Innledning I 1995 bevilget Norges Forskningsråds program Drikkevann mot år 2000, midler til et forskningsprosjekt som skulle kartlegge begroingspotensialet i rå- og rentvann fra norske vannverk, og innflytelsen av vannbehandlingen på dette potensialet. I alt bidro 23 vannverk til prosjekt i form av prøvemateriale og økonomisk støtte. Dette kapitlet vil presentere prosjektets hovedkonklusjoner og gjør rede for det videre arbeidet på dette området. Ettervekst av heterotrofe bakterier i drikkevann under distribusjon kan føre til brudd på kvalitetskrav (kimtall, koliforme bakterier) og økte driftskostnader gjennom biofilm og slamdannelse i ledningsnettet. Ettervekst defineres som en økning i heterotrofe-bakterier etter behandlingsanlegget. Naturlig Organisk Materiale (NOM) er noe vi i Norge vanligvis forbinder med humus som tilfører overflatevann høy farge og TOC. Ettervekst og dannelsen av desinfeksjonsbiprodukter (DBP) kan også forbindes med NOM. Selv om TOC, fargetall, og til en viss grad DBP, som oftest kan knyttes til humusinnholdet i overflatevann, må vi se på andre fraksjoner av NOM for å forklare ettervekst. I naturlige vassdrag, spesielt overflatevann, er om lag 70-90% av NOM ikke biotilgjengelig innen en korttidsramme. Dette er store polymerer med kjemisk strukturer som er ukjente eller delvis ukjente (Münster, 1993). Humus brukes ofte som en felles betegnelse for disse stoffene. Figur 1a viser en nylig foreslått struktur for byggesteinene i humussyre (Sein et al., 1999). (a) (b) Figur 1. Kjemisk strukturer for (a) humussyre og (b) aminosyren alanin Organiske syrer, proteiner og karbohydrater utgjør hovedandelen av NOM som er lett-biotilgjengelig (Münster, 1993). Til sammen kalles disse stoffene for Biodegraderbart Organisk Karbon (BOM). BOM-konsentrasjonen kan være så lav at den knapt nok gjør utslag i en Total Organisk Karbon (TOC)-analyse. TOC er dermed en altfor grov parameter til å si noe signifikant om potensialet for ettervekst av bakterier. Ettervekst kan bare forklares ut fra innholdet av BOM. Figur 1b viser aminosyren alanin som er et typisk BOM-molekyl. Sammenligning med humussyre, gir et inntrykk av at vi har med to vidt forskjellige klasser av NOM å gjøre mht problemene de forårsaker i vannforsyningssammenheng, hvordan de kan fjernes i vannbehandlingen, og hvordan de kan måles. Dette var problemstillinger vi stod overfor ved prosjektets oppstart. Målemetoder for BOM I og med at BOM består av mange ulike forbindelser som er tilstede i veldig lave konsentrasjoner, kan det ikke brukes kjemiske målemetoder. I tillegg vil ikke kjemiske analyser gi informasjon om stoffene egentlig er biotilgjengelige. Biologiske målemetoder må til, og i prosjektets første fase ble to
målemetoder innført og kvalitetssikret. Metoder for måling av BOM baserer seg på en eller annen konsekvens av bakteriell aktivitet. Det er to ulike prinsipper for måling av BOM som benyttes: BOM målt som Assimilerbart Organisk Karbon (AOC) Den ene framgangsmåten baserer seg på økning i kimtall som en konsekvens av fortæring av BOM (Van der Kooij et al., 1982). Vannprøven tilsettes en eller to bakteriearter som er spesielt tilpasset vekst på spormengder av de fleste BOM-forbindelser. Alle