Vandrensning ved hjælp af aktiv kulfiltre

3 Mikrobiologi i aktiv kulfiltre – Internationale erfaringer

3.1 Indledning
3.2 Måling af biomasse
3.3 Etablering af biomasse i AC-filtre
3.4 Sammensætning af biomasse i AC-filtre
3.5 Størrelsen af biomassen i AC-filtre
3.6 Patogener
3.7 Biologisk omsætning
3.8 Biologisk aktiv kul
3.9 Eftervækst
3.10 Nedbrydning af miljøfremmede stoffer
3.11 Regulering af biomasse i aktiv kulfiltre
3.12 Kulpartikler

3.1 Indledning

I det følgende afsnit behandles nogle af de mikrobielle aspekter ved anvendelse af aktiv kul i drikkevandsbehandling. Hovedparten af afsnittet handler om generel bakterievækst, der ikke nødvendigvis udgør et sundhedsmæssigt problem. Generel mikrobiel vækst kan give anledning til en række problemer bl.a. øget korrosion af vandledninger, forringelse af den æstetiske vandkvalitet (dårlig lugt/smag, brun farvning) og produktion af allergifremkaldende stoffer. Det er derfor nødvendigt at overvåge og i nogle tilfælde regulere den mikrobielle vækst i drikkevandssystemer.

Internationale undersøgelser

De internationale erfaringer om aktiv kul samler sig primært omkring anlæg, der behandler overfladevand. Da overfladevand normalt har et væsentlig højere indhold af organisk stof end grundvand, kan det i nogle tilfælde være vanskeligt at overføre disse erfaringer på danske forhold, hvor drikkevandsbehandlingen næsten udelukkende baseres på grundvand.

Biomasse i filtre

I drikkevandsbehandlingen vil der altid opbygges en population af mikroorganismer på filtermediet, dette gælder både for AC-filtre og sandfiltre. Biomasseopbygningen skyldes, at grundvandet ikke er sterilt, men typisk vil indeholde mikroorganismer i størrelsesordenen 10⁴-10⁵ celler/ml (Albrechtsen & Arvin, 1996). Biomassen vil etablere sig i vandbehandlingsfiltre, fordi mikroorganismer fasthæftede til et medie vil have en vækstfordel i forhold til mikroorganismer i suspension (Marshall, 1996; Fletcher & Marshall, 1982). Det skyldes især, at vandstrømmen gennem filtret bringer en større mængde næringsstoffer til fasthæftede mikroorganismer end til suspenderede mikroorganismer, der transporteres med vandet. Mikroorganismerne kan etablere sig i filtermaterialets makroporer, hvor de i høj grad vil være beskyttet mod afrivning, mod græsning fra protozoer og mod eventuel desinfektion.

 (6 Kb)

Figur 3.1
Iltforbrug over et pilot GAC-filter i Bremen (AWWA Research and Technical Practice Committee on Organic Contaminants, 1981).

Iltforbrug

Den mikrobielle biomasse vil omsætte næringsstoffer i vandet, og som en konsekvens af denne omsætning vil der være et iltforbrug over filtret. Figur 3.1 viser iltforbruget over et GAC-filter i Bremen.

3.2 Måling af biomasse

Kimtal

Resultatet af en måling af mikrobiel biomasse, vil være tæt knyttet til den anvendte målemetode. En hyppigt anvendt metode til kvantificering af bakteriel biomasse er kimtalsbestemmelser. Ved kimtalsbestemmelser er valg af medie af stor betydning. I dansk drikkevandsovervågning anvendes traditionelt næringsrige vækstmedier (Kings agar B eller plate count agar) til at bestemme generelle bakterieantal. Bakterier, der er tilpasset et næringsfattigt miljø, bliver i nogle tilfælde hæmmet af høje koncentrationer af næringsstoffer, hvorfor man ved anvendelse af næringsfattige medier f.eks. R2A, som regel kan opnå væsentlige højere kimtal på prøver fra drikkevandssystemer (Reasoner & Geldreich, 1985).

 (20 Kb)

Figur 3.2
Sammenligning af forskellige metoder til kimtalsbestemmelser (Reasoner & Geldreich, 1985). SMA er kimtalsbestemmelser på Standard Methods plate count agar. R2A-s og R2A-mf er kimtal på R2A ved anvendelse af henholdsvis pladespredning og membranfiltre. m-HPC er metode til kimtalsbestemmelser ved membranfiltrering i drikkevand udviklet af Tavlor & Geldreich (1979). Kimtalsbestemmelserne er for hvert substrat udført ved tre forskellige temperaturer.

Som det ses af figur 3.2, har inkubationstiden og inkubationstemperatur også stor betydning for kimtallet. Generelt gælder, at jo længere inkubationstid, jo højere kimtal. Med hensyn til temperatur kan man som en tommelfingerregel dyrke flest bakterier ved en temperatur tættest på det miljø, prøven er taget fra.

Andre målemetoder

Udover kimtalsbestemmelser har der været anvendt en række forskellige målemetoder til kvantificering af biomassen i AC-filtre. Generel farvning af bakterier og efterfølgende direkte tællinger i mikroskop har været anvendt i en vis udstrækning bl.a. AODC (acridine orange direct count). Man skal være opmærksom på, at direkte bakterietællinger ikke giver et udtryk for bakteriernes aktivitet. Nomalt vil kun 1-10% af bakterierne i drikkevandssystemer kunne dyrkes i laboratoriet f.eks. på R2A.

