og da spesielt høy i kum 513, og lavest i Vogts gt/holsts gt. Dato: Side 21 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

22 70 60 ng ATP/l Vogsts gt/holsts gt Hasleveien Venåsvn. PST Venåsvn. kum 767 Venåsvn. kum Dato Figur 9. ATP-innholdet på ulike steder i ledningsnettet i Oslo som forsynes med rentvann fra Oset vannrenseanlegg Resultatene viser at ATP-innholdet synker med oppholdstiden i ledningsnettet. Dette er i overensstemmelse med målinger utført i noen utpregede endeledninger med PVC og PEHrør (Hem, 2003). Dette var et noe overraskende resultat fordi en skulle forvente at biofilmdannelse i ledningsnettet snarere ville øke mengden mikroorganismer i vannet og fordi måling av høye bakterietall ofte påvises langt ute på nettet (Niquette et al.,2001). Det må imidlertid understrekes at det ikke er grunn til å tro at noen av ATP-målingene ble gjennomført i perioder med mye avriving av biofilm og påfølgende høyt innhold av mikroorganismer i noen av prøvepunktene. Dato: Side 22 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

23 3.2. Erfaringer med utprøving av AOC "light" Tabell 4 viser resultatene fra måling av AOC "light" og AOC etter Standard Methods (1995). Tabell 4. AOC-målinger gjennomført i prosjektet Dato Prøvested Vannverk Vanntype AOC prøvetaking "light" Venåsvn. PST Oset Nettvann < Venåsvn. 513 Oset Nettvann ende < Venåsvn. 767 Oset Nettvann < Vogts gt Oset Nettvann 25 AOC Standard Methods (1995) µg C/l µg C/l ABV ABV Råvann Aurevann Bærum Vann Råvann Vogts gt Oset Nettvann Sylling rå Sylling 2 Råvann < Sylling rent Sylling 2 Rentvann < Aurevann Bærum Vann Råvann < Aurevann Bærum Vann Råvann < Aurevann Bærum Vann Råvann Aurevann Bærum Vann Direktefiltrert Aurevann Bærum Vann Rentvann Aurevann Bærum Vann Råvann <25 1) AOC etter Standard Methods ble gjennomført i februar ) Holsfjorden er råvannskilde Målingene på nettvann i Oslo viser at innholdet av AOC i vannet synker jo lenger vannets oppholdstid i ledningsnettet er. Dette synes logisk, og viser at noe AOC omsettes i ledningene. Resultatene er i overensstemmelse med resultatene til Hem et al. (1997) fra ozonert vann i Bærum (Aurevann som råvann) og Hem (2003) fra Oslo (Maridalsvannet som råvann). Det er på den annen side påvist en økning i AOC fra Oset vannrenseanlegg til et rørstrekk relativt langt ute på nettet, trolig pga. utlekking av AOC fra biofilm og slam i rørene (Efraimsen og Mohn, 2001). Innholdet av AOC viste betydelige variasjoner over tid både i råvann og rentvann, noe som viser at både lagdeling i vannkilden, islegging og/eller avrenning til råvannet og driften av vannbehandlingsanleggene (f.eks. klordosen) kan påvirke AOC i vannet. Samtidige analyser av AOC "light" og AOC etter Standard Methods (1995) viser at det er god overensstemmelse mellom resultatene som er oppnådd med disse to metodene. Det må imidlertid understrekes at det er et begrenset antall prøver av overflatevann (råvann) og klorert vann der det er gjennomført AOC-målinger med begge metodene. Figur 10 viser AOC "light" i råvann, direktefiltrert vann og rentvann fra Bærum Vann. Dato: Side 23 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

24 AOC "light" (µg C/l) Råvann Direktefiltrert Rentvann Figur 10. AOC "light" i råvann, direktefiltrert vann og rentvann hos Bærum Vann Vannbehandlingen besto i koagulering og direktefiltrering, alkalisering/karbonatisering med kalk og karbondioksid, og klorering Koagulering og direktefiltrering fjerner noe av det organiske materialet som bidrar til AOC. Kloreringen medfører at organisk materiale oksideres, og dette medfører at AOC stiger, slik at AOC "light" i rentvannet er noe høyere enn i råvannet. Disse resultatene er i overensstemmelse med resultater fra måling av AOC etter Standard Methods (1995) i en rekke råvann og rentvann i Norge (Hem and Charnock, 1999). Erfaringene med bruk av AOC "light" var stort sett positive, men det ble også erfart at metoden har visse begrensninger: Deteksjonsgrensen på 25 µg C/l kan være for høy ved en del norske vannverk. Et høyt fargetall i vannet reduserer lysgjennomgangen, og vil dermed gi en for lav avlesning av AOC. Dette kan kompenseres ved fortynning, men da vil oftest deteksjonsgrensen utgjøre en begrensning. Målemetoden baserer seg på en sammenligning med en karbonstandard og en nullverdi. Både den sistnevnte og fortynningsvann burde i utgangspunktet være et tilnærmet AOC-fritt vann, men dette viste det seg at var umulig å skaffe i Norge. Ultrarent vann, både fra Folkehelseinstituttet og AnalyCen, inneholdt µg AOC/l, og i vannet fra AnalyCen ble det påvist at AOC-innholdet varierte stort sett fra 10 til 15 µg C/l, men med topper over 30 µg/l. Dette medførte at målingen av AOC ble mindre nøyaktig enn en ville fått med et AOC-fritt vann. Totalt sett tilsier resultatene at AOC "light" vil være en egnet målemetode der en har et visst AOC-innhold og en begrenset farge på vannet, som f.eks. etter et anlegg med ozonering og biofiltrering. Det er da også nettopp i et slikt anlegg at en vil ha nytte av en rask og rimelig AOC-måling for driftsovervåkning. Dato: Side 24 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