analyser bruker en Pseudomonas fluorescens art som er blitt betegnet som P17. P17 kan formere seg på svært mange, ulike BOMforbindelser. P17 kan suppleres med en Spirillum art, NOX. NOX fortærer stort sett bare organiske syrer, spesielt de som er dannet etter ozonering av vann (se under). Etter endt vekstperiode (satt til 9 døgn) omregnes kimtallet til et mål på BOM gjennom en konverteringsfaktor. I og med at BOM-målingene baserer seg på kimtall, heter denne parameteren Assimilerbart Organisk Karbon (AOC). AOC er andelen av BOM som blir omdannet til biomasse (nye celler). Konverteringsfaktoren beregnes fra vekst av testartene på en standard organisk forbindelse, vanligvis acetat eller oxalat, og AOC måleenheten er dermed noe empirisk. Selv om AOC ikke er et absolutt mål på BOM, er dette heller ikke nødvendig for formålene det brukes til. Observasjoner har vist at når AOC-verdien er lavere enn 10-20 mikrogram (µg) acetat-ekvivalenter pr. liter (heretter AOC/L) er det for lite næring for de aller fleste heterotrofe bakterier til å formere seg. AOC og kimtallet holder seg dermed mer eller mindre konstant utover i ledningsnettet, og vannet betegnes som biologisk stabilt. Vi kan si at AOC er et verktøy som sier noe om muligheten for ettervekst av bakterier i ledningsnettet. BOM målt som Biodegraderbart Oppløst Organisk Karbon (BDOC) Ikke alt BOM går til å lage nye celler. Mye blir omdannet til andre oppløste forbindelser eller karbon dioksid. Totalt oppløst karbon (DOC) som forsvinner pga av bakteriell aktivitet betegnes som Biodegraderbart Organisk Karbon (BDOC). Koblingen mellom BDOC og ettervekst er dermed ikke like ensidig som den mellom AOC og ettervekst, selv om grenseverdier er blitt foreslått. (FWR, 1991). Derimot er BDOC et mer direkte mål på BOM enn AOC, og har de samme måleenheter som DOC, mg C/L. BDOC er egentlig et mål på organisk karbon som kan bli oksidert biologisk i vannbehandlingen (Huck, 1990). BDOC-analysen er blitt mye brukt når vannbehandlingen består av ozonering etterfulgt av biologisk filtrering. Oson er en kraftig oksidant som kan omdanne ikke biotilgjengelig NOM-forbindelser til BOM. Vannbehandlingen vil i enkelte tilfeller ikke fjerne nok organisk materiale til å forhindre dannelse av høye konsentrasjoner av DBP (for eksempel trihalometaner). Bruk av ozonering tidlig i vannbehandlingen kan da være nødvendig, for å omdanne NOM-komplekser til BOM som kan fjernes gjennom adsorpsjon til for eksempel aktivt karbon eller gjennom biologisk aktivitet. Bakterier i biofilmen på filtermediet fortærer BOM før det kommer ut i ledningsnettet. Dette er nødvendig for å unngå ukontrollert vekst av bakterier. BDOC-verdien gir informasjon som sier noe om muligheten for opprettholdelse av en klorrest, dannelse av DBP samt ettervekstpotensiale (Cipparone et al., 1997). Figur 2 viser hvordan AOC i 1996 varierte i vann fra Bærum vannverk (Hem et al., 1997). Etter vannbehandlingen, som besto av mikrosiling, ozonering og klorering, steg AOC med over 100%. Langt ute i ledningsnettet var begroingspotensialet redusert til utgangspunktet. Årsaken til denne reduksjonen var sannsynligvis en kraftig bakterievekst i ledningene, noe som medførte at rørene måtte spyles hyppig.