Kvantificering af biomasse på aktiv kul

Det er særligt svært at kvantificere biomasse på aktiv kul, da det er vanskeligt at frigøre bakterierne fra kulpartiklerne. Dette er et problem, da de fleste almindeligt anvendte mikrobielle målemetoder (inklusive kimtalsbestemmelser) forudsætter, at bakterierne befinder sig i suspension. Da kimtalsbestemmelser desuden er baseret på princippet, at én koloni dannes udfra én bakterie, er det problematisk, når prøverne indeholder partikelassocierede bakterier, hvor bakterierne kan ligge tæt. Den hurtigst voksende bakterie vil normalt udkonkurrere de øvrige, så der kun dannes én synlig koloni, og derfor vil kimtalsbestemmelserne ofte underestimere antallet af bakterier på GAC. Der er i litteraturen foreslået flere forskellige metoder, hvorved bakterierne kan fjernes fra deres bæremedie f.eks. med ultralyd (Parsons et al., 1980) eller centrifugering (Camper et al., 1985a).

3.3 Etablering af biomasse i AC-filtre

Opstart af AC-filtre

Der er normalt kun meget få mikroorganismer i nyt AC-filtermateriale, men når filtret tages i brug, vil der hurtigt etableres en biomasse på filtermaterialet (bl.a. Servais et al., 1994). Den uregulerede udvikling af biomassen i et filter vil forløbe i tre faser:

a) En kort koloniseringsfase, hvor mikroorganismerne etablerer sig i filtret.
b) En vækstfase, hvor antallet af mikroorganismer øges som følge af mikrobiel vækst.
c) En stationær fase, hvor den mikrobielle vækst modsvares af forskellige fjernelsesprocesser.

Mikrobiel vækst

Koloniseringshastigheden af filtret afhænger især af koncentrationen af bakterier i indløbet til filtret. Bakteriernes adsorption til filtermaterialet følger en Freundlich isoterm på linie med adsorption af organiske stoffer (Werner et al., 1984). Efterhånden vil biomassetilvæksten som følge af kolonisering overstiges af tilvæksten som følge af mikrobiel vækst. Væksthastigheden af mikroorganismerne vil især være styret af fire faktorer, nemlig:

1) Temperatur.
2) Mængde af næringsstof.
3) Biotilgængelighed af næringsstof.
4) Tilstedeværelse af hæmmende stoffer (f.eks. klor).

Afrivning af biomasse

Der vil løbende afrives mikroorganismer fra kullene, og afrivningen vil primært afhængige af biomas­sens størrelse og karakter samt vandhastigheden i filtret. Generelt forringes mikroorganismernes fasthæftning, når biomassen i filtret øges, fordi mikroorganismerne begynder at vokse i flere lag og på mere udsatte steder. Afrivningen betyder, at der bliver overført mikroorganismer fra filtermaterialet til vandfasen, hvilket altså er ensbetydende med en forringelse af den mikrobielle vandkvalitet.

Græsning fra protozoer

Bakterierne i AC-filtre vil blive reduceret i antal på grund af protozoers græsning. Det er dog uklart, hvor stor del af stofomsætningen i AC-filtre, der skyldes protozoers aktivitet.

Eksempel på mikrobiel kolonisering af GAC

Figur 3.3 viser et eksempel på den mikrobielle kolonisering af et GAC pilotanlæg, der behandler overfladevand (Servais et al., 1994).

 (5 Kb)

Figur 3.3
Kolonisering af GAC filtre målt ved ¹⁴C-glucose omsætning. Pilot IV er et referenceanlæg, hvor biomassen befinder sig i den stationære fase (Servais et al., 1994).

Man bemærker, at biomassen i filtret stiger kraftigt de første 100 dage, efter at det er taget i brug, hvorefter der sker et fald. Faldet skyldes muligvis, at der i startfasen af forsøget opbygges en pulje af adsorberet letomsætteligt organisk stof på kullene, fordi der i starten ikke er biomasse nok til at omsætte alt stoffet. Denne pulje er opbrugt efter ca. 100 dage. Samtidig vil der efterhånden dannes en population af protozoer, som græsser bakterierne (Servais et al., 1994).

3.4 Sammensætning af biomasse i AC-filtre

Biomassen i aktiv kulfiltre består overvejende af bakterier, og der er isoleret en lang række bakterieslægter fra kullene i GAC filtre. Undersøgelserne indikerer en forholdsvis høj diversitet i de undersøgte bakteriepopulationer, se tabel 3.1. Foruden bakterier er der isoleret svampe og protozoer fra AC-filtre, hvilket betyder, at der er tale om et komplekst mikrobielt samfund.

Tabel 3.1
Identifikation af bakterier i GAC filtre.
Link til tabel

Vækstmiljøet i AC-filtre er anderledes end i råvandet, især fordi vandet er blevet luftet og behandlet i sandfiltre. Det ændrede miljø selekterer for andre mikroorganismer, hvorfor bakteriepopulationen på GAC er forskellig fra populationen i råvandet.

AC-filtre kontra sandfiltre

Sammensætningen af bakteriepopulationer i GAC filtre synes ikke at adskille sig fra populationer, man finder i sandfiltre (Burlingame et al., 1986). Dette forklarer, at aktiv kulfiltre almindeligvis koloniseres meget hurtigt, da bakterier frigivet fra den indledende sandfiltrering uden selektion kan etablere sig i AC-filtret.

