Mikrobiologisk barriär- verkan vid konstgjord grundvattenbildning

VA-Forsk rapport Nr 2006-10
Mikrobiologisk barriär­
verkan vid konstgjord
grundvattenbildning
– en litteraturstudie om påverkande faktorer
Kajsa Engblom
Måns Lundh
VA-Forsk
VA-Forsk
VA-Forsk är kommunernas eget FoU-program om kommunal VA-teknik. Programmet finansieras i sin
helhet av kommunerna, vilket är unikt på så sätt att statliga medel tidigare alltid använts för denna typ
av verksamhet. FoU-avgiften är för närvarande 1,05 kronor per kommuninnevånare och år. Avgiften är
obligatorisk. Nästan alla kommuner är med i programmet, vilket innebär att budgeten årligen omfattar
drygt åtta miljoner kronor.
VA-Forsk initierades gemensamt av Svenska Kommunförbundet och Svenskt Vatten. Verksamheten
påbörjades år 1990. Programmet lägger tonvikten på tillämpad forskning och utveckling inom det
kommunala VA-området. Projekt bedrivs inom hela det VA-tekniska fältet under huvudrubrikerna:
Dricksvatten
Ledningsnät
Avloppsvattenrening
Ekonomi och organisation
Utbildning och information
VA-Forsk styrs av en kommitté, som utses av styrelsen för Svenskt Vatten AB. För närvarande har
kommittén följande sammansättning:
Anders Lago, ordförande
Olof Bergstedt
Roger Bergström
Daniel Hellström
Stefan Marklund
Mikael Medelberg
Anders Moritz
Peter Stahre
Jan Söderström
Göran Tägtström
Agneta Åkerberg
Södertälje
Göteborgs VA-verk
Svenskt Vatten AB
Stockholm Vatten AB
Luleå
Roslagsvatten AB
Linköping
VA-verket Malmö
Sv Kommunförbundet
Borlänge
Falkenberg
Steinar Nybruket, adjungerad
Thomas Hellström, sekreterare
NORVAR, Norge
Svenskt Vatten AB
Författarna är ensamma ansvariga för rapportens innehåll, varför detta ej kan
åberopas såsom representerande Svenskt Vattens ståndpunkt.
VA-Forsk
Svenskt Vatten AB
Box 47607
117 94 Stockholm
Tfn 08-506 002 00
Fax 08-506 002 10
[email protected]
www.svensktvatten.se
Svenskt Vatten AB är servicebolag till föreningen Svenskt Vatten.
VA-Forsk
Bibliografiska uppgifter för nr
Rapportens titel:
Mikrobiologisk barriärverkan vid konstgjord grundvattenbildning
– en litteraturstudie om påverkande faktorer
Title of the report:
Microbiological barrier in artificial recharge of ground water – a review
Rapportens beteckning
Nr i VA-Forsk-serien:
2006-10
Författare:
Kajsa Engblom, Måns Lundh, Göteborgsregionens kommunalförbund (GR)
VA-Forsk-projektnr:
24-103
Projektets namn:
Mikrobiologisk barriärverkan i konstgjord grundvattenbildning
– litteraturstudie
Projektets finansiering:
VA-Forsk
Rapportens omfattning
Sidantal:
Format:
51
A4
2006-10
Sökord:
Dricksvatten, mikrobiologisk barriär, konstgjord grundvattenbildning, redukt­
ion, patogen, bakterier, virus
Keywords:
Drinking water, microbiological barrier, artificial recharge, groundwater,
reduction, pathogen, bacteria, virus
Sammandrag:
Litteraturstudien redovisar vilka faktorer som påverkar den mikrobiologiska
barriären vid konstgjord grundvattenbildning och hur de påverkar. Studien
sammanfattar reduktionen av patogener vid olika fullskaleförsök.
Abstract:
The review accounts for the factors influencing the microbiological barrier at
artificial recharge of groundwater. A summery of the reduction of pathogens
for different full scale studies is made.