3 AOC relativt til råvannet 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Råvann Behandlet Endeledning Figur 2. AOC målt ved behandlingsanlegg og i ledningsnettet i Bærum i 1996 AOC og BDOC er ulike men komplimentære mål på BOM Selv om AOC og BDOC stammer fra et felles utgangspunkt, bør de vurderes som ulike, men komplimentære analyser. Sammenhengen varierer fra sterk til ingen korrelasjon, og ideelt sett bør begge analyser foretas (Huck, 1990). Likheter og forskjeller på AOC og BDOC kom sterkt fram da analysene ble benyttet for å bedømme effekten av ulike vannbehandlingsprosesser ved norske vannverk i prosjektets fase to. Måling av AOC og BDOC AOC, BDOC og DOC ble målt i vann før og etter behandling ved 23 norske vannverk. Det ga grunnlagsdata for en sammenligning av AOC og BDOC som mål på BOM, og for sammenligning av fjerningen av AOC og BDOC i ulike vannbehandlingsprosesser. En signifikant korrelasjon mellom BDOC og DOC ble påvist for både rå og rentvann Dette er til dels fordi BDOC er basert på DOC og til dels fordi BDOC utgjorde en signifikant andel av DOC. Derimot var korrelasjonene mellom AOC og BDOC, og mellom AOC og DOC, ikke signifikante. Dette støtter ideen om at AOC og BDOC stort sett er uavhengige parametre (FWR, 1991). Det er derfor mulig at AOC og BDOC måler ulike BOM-fraksjoner. Det er flere faktorer som kan ligge til grunn for dette. For det første, som diskutert over, er AOC-målinger basert på utbytte-faktorer og er dermed noe empiriske. Viktigere er kanskje det at i BDOC analysen tilsettes flere bakteriearter, dette gjør at flere fraksjoner av det organiske materialet vil bli biologisk omsatt. I tillegg har BDOCanalysen lengre inkubasjonsperiode enn AOC-analysen. Mesteparten av BOM er polymerer som krever et ekstracellular hydrolysetrinn før de kan tas opp av bakterier. Dessuten, for å fortære komplekse BOM-molekyler må bakteriene også omstille metabolismen. Det er mulig at monomerer (for eksempel aminsosyrer) utgjør en vesentlig større andel av AOC enn BDOC. Støtte for dette kommer fra resultatene fra membranfiltrerings-anlegg som er diskutert senere. Når AOC og BDOC blir brukt for å vurdere effekten av vannbehandlingen på reduksjon i BOM, var resultatene mer samstemte. Det var signifikante korrelasjoner mellom BDOC i råvannet og BDOC i rentvannet. Det samme gjaldt også AOC. Dette støtter tidligere forskning som viser at det er primært råvannskvaliteten som er utslagsgivende for fjerning av BOM i vannbehandlingen (FWR,
1991; AWWARF, 1993; van der Kooij, 1992). Hvor det er muligheter bør det tas hensyn til BOMmålinger i valg av råvann til framstilling av drikkevann. Selv om det er en generell felles trend i fjerning av AOC og BDOC, kan det i forbindelse med noen behandlingsformer være karakteristiske uoverenstemmelser. Etter enkel fysisk behandling (i de fleste tilfeller siling) samt etterklorering, var AOC høyere i rentvannet enn i råvannet. BDOC var derimot i alle unntatt ett tilfelle, lavere i rentvannet enn i råvannet. Mulige årsaker er diskutert senere. Dette gjør det nødvendig å presentere rådata sammen med korrelasjonsfaktorer i studier av denne typen, og understreker viktigheten av å måle begge parametre. Andre parametre bør også måles. For eksempel, studien viste at tilsetting av salter i AOC-analysen ofte ga utslag i høyere AOC verdier. Dette betyr at det kan være andre viktige elementer enn organisk karbon som begrenser ettervekst i norske ledningsnett. Fosfat er sannsynligvis en begrensende faktor for bakteriell vekst i drikkevann i Finland (Miettinen et al., 1996, 1997, 1999). Fjerning av AOC og BDOC i vannbehandlingen bør også sammenlignes med data om DBP, kimtall i ledningsnettet og biofilmdannelse. Dette vil gjøre det mulig å tolke BOM målinger med referanser til kjente, standardiserte mål på vannkvalitet. Dette arbeid er under planlegging. Fjerning av AOC og BDOC i ulike vannbehandlingsprosesser I sin helhet, reduserer ikke de undersøkte anleggene AOC og BDOC i like stor grad som biologisk filtrering. Lignende resultater for konvensjonell behandling er blitt diskutert tidligere (FWR, 1991). Et unntak er koagulering/sedimentering som kan redusere AOC med over 50% (Van der Kooij, 1988; FWR, 1991). Anleggene som deltok i studien var delt i fire hovedgrupper mht til vannbehandling: Koagulering-filtrering, i hovedsak direktefiltrering; ionebytte-anlegg, med positiv ladet ionebyttemasse; membranfiltrering, og anlegg som brukte begrenset fysisk behandling samt etterklorering ( Enkel behandling ). Resultatene for fjerning av AOC og BDOC for hver hovedgruppe er representert i figur 3. 100 80 60 Reduksjon (%) 40 20 DOC BDOC AOC 0-20 -40 1 2 3 4 Vannbehandling Figur 3. Fjerning av AOC, BDOC of DOC i vannbehandling (vannbehandling: 1 koagulering/filtrering; 2 ionebytte; 3 membranfiltrering; 4 enkel vannbehandling )