3.5 Størrelsen af biomassen i AC-filtre

Eksempler på bakterieantal i filtre

Som nævnt vil bakterier kolonisere og vokse på filtermaterialer på vandværkerne. Tabel 3.2 giver nogle eksempler på antallet af bakterier, der er målt på forskellige filtermaterialer. Til sammenligning er tilsvarende målinger på topjord og i grundvandssediment anført i tabellen.

Tabel 3.2
link til tabel
Typiske bakterieantal i filtre, der behandler overfladevand.

Bakterieantal af den størrelsesorden, der er angivet i tabel 3.2, er ikke høje nok til, at bakteriebiomassen kan karakteriseres som en biofilm i traditionel forstand, dvs. hvor bakterierne dækker hele filtermediet. Dette bekræftes af undersøgelser af GAC med scanning elektron mikroskopi (SEM). Bakterierne findes derimod som spredte mikrokolonier primært på steder, hvor bakterierne er beskyttede mod afrivning, men hvor der alligevel er en god næringstilførsel (Lafrance et al., 1983).

Sammenligning af forskellige filtermedier

Figur 3.4 viser resultatet af en undersøgelse af biomassen på forskellige filtermedier. Undersøgelsen viste, at bakterieantallet i prøver fra GAC filtre overvejende var højere end tilsvarende prøver fra sandfiltre og filtre med ikke aktiveret kul (Van der Kooij, 1979).

 (8 Kb)

Figur 3.4
Sammenligning af biomassen associeret til filtermaterialet i filtre med aktiv kul, ikke aktiveret kul og sand. Filtrene var drevet gennem 1 år (Vander Kooij, 1979).

Aktiv kul synes ikke at fremme den bakterielle vækst i forhold til f.eks. sandfiltre (AWWA Research and Technical Practice Committee on Organic Contaminants, 1981; Van der Kooij, 1979). Aktiv kuls anderledes overfladestruktur (se afsnit 2.1) betyder, at AC-filtre kan understøtte en større biomasse end et sandfilter af samme volumen, fordi bakterierne i AC-filtre i højere grad er beskyttet mod afrivning.

Bakterier i udløbet fra A C-filtre

Der er udført en række undersøgelser af bakterier i udløbet fra AC-filtre (se tabel 3.3). Det viser sig, at antallet af bakterier varierer temmelig meget, hvilket formentlig skyldes forskelle i mængden af mikrobielt tilgængeligt næringsstof.

Kolonisering

Biofilmens alder har også betydning for afgivelsen af bakterier, da filtrets biomasse vil frigive flere bakterier i koloniseringsfasen, end når den befinder sig i den stationære fase. Dette skyldes sandsynligvis, at der i koloniseringsfasen ikke er etableret en population af protozoer, der græsser biomassen. Desuden skal bakteriepopulationen formentlig adapteres til at være fasthæftet på filtermaterialet (Servais et al., 1994).

Tabel 3.3
link til tabel
Bakterieantal i udløbet fra GAC filtre, der behandler overfladevand.

Populationsdynamik

Antallet af bakterier i filtret vil afspejle en ligevægt mellem bakteriel produktion og fjernelse, der bl.a. afhænger af næringsstoftilførslen. En reduktion i næringstilførslen kan paradoksalt nok medføre en midlertidig forøgelse af bakterieantallet i GAC udløbet, idet sult kan få bakterier til producere polymere, der medfører, at bakterierne lettere løsrives fra bæremediet (kullene) (Wrangstadh et al., 1990).

Normalt vil aktiv kul fungere som en buffer over for svingninger i vandets indhold af organiske forbindelser, da disse bliver ad-/desorberet. Ved større ændringer i vandkvaliteten, f.eks. ved skift af indvinding fra overfladevand til grundvand, må man dog forvente væsentlige ændringer i bakteriebiomassen.

3.6 Patogener

Eksempler på potentielt problematiske organismer er angivet i tabel 3.4. Ingen af organismerne i tabellen er naturligt forekommende i grundvand og forekomsten vil derfor altid være forårsaget af en ekstern forurening. Nogle af organismerne bl.a. Escerichia coli, Cryptosporidium parvum og Giardia sp. forekommer til tider i overfladevand.

Tabel 3.4
Potentielt problematiske patogene organismer, der er observeret i drikkevandssystemer.

 (6 Kb)

Figur 3.5
Kolonisering og overlevelse af enterotoksisk E. coli i GAC kolonner. Sterilt A C koloniseret med E. coli, der kontinuerligt tilføres sterilt flodvand. Fortsættelse af foregående, hvor der nu tilsættes ikke sterilt flodvand. Sterilt AC, der tilføres ikke-sterilt søvand tilsat E. coli. A C, som er koloniseret med en naturlig population, der tilføres ikke sterilt søvand (Camper et al., 1985b).

Patogene organismer i naturlige populationer

Hvis patogene organismer introduceres i en naturlig population vil de i de fleste tilfælde blive udkonkurreret af andre bakterier (se figur 3.5). Man vil derfor normalt observere en hendøen af patogenerne. Denne hendøen er i høj grad afhængig af størrelsen af den naturlige biomasse (Camper et al., 1985b). Dette skyldes, at den naturlige population vil konkurrere med patogenerne om næringsstof og plads samt producere inhiberende sekundære metabolitter. Dette illustreres jf. figur 3.5 af undersøgelser udført af Camper et al. (1985b).