Målgrupper:
VA-ansvariga, tillsynsmyndigheter, VA-konsulter, driftpersonal på vattenverk
med konstgjord grundvattenbildning
Omslagsbild:
Vy över Dösebacka vattenverk, Kungälv. Fotograf: Kajsa Engblom
Rapporten beställs från:
Finns att hämta hem som pdf-fil från Svenskt Vattens hemsida
www.svensktvatten.se
Utgivningsår:
2006
Utgivare:
Svenskt Vatten AB
© Svenskt Vatten AB
Grafisk formgivning: Victoria Björk, Svenskt Vatten
Förord
Litteraturstudien genomfördes mellan april till november 2005 med finansiering
från VA-Forsk. Rapporten riktar sig till alla intresserade av forskning och utveckling
av konstgjord grundvattenbildning eller utformning och drift av en anläggning
med infiltration som ett reningssteg.
Studien ingick i ett större projekt om mikrobiologisk barriärverkan vid konstgjord grundvattenbildning som pågått i Göteborg 2003-2005. Projektet syftade till
att undersöka tillämpligheten av konstgjord grundvattenbildning i Gråbodeltat
vid sjön Mjörn.
Vi tackar alla som bidragit till produktionen av denna rapport och genomförandet av studien. Ett speciellt tack till Olof Bergstedt, Göteborgs va-verk, för
värdefulla kommentarer och Emma Holmström, GR, för synpunkter på utformningen av rapporten.
Kajsa Engblom Måns Lundh
Göteborg 2006-01-31 Göteborg 2006-01-31
Innehåll
Förord. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
Sammanfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
Summary. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
1 Introduktion. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
1.1 Bakgrund . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
1.2 Syfte. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
1.3 Metod. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
1.4 Begränsningar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
1.5 Rapportens disposition. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
2 Konstgjord grundvattenbildning – metodbeskrivning. . . . . . . . . 11
2.1 Begrepp. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
2.2 Anläggningstyper . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
2.3 Reningsprocesser i marken vid konstgjord grundvattenbildning – omvandling från ytvatten till grundvatten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
2.4 Igensättningar. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
2.5 Fördelar och nackdelar med konstgjord grundvattenbildning. . . 13
3 Patogener och indikatororganismer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
3.1 Patogena organismer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
3.1.1 Virus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
3.1.2 Bakterier. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
3.1.3 Protozoer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
3.2 Vattenburna patogener och lagstiftning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
3.3 Indikatororganismer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
3.3.1 Bakteriofager som indikatororganismer och modellorganismer . . . . 18
4Studier om mikrobio­logisk barriärverkan vid konstgjord
grundvatten­bildning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
5 Påverkande faktorer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
5.1 Översikt. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
5.2 Avskiljning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
5.3 Inaktivering och avdödning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
5.4 Relationen mellan inaktivering och avskiljning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6De olika faktorernas inverkan på reduktionen av
patogener . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
6.1 Egenskaper hos mikroorganismen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
6.1.1
6.1.2
6.1.3
6.1.4
6.1.5
Koncentration. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
Organismtyp . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
Storlek och form. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
Laddning hos mikroorganismerna. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
Hydrofobicitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
6.2
6.2.1
6.2.2
6.2.3
6.2.4
6.3
6.3.1
6.3.2
6.3.3
6.3.4
6.4
6.4.1
6.4.2
6.4.3
6.4.4
6.4.5
Egenskaper hos vattnet. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
pH . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
Temperatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
Innehåll av organiskt material . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26
Jonkoncentration och jonsammansättning i vattnet. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
Egenskaper hos marken och infiltrationsmaterialet. . . . . . . . . . . . . . . . . 28
Partikel och porstorlek . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
Mineral- och Jordsammansättning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
Laddning hos marken. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
Hydrofobicitet. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
Anläggningens utformning och drift . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
Uppehållstid. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
Transportsträcka mellan infiltration och uttag. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
Grundvattenhastighet. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
Vattenmättnadsgrad. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
Biohud och naturliga mikroorganismer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
7 Kvantifiering av de dimensionerande faktorerna . . . . . . . . . . . . . . . . 33
7.1 Inledning. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
7.2 Metod. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
7.3 Reduktion i förhållande till transportsträckan. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
7.4 Reduktion i förhållande till uppehållstid. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
7.5 Reduktionsfaktor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
7.6 Modellorganismer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
7.7 Diskussion av kvantifierings­studien och jämförelse med
lagstiftning internationellt. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
7.8 Begränsningar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
8 Sammanfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
8.1 Påverkande faktorer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
8.2 Kvantifieringsstudien. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
9
Forsknings- och utvecklingsbehov. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
Referenser. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Bilaga A: Sökord. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48
Bilaga B: Data från fältstudier . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49
Sammanfattning
Den mikrobiologiska säkerheten mot vattenburna sjukdomsutbrott är en viktig
funktion vid produktion av dricksvatten för att förhindra sjukdomsfall. En ökad
kännedom om mikrobiologiska föroreningskällor, ett vakuum kring lagstiftning
med krav på råvattenkvalitet samt brist på kunskap om virus motiverar forskning
och studier om mikrobiologiska säkerhetsbarriärer vid dricksvattenberedning.