Fjerning av AOC, BDOC og DOC med enkel vannbehandling I motsetning til AOC, ble BDOC redusert ved alle anlegg med ett unntak. Vannbehandlingen ved dette anlegget økte også AOC til den høyeste verdien målt i studien. Anlegget bruker en vannbehandling bestående av siling, sandfiltrering og etterklorering (kloramin). Klordosene som ble benyttet var de høyeste av alle anleggene som deltok i studien. Resultatene støtter opp under ideen om at etterklorering øker BOM, spesielt AOC-BOM. Klorering har tidligere blitt rapportert til å øke AOCverdien (Van der Kooij, 1987; 1988, 1992; AWWARF, 1993; Kaplan et al., 1992). Alle anlegg med enkel vannbehandling (gruppe 4) produserte et drikkevann med mer AOC enn det var i råvannet. For å redusere AOC må annen, mer omfattende fysisk-kjemisk eller biologisk vannbehandling til. Etterklorering, selv i de lave dosene som blir brukt i Norge (typisk 0,5 mg Cl 2 /L) kan gi en betydelig økning i potensialet for ettervekst. En forklaring på dette, kan være det høye humusinnholdet i norske overflatevann. Et annet bevis på effekten av klorering på mengde BOM, kommer fra anlegg med koagulering/filtrering og nevnes her for sammenligning. Behandling etterfulgt av klorering ga en reduksjon i AOC på 15% (2 anlegg). Anlegg som brukte UV-desinfisering oppnådde 61% reduksjon i AOC (4 anlegg). Van der Kooij (1988) har rapportert at behandling med UV ga bare små økninger i AOC. Den samme rapporten viser til økninger med over 100% med klorering med 0,4-0.6 mg Cl 2 /L. Der forholdene tillater det, bør UV-desinfeksjon bli foretrukket framfor kjemisk desinfeksjon mht produksjon av drikkevann med lavt AOC-innhold. Fjerning av AOC, BDOC og DOC med koagulering/filtrering og ionebytte Koagulering/filtrering og ionebytte ga betydelige reduksjoner i AOC, BDOC og DOC. Resultatene for reduksjon i AOC med ionebytte representerer muligens en overestimering av vannbehandlingseffektivitet, i og med at bare 2 anlegg inngikk i datagrunnlaget. For AOC (+ salter) foreligger det resultater fra 4 ionebytteanlegg med en gjennomsnittlig reduksjon på 15%. I en omfattende studie av fjerning av AOC gjennom koagulering-flokkulering-sedimentering (Huck et al., 1991) ble det målt reduksjoner på 0-80 (gjennomsnittlig 38%) i AOC. LeChevallier har foreslått at det store tidsintervallet mellom koagulering/sedimentering og filtrering er en mulig årsak til hvorfor en oppnår gode reduksjoner (FWR, 1991). De fleste koagulering/filtreringsanlegg i herværende studie, er basert på direktefiltrering med en- eller flermedia filtere. Uansett er gjennomsnittsreduksjonen på 32% i AOC (figur 3) sammenlignbar med det oppnådd med fullrenseprosesser og direktefiltrering i andre studier ( Miettinen et al., 1999; Kaplan et al., 1992; AWWA and AWWARF, 1993). Ionebytte fjernet betydelig BOM målt som både AOC og BDOC. Om selve ionebyttemekanismen er den dominerende prosessen for BOM fjerning, må en signifikant andel av BOM være negativt ladet under behandling. Det foreligger lite materiale om fjerning av BOM i ionebytteanlegg. Ionebyttemekanismen er funnet å være hovedårsaken for DOC-opptak i ionebyttemassen (Fu and Symons, 1988). Type ionebyttemasse og dets porøsitet utgjorde signifikant påvirkning på DOC-fjerning for molekylvekt (MW)-fraksjoner > 1000. Derimot, for MW-fraksjonen som var < 1000 (cf, typisk AOC) påvirket ikke porøsiteten DOC-fjerningen. Alle ionebyttemasser som er undersøkt i herværende studie var makroporøse, sterk-base typer. Dataene antyder også at ionebytte også muligens fjerner salter som er viktige for bakteriell vekst. Fjerning av AOC, BDOC og DOC med membranfiltrering Membranfiltrering fjernet nesten ikke noe AOC, men var blant de beste metodene for fjerning av BDOC og DOC. Resultatene med membranfiltrering gir en god illustrasjon på den vesentlige forskjellen på typiske AOC- og BDOC-forbindelser. Resultatene tyder på at mesteparten av AOCinnholdet i råvannstypene som inngår i undersøkelsen kan passere gjennom membranene og har dermed lav MW. Lignende resultater er blitt rapportert før (LeChevallier, 1999; Noble et al., 1996).