Det betyder altså, at AC-filtre kan virke som en barriere over for patogene organismer i råvandet.

Nyt filtermateriale

AC-filtre er mest sårbare over for kontamineringer med patogener umiddelbart efter udskiftning eller tilførsel af nyt filtermateriale. Dette skyldes, at der ikke findes en naturlig biomasse, der kan udkonkurrere de patogene organismer. Desuden kan filtermaterialet let blive kontamineret under transport og håndtering, og man skal derfor være særlig påpasselig efter udskiftning af kullene. Camper et al. (1985b) anbefaler derfor, at man forhindrer patogenerne i at kolonisere filtret ved f.eks. forbehandling med klor, indtil der er opbygget en biomasse på 10⁶-10⁸ CFU/g. Alternativt kan man lade en biomasse opbygges over 1-2 uger, før vandet fra filtret ledes til forbrugerne. UV-behandling kan også sikre, at patogene organismer ikke introduceres i ledningsnettet.

Cryptosporidium

Nogle organismer kan danne sporer (bakterier) eller oocyster (protozoer), der kan øge deres overlevelse i drikkevandssystemer betragteligt. I USA har Cryptosporidium oocyster ved flere lejligheder forårsaget sygdomsudbrud efter at have passeret vandbehandlingsfiltre, der behandlede overfladevand med efterfølgende klorering. Det drejede sig typisk om sandfiltre, men i et enkelt tilfælde havde oocysteme også passeret et GAC filter (Solo-Gabriele & Neumeister, 1996).

Patogen vækst

Det har vist sig, at renkulturer af patogenerne Yersinia enterocolica, Salmonella typhimurium, Escerichia coli, Pseudomonas aeuginosa og Pseudomonas putida kan kolonisere og gro på aktiv kul (Rollinger & Dott, 1987; Camper et al., 1985b). Legionella pheumophila har vist sig at kunne kolonisere og gro i naturlige biofilm i vandforsyningssystemer (Rogers et al., 1994). Der er i litteraturen imidlertid ikke rapporteret om sygdomsudbrud, der kan henføres direkte til vækst af patogene organismer i AC-filtre på vandværker. Det er dog vigtigt at være opmærksom på den potentielle risiko, da en eventuel kontaminering af AC-filtre på et vandværk vil berøre mange mennesker.

3.7 Biologisk omsætning

Aerob respiration

Første led af drikkevandsbehandling er som regel luftning, hvor vandet iltes. Tilstedeværelse af ilt giver mulighed for, at bakterierne kan nedbryde flere stoffer, da et højere redoxpotentiale vil give et større energiudbytte ved den mikrobielle stofomsætning. Derfor vil den mikrobielle omsætning udelukkende ske ved aerob respiration, altså med ilt som terminal elektronacceptor.

Mikrobielle substrater

Den mikrobielle biomasse i aktiv kulfiltre er til stede, bl.a. fordi der findes substrat. der kan omsættes til energi eller biomasse. Dansk grundvand indeholder en lang række stoffer, der kan omsættes mikrobielt under aerobe forhold. Det drejer sig om: NH₄⁺, Fe²⁺, Mn²⁺, CH₄, H₂S og organisk stof. Den traditionelle vandbehandling, hvor vandet luftes og filtreres, vil normalt kunne fjerne de uorganiske forbindelser samt CH₄, hvorved det organiske kulstof bliver det vigtigste mikrobielle vækstsubstrat. Ved god forbehandling bør de nævnte uorganiske forbindelser og CH₄ fjernes inden kulfiltrering.

Forskellige kulstoffraktioner

Puljen af organisk stof i grundvand kan opdeles i fem fraktioner, nemlig:

1. NOM (natural organic matter), naturligt organisk stof
2. BOM (biodegradable organic matter) biologisk nedbrydeligt organisk stof
3. DOC (dissolved organic carbon), opløst organisk kulstof
4. BDOC (biodegradable dissolved organic carbon), biologisk nedbrydeligt opløst organisk kulstof
5. AOC (assimilable organic carbon), assimilerbart organisk kulstof.

Kulstoffraktionerne vil forholde sig til hinanden som skitseret på figur 3.6.

 (3 Kb)

Figur 3.6
Fraktioner af organisk stof i grundvand – principskitse og teoretisk relativ fordeling.

Målemetoder

I litteraturen er der en udpræget tendens til at sammenblande teoretiske og empirisk bestemte kulstoffraktioner. Således vil kulstoffraktionen AOC normalt henvise til en bestemt metode udviklet af Dick van der Kooij (Van der Kooij et al., 1982). På samme måde anvendes betegnelsen TOC (total organic carbon) ofte til beskrivelse af NOM fraktionen på trods af, at der er tale om en specifik målemetode. Målingen NVOC (nonvolatile organic carbon) vil for vand, der er frit for metan, normalt svare til TOC. I dansk drikkevandsovervågning er permanganattallet det tætteste, man kommer på at kvantificere indholdet af organisk kulstof i drikkevand. Permanganattal og en beslægtet metode COD (chemical oxygene demand) giver et mål for mængden af kemisk oxiderbare stoffer i en prøve. En række uorganiske stoffer vil imidlertid også bidrage til permanganattallet og COD. Det organiske stof er derfor ikke særlig godt karakteriseret ved de to metoder.