25 3.3. Måling av biofilmdannelse Biofilmdannelsen på råvann til Asker og Bærum Vannverk, rentvann i Oslo og råvann til Bærum Vann er vist i figurene som funksjon av antall dager kupongene/glassringene hadde stått eksponert for vannet. Biofilmdannelsen er angitt både som begroingspotensialet, angitt som pg ATP/cm 2, og som biofilmdannelseshastigheten, angitt som pg ATP/cm 2 d. I den første delen av målingene var det sammenlignbare vekstforløp ved de tre vannverkene/ i de tre vanntypene. Vekstforløpet var da i henhold til et typisk mikrobiologisk vekstforløp, med en lag-fase, en eksponentiell vekstfase som så går over i en stasjonær fase der veksten tilsvarer utdøing. Etter dette var det vekselvis perioder der avskalling av biofilm er langt større enn veksten og perioder med lite avskalling der biofilmen igjen bygges opp. Erfaringer fra biofilmprosesser i avløpsrensing viser at avskalling ("detachment") ikke nødvendigvis er en jevn og kontinuerlig prosess (Rittman, 1989). Fasen med eksponentiell vekst gikk over i en stasjonær fase etter 2-3,5 måneder. Disse resultatene fra vekst på glødete og rengjorte glasskuponger stemmer godt med resultatene fra Efraimsen og Mohn (2001), som fant at to måneder etter spyling i et gammelt støpejernsrør i Oslo var biofilmen reetablert. Dato: Side 25 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

26 BFP (pg ATP/cm 2 ) Dager a) BFR (pg ATP/cm 2 *d) Dager b) Figur 11. BFP og BFR i råvann til ABV (Holsfjorden) oktober 02 - april 03, målt som akkumulert mengde ATP (a) og som vekst pr. dag siden forrige avlesning (b). Standardavviket mellom tre paralleller er angitt som vertikale streker. Dato: Side 26 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

27 BFP (pg ATP/cm 2 ) Dager a) BFR (pg ATP/cm 2 *d) Dager b) Figur 12. BFP og BFR i rentvann (nettvann) i Oslo (Oset Vannrenseanlegg) september 02 - februar 03. Standardavviket mellom tre paralleller er angitt som vertikale streker. Dato: Side 27 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

28 BFP (pg ATP/cm 2 ) Dager a) BFR (pg ATP/cm 2 *d) Dager b) Figur 13. BFP og BFR i råvann til Bærum Vann (Aurevann) mars-august 03. Standardavviket mellom tre paralleller er angitt som vertikale streker. Dato: Side 28 : 40 Rapport nr: Versjon: 1

29 Veksten ved de tre vannverkene er sammenlignet i figur ATP (pg/cm 2 ) Dager ABV, råvann Oslo VAV, rentvann Bærum vann, råvann Figur 14. Sammenligning av BFP i råvann til ABV (Holsfjorden), rentvann Oslo (Oset vannrenseanlegg) og råvann til Bærum Vann (Aurevann) Det er flere påfallende forskjeller i utviklingen av BFP mellom de tre vanntypene: Lag-fasen, dvs. fasen med lite eller ingen vekst, varierte fra dager. Én årsak til at det var en lengre lag-fase i målingene på Bærum Vann kan være at temperaturen var lavere ved starten av målingene på dette vannverket enn ved de andre vannverkene. Det var ulike maksimale veksthastigheter, noe som er et uttrykk for en reell forskjell i biofilmveksten. Ved Bærum Vann steg temperaturen fra <3 ºC til 18 ºC i løpet av perioden med målinger, og den maksimale biofilmveksten ble målt ved 14 ºC i vannet mot ved 3-5 ºC ved de andre vannverkene. Mikroorganismene vil vokse raskere ved høy temperatur (opp til ca ºC for mesofile mikroorganismer) enn ved lav temperatur. Dersom mikrobiologisk vekst kun var begrenset av biomassen vil veksten ved 14 ºC være i størrelsesorden det dobbelte av veksten ved 3-5 ºC, men det må understrekes at temperaturavhengigheten varierer mellom ulike typer mikroorganismer (Henze et al., 1992). Dersom veksten er begrenset av mengde substrat (biologisk nedbrytbart organisk materiale), slik tilfellet normalt vil være i drikkevann, kamufleres temperatureffekten i en biofilm ved at substratet trenger dypere inn i filmen slik at en større del av filmen er aktiv i nedbrytning av substrat og vekst. Det kan vises matematisk at dersom veksten ved 14 ºC er 2 ganger veksten ved 4 ºC når mengden biomasse er begrensende for veksten, vil veksten ved 14 ºC være 1,0-1,4 ganger veksten ved 4 ºC dersom mengden substrat er begrensende (Hem, 1991, Henze et al., 1992). I det etterfølgende antas det at en korreksjonsfaktor for temperatur på 1,2 kan benyttes, og forskjellene i maksimale veksthastigheter kan da ikke forklares med temperaturforskjellene alene. Det var ulik maksimal biofilmmengde etter den første perioden med eksponentiell vekst. Dette er også et uttrykk for en reell forskjell i biofilmveksten. Dato: Side 29 : 40 Rapport nr: Versjon: 1