Selv om membranfiltrering fjerner lite AOC, har metoden den fordelen at den fjerner bakterier før de kommer inn i distribusjonsnettet og blir kilden til ettervekst. Membranfiltrering av vann der AOCinnholdet er lavt, eller er redusert som følge av annen behandling, representerer en dobbelbarriere mot ettervekst. Ett membranfiltreringsanlegg i denne studien distribuerer vann som er naturlig lavt på AOC og BDOC (under grensen for biologisk stabilitet) kunne vise til kimtall på < 1/mL 3 km fra behandlingsanlegget (Skålvoll, 1999). Det kan forventes at membranfiltrering vil være mer effektiv når BOM-innholdet endres fra enkel monomerer (for eksempel aminosyrer) til store polymerer (for eksempel store proteiner). Dessuten vil også BDOC i komplekser og BDOC bundet til partikler forbli i konsentratet. Meyer et al., (1987) fant at bakterieveksten var høyest i den lave MW-fraksjonen (MW < 1000) i elvevann, og minst i den mellom-store MW-fraksjonen (1000-10,000 MW). Den høyeste MW-fraksjonen (> 10,000) ga mer vekst enn den mellomstore. For å forklare dette, ble det foreslått at lave MWforbindelser danner komplekser med de med høy MW men forblir biotilgjengelige. I en studie av humusholdige innsjøer (Tranvik, 1990) fant man at omlag 48% og 22% av bakterieveksten fant sted i DOC fraksjoner mindre enn henholdsvis 10,000 og 1000 MW. Uansett opprinnelse og tilstand, viser det seg at BOM større enn membranenes cut-off (ca 1500-2000) utgjør enn stor andel av målt BDOC. Sammenligning av de forskjellige vannbehandlingsprosesser mht fjerning av BDOC og AOC, tyder på at BOM-MW blir viktigere som basis for fjerning etterhvert som størrelsen øker. LeChevallier (1999) skriver at koagulering-sedimentering er spesielt effektiv i reduksjon av høy MW AOC og BDOC. Ved høye DOC konsentrasjoner kan mye AOC være bundet til humus og dermed bli lettere å fjerne. Slik informasjon er viktig mht valg av vannbehandlingsprossessen for fjerning av BOM. Alle behandlingsmetoder fjerner prosentvis mer BDOC enn AOC. Dette tyder på at BDOC er generelt sett lettere å fjerne enn AOC. En forklaring på dette kan være at BDOC representerer flere ulike typer av organiske forbindelser, og kan dermed fjernes gjennom flere prosesser og mekanismer enn AOC. Bevis for dette kommer delvis fra observasjonen at BDOC og DOC oppfører seg på en sammenlignbar måte mht fjerning i vannbehandlingen (figur 3). Et annet bevis kommer fra det at mengde AOC er mye mer påvirket av klorering enn BDOC, noe som tyder på at AOC-BOM består av en begrenset gruppe av BOM-forbindelser. Biologisk stabilitet AOC-verdier i råvann og rentvann i Norge er lave sammenlignet med det som er rapportert for overflatevann i USA (Rice et al., 1991; Bradford et al., 1994; AWWARF, 1993; Kaplan et al., 1994) og i Finland (Miettinen et al., 1999) men lik det som er rapportert fra Nederland (Van der Kooij, 1992). Sammenligningen