Bionedbrydelige kulstoffraktioner

I forbindelse med mikrobiel vækst er det naturligvis de bionedbrydelige kulstoffraktioner, der er de mest interessante (BOM, BDOC og AOC), da den mikrobielle vækst naturligvis er knyttet til omsætning af næringsstoffer. Dette er bekræftet af undersøgelser på Choisy-le-Roi vandværket, hvor man observerede sammenhæng mellem fjernelsen af BDOC og den bakterielle vækst (Servais et al., 1991).

Bioassays

Der er udviklet en række målemetoder, der retter sig mod de forskellige kulstoffraktioner. De biologisk nedbrydelige kulstoffraktioner (BOM, BDOC og AOC) måles normalt ved anvendelse af bioassays. I et bioassay undersøges det biologiske respons på nogle givne forhold. Den biologisk tilgængelige kulstoffraktion bestemmes ved at eksponere prøven for en bakteriekultur/population i en periode, hvorefter den biologiske omsætning eller vækst måles. En sådan måling vil afhænge af en række faktorer, nemlig karakteren af de anvendte bakterier, mængden af næringsstoffer, tilstedeværelsen af hæmmende stoffer, temperatur osv. Biologisk nedbrydelighed vil derfor altid være knyttet til netop de forhold, hvor der er observeret nedbrydning. For at tilnærme forholdene i AC-filtre vil man til at undersøge de biologisk tilgængelige kulstoffraktioner normalt anvende bakteriepopulationer eller isolerede bakteriestammer fra drikkevandsfiltre.

AOC

En hyppigt anvendt metode til at måle det mikrobielle vækstpotentiale er assimilerbart organisk kulstof (AOC) (Van der Kooij et al., 1982), hvor man måler den kulstoffraktion, der kan udnyttes til mikrobiel vækst af nogle udvalgte bakterier. AOC refererer direkte til den bakteriebiomasse, der kan dannes ud fra mængden af det specifikke kulstof i prøven og vil derfor altid være mindre end den mængde, der kan omsættes mikrobielt (se figur 3.6). Enheden på AOC er typisk µg ac-C/L, idet man sammenligner væksten i prøven med vækst af samme bakterier på en kendt kulstofkilde, typisk acetat (ac).

Sammensætning af organisk stof

Humus- og fulvussyrer udgør en stor del af det organiske stof i naturligt grundvand (Thurman, 1985). Stofferne er mikrobielt svært tilgængelige og vil derfor normalt ikke kunne omsættes i drikkevandssystemer. I grundvand findes normalt også en mindre fraktion af mikrobielt letomsætteligt kulstof, der bl.a. er sammensat af carboxylsyrer og kulhydrater. Grøn et al. (1992) fandt, at BDOC i en dansk akvifer udgjorde mindre end 11% af DOC. Hovedparten af de organiske forbindelser i drikkevandet er altså ikke mikrobielt tilgængelige.

Ozonbehandling

Ozonbehandling har vist sig at øge mængden af biologisk tilgængeligt organisk stof (Galey et al., 1992; Le Chevallier et al., 1992; Janssens et al., 1984). F.eks. fandt Le Chevallier et al. (1992), at vandets AOC indhold blev forøget 2,3 gange efter ozonbehandling.

Mikrobiel omsætning af organisk stof

Der er udført en række undersøgelser af fjernelsen af organisk stof over vandværksfiltre (se tabel 3.5). Som det fremgår af tabellen, er målingerne foretaget på forskellige kulstoffraktioner.

Tilførsel af næringsstof

Hvor størrelsen af den bakterielle biomasse på kullene i høj grad afhænger af strømningsforholdene i filtret og karakteren af filtermediet, vil den bakterielle produktion primært afhænge af tilførslen af næringsstoffer fra råvandet. Således vil filtre, der behandler vand med et højt indhold af næringsstof, kunne opretholde en stor bakterieproduktion og dermed frigive flere bakterier til vandfasen. Andre faktorer som temperatur eller kloring vil også have stor betydning for den bakterielle produktion.

Tabel 3.5
link til tabel
Fjernelse af organisk stof i filtre, der behandler overfladevand (metoderne til måling af organisk stof er beskrevet tidligere).

Den bakterielle produktion i filtret defineres hermed som summen af nedenstående:

1. Vandets bakterietilvækst fra indløb til udløb.
2. Ændringen i bakteriebiomassen i filtret.
3. Den bakterielle hendøen inklusive græsning.

I praksis er det uhyre svært at bestemme hendøen, derfor defineres netto bakterieproduktionen i det følgende som den bakterielle produktion minus hendøen.

Ved stationære forhold vil netto bakterieproduktionen svare til vandets bakterietilvækst fra indløb til udløb.

AC-filtre kontra sandfiltre

Som tidligere nævnt findes der også biomasse knyttet til filtermaterialet i sandfiltre. Spørgsmålet er, om den mikrobielle produktion er højere i AC-filtre end i sandfiltre. Le Chevallier et al. (1992) fandt, at den bakterielle nettoproduktion i et AC-filter var fem gange højere end i et sandfilter med samme volumen og kontakttid. En anden undersøgelse (Maloney et al., 1984) viste dog tværtimod, at der ikke var nogen signifikant forskel på omsætningen i sandfiltre og AC-filtre.