kan derimot være litt misvisende, i og med at det har vært vanlig å måle AOC i disse landene med både NOX og P17. I den herværende studien, ble bare P17 benyttet i de fleste tilfeller. Årsaken til denne forskjellen i metodene som anvendes, er at oson benyttes i større grad i vannbehandlingen i utlandet. NOX er tilpasset vekst på ozonerings-biprodukter. I noen få prøver ble AOC målt med en og med begge arter uten at store forskjeller i AOC ble registrert. I et par tilfeller ble små reduksjoner i AOC målt med bare P17, snudd til en liten økning med P17+NOX. Dette kan være fordi NOX også muligens kan bruke noen kloreringsbiprodukter. Tidligere studier med P17 (Van der Kooij, 1984) viser at det er en høy grad av molekylær stabilitet i drikkevann når AOC-verdien nærmer seg 10 µg AOC/L. Ved lave verdier ble ikke AOC fjernet i for eksempel biologisk filtrering, dvs vannet var biologisk stabilt. Vann der Kooij har kommentert (Huck et al., 1991) at de samme kriteriene gjelder testing med både NOX og P17. Påfølgende arbeid viste at når AOC (NOX+P17) var mellom 10-20 µg AOC/L ble det registrert lite ettervekst nedstrøms for behandlingsanlegget (Van der Kooij, 1992). Som sådan, er situasjonen i Norge lovende og flere vannverk produserer drikkevann som er, eller er tilnærmet, biologisk stabilt. Figur 4 viser parvis sammenligninger av AOC i råvann og rentvann for anlegg som inngår i denne studien. Den øvre grensen for tilnærmet biologisk stabilitet (20 µg AOC/L) er tegnet inn.
AOC (microgram ac-c-ekv/l) 70 60 50 40 30 20 10 koagulering/filtrering ionebytte membranfiltrering enkel vannbehandling råvann rentvann 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 Vannverk Figur 4. Parvis sammenligning av AOC i råvann og rentvann. Sammenhengen mellom ettervekst og AOC kommer tydelig fram i figur 5a og b (Van der Kooij, 1992). I Figur 5a produseres det drikkevann med ca. 60 µg AOC/L. AOC i vannet blir fortært av bakterier og kimtallet øker, samtidig som AOC avtar, utover i ledningsnettet. Figur 5b viser situasjonen med < 10 µg AOC/L i vannet før distribusjon. Det er i dette tilfelle for lite AOC for bakterier til å formere seg, og både AOC og kimtall holder seg konstant utover i ledningsnettet. Det er planlagt lignende forskning for å finne ut om forholdet mellom AOC og ettervekst gjelder også under norske forhold. Biologisk stabilitet synes for eksempel å avhenge sterkt av temperatur. Geldreich (1996) skriver at faktorene som bidrar til biologisk ustabilitet først blir viktig når temperaturen overstiger 15 C. I tillegg har norsk råvann generelt sett en annen kvalitet enn råvannet i Nederland, som hovedsakelig er grunnvann eller infiltrert overflatevann. (a) 60 µg AOC/L i rentvann før distribusjon (b) 10 µg AOC/L i rentvann før distribusjon Figur 5. Forhold mellom AOC og kimtall i to ledningsnett i Nederland ( Van der Kooij, 1992).