De forskellige konklusioner i de to undersøgelser skyldes formentlig, at tilførslen af næringsstof har været forskellig. Da AC-filtre har vist sig at kunne understøtte en større biomasse end sandfiltre, vil den mikrobielle omsætning i AC-filtre dermed også være potentielt højere. Omvendt vil en lille mængde af organisk stof kunne omsættes 100% af en mindre biomasse (som f.eks. i et sandfilter).

Potentielt kan AC-filtre altså fjerne mere organisk stof end sandfiltre, men det vil ikke altid være tilfældet i praksis. Dette er formentlig forklaringen på forskellen i konklusionen i de to omtalte undersøgelser.

Flere filtre i serie

Den mikrobielle produktion og frigivelse af mikroorganismer er i flere undersøgelser overvejende observeret tættest på indløbet (Servals et al., 1994; Servais et al., 1991; Werner et al., 1984; Tuschewitzki et al., 1983), hvilket altså tyder på, at det mikrobielt tilgængelige næringsstof hurtigt omsættes. En øget filterdybde eller seriekobling af flere filtre vil derfor normalt ikke medføre en forringet mikrobiel vandkvalitet. Tværtimod vil den øgede opholdstid medføre en øget hendøen (og græsning), hvilket altså betyder en forbedret mikrobiel vandkvalitet.

Behandling af grundvand

Der mangler viden om bakterieproduktion i filtre, der behandler vand med et lavt indhold af organisk stof, som det normalt er tilfældet i dansk vandbehandling. Men man må forvente, at den bakterielle produktion i filtre, der behandler grundvand, er væsentlig lavere, end det er tilfældet i filtre, der behandler overfladevand, fordi vandet har et lavere indhold af næringsstoffer.

3.8 Biologisk aktiv kul

BAC

Reelt er alle AC-filtre biologisk aktive. Man anvender dog betegnelsen biologisk aktiv kul (BAC) om GAC-filtre, hvor biomassen ikke reguleres, og kullene ikke regenereres/udskiftes. Herved opbygges en biomasse på kullene, der kan omsætte mikrobielt tilgængelige stoffer, der altså fjernes fra vandet. Det er således ikke aktiv kuls adsorptionsevne, der udnyttes, men i stedet at kullene er et egnet bæremedie for mikroorganismer. Normalt anvendes BAC filtre til at reducere indholdet af organisk stof i overfladevand, men metoden kan også anvendes til fjernelse af ammonium ved nitrifikation.

Ozonbehandling

BAC filtrering kombineres som regel med en indledende ozonbehandling af vandet for at øge bionedbrydeligheden af det naturligt forekommende organiske stof (NOM) og for at sænke turbiditeten i vandet. Samtidig vil en række miljøfremmede stoffer kunne nedbrydes abiotisk under ozonbehandlingen (Kruithof et al., 1994). Ozonbehandling giver således mulighed for større mikrobiel omsætning og dermed større fjernelse af kulstof fra vandfasen. Den biotilgængelige kulstoffraktion kan dog øges så meget, at der på trods af en efterfølgende BAC filtrering er mere letomsætteligt kulstof i udløbet af filtret, end der var før ozoneringen (Price et al., 1993).

Kultyper til BAC filtre

Der er udviklet en speciel type GAC med en makroporestruktur specielt designet til at understøtte mikrobiel biomasse (PICABIOL; PICA, Le vallois, Frankrig). Kultypen har kun interesse i forhold til dimensionering af BAC-Filtre, hvor man i princippet kan opnå samme omsætning af organisk stof med en mindre mængde aktiv kul.

3.9 Eftervækst

Effekter af eftervækst

Bakteriel vækst i ledningsnettet benævnes normalt eftervækst. Selv små mængder af biologisk tilgængeligt kulstof kan give problemer med bakteriel eftervækst i ledningsnettet. Eftervækst kan forårsage øget korrosion af vandrør samt generelt forringe den mikrobielle vandkvalitet. Behandling med aktiv kul vil fjerne organisk stof fra vandfasen ved adsorption og mikrobiel omsætning. Foruden organisk kulstof vil NH₄, Fe²⁺, Mn²⁺ CH₄ og H₂S kunne medføre øget mikrobiel vækst.

Biologisk stabilt vand

Eftervækst i ledningsnettet kan begrænses, hvis der gennem hele ledningsnettet sikres en vis koncentration af desinfektionsmiddel f.eks. klor. Alternativt kan væksten i nogle tilfælde begrænses ved at reducere vandets indhold af biotilgængeligt organisk kulstof. Undersøgelser peger i retning af, at vand med et BDOC indhold på mindre end 0,15 mg C/L (Servais et al., 1995) eller et AOC indhold på mindre end 10 µg ac-C/L (Van der Kooij, 1990) er biologisk stabilt, det vil sige, at der er ikke næringsmæssigt grundlag for yderligere mikrobiel vækst. Som nævnt vil den mikrobielle aktivitet i AC-filtre medføre en omsætning af BDOC, hvorfor aktiv kulfiltrering alt andet lige reducerer eftervækstpotentialet.

Begrænset mikrobiel vækst

Man skal dog være opmærksom på, at den biologiske vækst kan være begrænset af andre faktorer end mængden af biotilgængeligt kulstof. I nogle systemer kan f.eks. opholdstiden eller vandets fosforindhold tænkes at være begrænsende for den mikrobielle vækst.

Den forringelse af den mikrobielle vandkvalitet, der kan ske som følge af AC-behandling, vil i høj grad kunne ske ude i ledningsnettet for anlæg uden AC-filtre. AC-filtrering giver en mulighed for at overvåge og kontrollere den biologiske vækst.