Utlekking av vekstfremmende stoffer fra plastledninger Van der Kooij et al., (1999) har skrevet at ettervekst kan begrenses ved å distribuere biologisk stabilt vann i et ledningsnett konstruert med biologisk stabilt materiale. Det er en kjent sak at noen typer ledningsmaterialer, spesielt plast, kan lekke vekstfremmende stoffer. Eksempler på disse stoffene er upolymeriserte plast-monomere og plasticisers. Utvalg og praksis i bruk av plastmaterialer til drikkevannsledninger er i stadig utvikling. For å finne ut om en bestemt PVC-type som er godkjent til bruk i ledningsnett lekker AOC, ble en modifisert AOC-analyse utført. I denne analysen ble vann uten AOC, men tilsatt salter brukt. AOC-kilden var en rørbit. Etter at kimtallet hadde nådd et maksimum ble vannet byttet og forsøket startet på nytt. Figur 6 viser vekstsyklusene. Rørbiten fortsatte å lekke AOC (i stadig minkende grad) over flere måneder. Resultatene fra disse enkle forsøkene viser at selv godkjente rørmaterialer vil forsette å bidra til ettervekst og biofilmdannelse over en lang periode. 3000000 2500000 Kimtall/mL 2000000 1500000 1000000 500000 0 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 Tid, døgn Figur 6. Vekst av P17 på AOC frigjort fra PVC-rørmateriale (Mellom dag 60 og 120 ble det ikke tatt prøver, og rørbitene sto i kontakt med vannet for å simulere langtidslagring av vann i plastbeholdere.) Konklusjoner og framtidig arbeid. Å skape biologisk stabilitet er nøkkelen til å begrense ettervekst i ledningsnett. Vi har sett at råvannskvaliteten og type vannbehandling er avgjørende for dette. Ettervekst kan begrenses ved å distribuere biologisk stabilt vann i et ledningsnett konstruert med biologisk stabile materialer. I Nederland er det med stort hell, blitt brukt langsomfiltrering (for eksempel elvebredd infiltrering) i fleretrinns behandlingsprosesser, for å oppnå målet om vanndistribusjon uten kjemisk desinfeksjon. Dette er ikke et praktisk alternativ for behandling av overflatevann i Norge. Men i og med at AOCverdiene i råvannet er relativt lave, er mulighetene tilstede for å begrense ettervekst gjennom bruk av ionebytting, eller gjennom optimalisering av eksisterende behandling. LeChevallier (1999) skriver at noe ettervekst er uungåelig, og målet bør være å kontrollere ettervekst og ikke eliminere den.
Selv om mengde AOC kan knyttes direkte til ettervekst, sier BOM-måling lite om potensialet for biofilmdannelse (BFP) som er sammensatt av flere faktorer. Både vannkvaliteten og rørmaterialenes bidrag til BFP kan nå undersøkes gjennom standardiserte analyseopplegg (Van der Kooij og Veendaal 1993a, ). Måling av BOM og BFP vil gi et mer komplett bilde av biologiske forhold i norske ledningsnett, og ses på som en naturlig fortsettelse av arbeidet som er beskrevet her. Litteratur 1. AWWARF (1993). Assimilable organic carbon measurement techniques. Prepared by L. A. Kaplan and M. W. LeChevallier, AWWA Research Foundation and AWWA, Denver, Co. 2. Bradford S. M., Palmer C. J. and Olson B. H. (1994) Assimilable organic carbon concentrations in southern california surface and groundwater. Wat. Res. 28, 427-435. 3. Cipparone L. A., Diehl A. C. and Speitel G. E. (1997) Ozonation and BDOC removal: effect on water quality. J. Amer. Water Works. Assoc. 89, 84-97. 4. Fu P. and Symons J. M. (1988) Removal of aquatic organics by ion exchange resins. Proc. AWWA. Annu. Conf. Orlando, Fla. 5. FWR (1991). Progress report on the measurement and significance of assimilable organic carbon. Report No. FR 0249. Prepared by J. Easton and P. H. Jago. FWR, Bucks, UK. 6. Geldreich E. E. (1996). Microbial quality of water supply in distribution ssyestems. Lewis Publishers, Boca Raton London. 7. Hem L. J., Norgaard E. and Efraimsen H. (1997). Begroing i drikkevannsledninger. NIVA rapport 3576-96. NIVA, Oslo, Norway. 