3.10 Nedbrydning af miljøfremmede stoffer

Da råvandet i dansk vandbehandling som tidligere nævnt overvejende består af grundvand med et lavt indhold af organisk stof, vil man formentlig i den fremtidige vandbehandling primært være interesseret i at fjerne miljøfremmede stoffer.

 (9 Kb)

Figur 3.7
Effekt af biologisk nedbrydning og tilstedeværelse af ikke adsorberbare stoffer (Snoeyink, 1990). MTZ er mass transfer zonen.

Som beskrevet i kapitel 2 kan aktiv kul adsorbere en lang række organiske miljøfremmede stoffer. Nogle af disse stoffer kan nedbrydes og omsættes af mikroorganismer i AC-filtre.

Biologisk omsætning og filterlevetid

Den biologiske omsætning betyder en generelt øget levetid for filtret, idet bakterierne omsætter stof, der ellers ville være adsorberet. Betydningen af den biologiske nedbrydning for stofgennembrud er sammenfattet på figur 3.7. Som det ses af figuren, vil der ved mikrobiel omsætning fortsat fjernes stof, selv efter kolonnen er mættet med adsorberbare forbindelser.

Bioregenerering

Det har været foreslået, at der kan ske en vis bioregenerering i aktiv kulfiltre, dvs. en biologisk fjemelse af organiske stoffer, der er adsorberet til kullene. Processen kunne forløbe ved:

1. Bakterierne kan direkte eller vha. af exoenzymer nedbryde de adsorberede substrater.
2. Desorption af substrat, hvilket kun vil kunne ske, hvis den mikrobielle aktivitet er høj nok til at sænke substratkoncentrationen i grænselaget ved kullenes overflade.

I litteraturen er bioregenerering blevet observeret på GAC, hvor toluen (Shi et.al., 1995), phenol og paranitrophenol (Speitel, Jr. & DiGiano, 1987) var adsorberet. Man kan dog ikke umiddelbart forudsige, i hvilket omfang bioregenerering vil ske i praksis, da omfanget af bioregenereringen vil afhænge af en lang række parametre bl.a. biomassens sammensætning og mængden/biotilgængeligheden af det adsorberede substrat. Bioregenerering er et meget komplekst område, der afgjort kræver nøjere undersøgelser.

Nedbrydning af miljø fremmedestoffer

Der er kun foretaget få undersøgelser af bionedbrydning af miljøfremmede stoffer i vandværksfiltre. Tabel 3.6 giver en oversigt over nogle af de undersøgelser af biologisk nedbrydning, der er foretaget.

Tabel 3.6

Udvalgte aromatiske forbindelser, der nedbrydes aerobt i sandfilter.

1) Engelsen et al. (1997).
2) Nielsen & Arvin (1996).

Desuden har Czekalla & Wichmann (1994) i sandfiltre observeret nedbrydning af en lang række stoffer bl.a. forskellige naftalener, phenoler, chlorbenzol og chlorphenol.

Selvom det specifikke stof ikke nedbrydes i nævneværdig grad, kan biologisk nedbrydning alligevel have betydning for kullenes adsorptionskapacitet, idet der kan nedbrydes stoffer, der konkurrerer om de samme adsorptionssites.

Metabolitter

Nogle miljøfremmede organiske stoffer vil ikke blive fuldstændigt nedbrudt til kuldioxid, vand og uorganiske salte. Ved nedbrydningen kan et givet stof omdannes til et andet stof med andre kemiske egenskaber. Således kan nedbrydning bl.a. ændre stoffets mobilitet, toksicitet og nedbrydelighed. Teoretisk kan dette medføre, at et stof, der let adsorberes til aktiv kul, mikrobielt omdannes til mindre adsorberbart stof, der hurtigere kan gennembryde filtret. Dette er observeret i GAC-filtre i Frankrig for atrazin (Prados, personlig kommunikation, 1997). Man bør ved design af AC-filtre være opmærksom på dannelse af nedbrydningsprodukter. Den viden, der findes inden for dannelse af nedbrydningsprodukter ved biologisk nedbrydning i AC-filtre, befinder sig dog i høj grad på det spekulative plan.

Måling af milljøfremmede stoffer

Miljøfremmede stoffer i drikkevand måles normalt ved gaskromatografi (GC). GC-måling retter sig direkte mod enkeltstoffer. Det betyder altså, at man let overser stoffer, som man ikke specifikt leder efter. Biologisk nedbrydning kan derfor være et problem, da man ved GC-måling i nogle tilfælde kun vil observere, at moderstoffet forsvinder, men ikke at der dannes nedbrydningsprodukter.

En række af de miljøfremmede organiske stoffer, man i dag finder i grundvandet, er nedbrydningsprodukter af pesticider. Det drejer sig bl.a. om desisopropyl-atrazin og hydroxy-atrazin, der er nedbrydningsprodukter af atrazin, og BAM, der er et nedbrydningsprodukt af 2,6-dichlorbenil.

3.11 Regulering af biomasse i aktiv kulfiltre

Som tidligere nævnt giver biomassen i aktiv kul nogle umiddelbare fordele, da mikroorganismerne i et vist omfang kan omsætte stof, der er uønsket i ledningsnettet og hos forbrugerne, samtidig med at kullenes levetid forøges.