8. Huck P. M. (1990) Measurement of biodegradable organic matter and bacterial growth potential in drinking water. J. Amer. Water Works. Assoc. 82, 78-86. 9. Huck P. M., Fedorak, P. M. and Anderson, W. B. (1991) Formation and removal of assimilable organic carbon during biological treatment. J. Amer. Water Works. Assoc. 83, 69-80. 10. Kaplan L. A., Reasoner D. J., Rice E. W. and Bott T. L. (1992) A survey of assimilable organic carbon, biodegradable organic carbon and coliform growth response in US drinking waters. Revue des Sciences de L eau. 5, 207-224. 11. Kaplan L. A., Reasoner D. J. and Rice E.W. (1994). A survey of BOM in US drinking waters. J. Amer. Water Works. 86, 121-132. 12. LeChevallier M. W. (1999).The case for maintaining a disinfectant residual. J. AWWA. 86, 86-94. 13. Meyer J.L., Edwards R. T. And Risley R. (1987) Bacterial growth on dissolved organic carbon from a blackwater river. Microbiol. Ecol. 13, 13-29. 14. Miettinen I. K., Vartiainen T. and Martikainen P. J. (1996) Contamination of drinking water. Nature 381, 654-655. 15. Miettinen I. K., Vartiainen T. and Martikainen P. J. (1997) Microbial growth and assimilable organic carbon in Finnish drinking water. Water Sci. Tecnol. 35, 301-306. 16. Miettinen I. T., Vartiainen T and Martikainen P. J. (1999) Determination of assimilable organic carbon (AOC) in humus-rich drinking waters. Water Res. 33, 2277-2282. 17. Münster U. (1993). Concentrations and fluxes of organic carbon substrates in the aquatic environment. Antonie Van Leeuwenhoek 63, 243-274. 18. Noble P. A., Clark D. L. and Olson B. H. (1996) Biological stability of groundwater. J. Amer. Water Works. Assoc. 88, 87-96. 19. Rice E. W., Scarpino P. V., Reasoner, D. J., logsdon, G. S. and Wild D. K. (1991) Correlation of coliform growth response with other water quality parameters. J. Amer. Water Works. Assoc. 83, 98-102. 20. Rittmann B. E. and Snoeyink V. L. (1984). Achieving biologically stable drinking water. J. Amer. Water Works. Assoc. 76, 106-114.
21. Sein L. T. Jr., Varnum J. M. and Jansen S. A. (1999). Conformational modellingof new buildig blocks of humic acid: approaches to the lowest energy conformer. Envir. Sci. Technol. 33, 546-552. 22. Skålvoll K. (1999). Personal communication. Røyrvik kommune, 7894 Limingen. Norway. 23. Tranvik L. J. (1990) Bacteriplankton growth on fractions of dissolved organc carbon of different molecular weights from humic and clearwaters. Appl. Environ. Microbiol. 56, 1672-1677. 24. Van der Kooij D., Visser A. and Hijnen W. A. M. (1982) Determining the concentration of easily assimilable organic carbon in drinking water. J. Amer. Water Works. Assoc. 74, 540-545. 25. Van der Kooij D. (1984) The growth of bacteria on organic compounds in drinking water. Dissertation, KIWA, Rijswijk, The Netherlands. 26. Van der Kooij D. (1987) The effect of treatment on assimilable organic carbon in drinking water. In Proc. Second Natl. Conf. on Drinking water, eds. P. M. Huck and P. Toft. Pergamon Press, London. 27. Van der Kooij D. (1988) Assimilable organic carbon (AOC) in water. In The search for a urrogate. AWWARF/KIWA cooperative research report, pp. 311-375. AWWARF, Denver, Co. 28. Van der Kooij D. and Veenendaal H. R. (1993a) Assessment of the biofilm formation characteristics of drinking water. Proc AWWA WQTC, pp. 1099-1110, Toronto, Ontario. 29. Van der Kooij D. and Veenendaal H. R. (1993b) Assessment of the biofilm formation potential of synthetic materials in contact with drinking water during distribution. Proc AWWA WQTC, pp. 1395-1407, Miami, Fla. 30. Van der Kooij D. (1992) Assimilable organic carbon as an indicator of bacterial regrowth. J. Amer. Water Works. Assoc. 84, 57-65. 31. Van der Kooij D., Van Lieverloo J. Hein M., Schellart J. and Hiemstra P. (1999) Maintaining quality without a disinfectant residual. J. Amer. Water Works 91, 55-64.