Baggrund for regulering af biomasse

Det kan dog være nødvendigt at regulere biomassen i AC-filtret, f.eks. hvis tryktabet over filtret øges kraftigt som følge af tilstopning med biomasse, eller hvis potentielt patogene organismer er blevet introduceret i filtret. Desinfektion kan skabe ustabile forhold i filtrets biomasse, hvilket kan resultere i øget kimtal i filterudløbet. Desuden vil en reduktion i bakterietallet på kullene kunne medføre, at der produceres vand med et øget eftervækstpotentiale, hvorved bakterievækst problemet flyttes fra selve filtret ud til ledningsnettet.

Returskylninger

Returskylning af AC-filtre synes kun at have en ringe effekt på biomassen (Miltner et al., 1995). Men returskylninger vil normalt kunne løse problemer med mikrobiel tilstopning af filtrene.

Kloring Af AC-filtrer

Hvis AC-filtret er inficeret med patogene eller potentielt patogene mikroorganismer, skal filtret desinficeres f.eks. ved at klore filtret. Det skal dog bemærkes, at fasthæftede bakterier har en betydelig højere tolerance over for kloring end fritlevende bakterier, se figur 3.8 (LeChevallier et al., 1984).

 (5 Kb)

Figur 3.8
Overlevelse af naturligt forekommende bakterier i et GAC filter udsat for 2,0 mg frit klor/L i en time (koncentrationen af frit klor efter en time var 1,7 mg/L) (LeChevallier et al., 1984).

Tilsvarende observerede Le Chevallier et al. (1992) kun ringe hæmning af den bakterielle vækst ved vedvarende kloring.

Ved at benytte returskyllevand med klor kan man i et vist omfang reducere biomassen på kullene (Miltner et al., 1995; DiGiano et al., 1990). Dog langt fra nok til, at denne metode er tilstrækkelig til desinfektion af AC-filtre, der er inficeret med potentielt patogene organismer.

Desinfektion af AC-filtre

Patogene organismer kan fjernes fra AC-filtre med kraftige desinfektionsmidler (f.eks. en 5% NAOH opløsning) over en længere periode (f.eks. et døgn), hvor filtrene er ude af drift (T. Selchau, personlig kommunikation, 1997). Efter en sådan desinfektion skal filtret skylles grundigt igennem for at sikre, at alt desinfektionsmidlet er fjernet.

Nye kul

I forbindelse med kuludskiftning er det kun nødvendigt at desinficere kullene inden de tages i brug, hvis der er mistanke om, at kullene er forurenet med patogene organismer under transporten eller i forbindelse med udskiftningen. Under normale omstændigheder er det ikke nødvendigt at desinficere kullene inden de tages i anvendelse (F. Zwicky, personlig kommunikation, 1997)

UV-behandling

UV-behandling af udløbsvandet fra et AC-filter vil reducere kimtallet i vandet, men muligvis øge eftervækstpotentialet. Kruithof et al. (1992) fandt en stigning i AOC indholdet op til 60% efter UV-behandling, men det skal dog nævnes at undersøgelserne blev udført på vand med et meget lavt AOC indhold (1,6-4,4 g ac-C/L).

UV-behandling bør derfor primært anvendes som en sikkerhed mod introduktion af potentielt patogene organismer i ledningsnettet (f.eks. under indkøring af filtret) og ikke som et middel til at reducere det generelle bakterieantal.

Begrænsning af næringsstoffer

Hvis man ønsker at begrænse den mikrobielle omsætning, kan man begrænse tilførslen af næringsstof, f.eks. kan man udelade præozonering samt så vidt muligt fjerne NH₄⁺, Fe²⁺, Mn²⁺, CH₄ og H₂S ved den indledende vandbehandling.

3.12 Kulpartikler

GAC filtre kan frigive små kulpartikler til det filtrerede vand (Stringfellow et al., 1993; Di Giano et al., 1990; Camper et al., 1987). Partiklerne kan være koloniserede af heterotrofe bakterier (Morin & Camper, 1997; Pernitsky et al., 1997; Stringfellow et al., 1993; DiGiano et al., 1990; Stewart et al., 1990; Camper et al., 1987; Camper et al., 1986), og i enkelte tilfælde også af coliforme bakterier (Stewart et al., 1990; Camper et al., 1986). Frigivelsen af partikler synes at være uafhængig af filterets alder, men øges med filterdybden og filterhastigheden (Camper et al., 1987). Desuden er frigivelsen af kulpartikler væsentligt højere umiddelbart efter returskylning (Pernitsky et al., 1997).

Tabel 3.7
Typisk frigivelse af kulpartikler fra GAC filtre (pilotanlæg).

*Indledende PAC tilsætning og sedimentation.

Kulpartikler og desinfektion

Det har været fremført, at kulpartikler kunne beskytte bakterierne mod desinfektion, ligesom det er tilfældet i selve filtret. I en række undersøgelser (Morin & Camper, 1997; Pemitsky et al., 1997; Stringfellow et al 1993) er der dog ikke konstateret vanskeligheder med klordesinfektion af bakterier associeret til kulpartikler, ved de partikelkoncentrationer man vil forvente at møde ved GAC filtrering, se tabel 3.7. Der kan derimod opstå et problem i forhold til drikkevandsovervågning, da konventionelle analyser som tidligere nævnt vil underestimere kimtallet pga. tilstedeværelsen af partikelassocierede bakterier i prøven (Camper et al., 1986).