Konstgjord grundvattenbildning är en förstärkning av den naturliga tillgången av grundvatten genom infiltration av ytvatten. Det finns flera olika metoder
som används i Sverige, varav bassänginfiltration är den vanligaste. Reningen av
vattnet sker i den bildade biohuden i botten av bassängerna, samt i jordlagren i
marken, som fungerar som mikrobiologisk barriär.
Litteraturstudien granskar de senaste rönen om mikrobiologisk barriär i konst­
gjord grundvattenbildning och mikroorganismers transport i mark och grundvatten för att identifiera vilka faktorer som är av betydelse för reduktionen och hur
de påverkar. Det är egenskaper hos mikroorganismen, vattnet och marken som
avgör hur och till vilken grad reduktionen sker. Även hur infiltrationsanläggningen
är utformad och drivs påverkar.
I studien har ett försök gjorts till att kvantifiera den mikrobiologiska barriärverkan vid olika uppehållstider och avstånd från infiltrationspunkten, utifrån resultat från undersökningar som gjorts i fullskaliga anläggningar och försöksområden
i olika länder. Det är stor skillnad på reduktionen beroende på akvifärens egenskaper, då främst avseende grundvattenhastigheten och hur anläggningen drivs,
och noggranna lokala undersökningar måste utföras. Enligt följande tabell som
sammanställts med hjälp av fullskaleförsöken ger olika uppehållstider och avstånd
mellan infiltrations- och uttagspunkt varierande effektivitet på barriären:
Långsam akvifär
(1–3 m/dag)
Uppehållstid
(dygn)
Snabb akvifär
(>25 m/dag)
Avstånd
(m)
Uppehållstid
(dygn)
Avstånd
(m)
Erhållen Reduktion
(log10 )
>5
10
ca 1
25
3
>14
15
ca 1,5
40
4
>25
20
ca 2
80
5
>35
30
ca 3
>80
6
Efter 14 dagar, vilket är gränsen för att klassificera ytvatten som grundvatten,
är reduktionen mellan 4-8 log10, beroende på akvifärens förutsättningar. Eftersom
avståndet mellan infiltrationspunkten och uttaget är en lika relevant parameter,
enligt denna studie, skulle Livsmedelsverkets rekommendation om 14 dagar kunna
kompletteras med ett rekommenderat avstånd. Denna rekommendation skulle
kunna hamna på ca 40 m, vilket är tillräckligt för en reduktion på mellan 4-8
log10 av virus.
Summary
The microbiological barrier for protection against pathogens (microorganisms
causing disease) is an important function in the production of drinking water.
The increasing awareness of potential causes for microbiological contamination,
a vacuum in Swedish regulation on quality of the raw water, as well as a lack of
knowledge about virus motivates research and studies about microbiological safety
barriers in drinking water production.
The review gives a short introduction of artificial recharge and the different
methods used in Sweden. The processes that take place in the different soil layers
acts as the microbiological barrier in artificial recharge. One difficulty with drinking
water production through artificial recharge is quantifying the reduction of micro­
organisms and other substances.
The review examines the latest results and discussions about the microbiological
barrier and microorganisms transport in soil and groundwater in order to identify
the factors affecting the reduction and how. There are several factors, including
characteristics of the microorganism, the water and the soil influencing the reduction. The design and management of the plant are also of significance.
An attempt of quantifying the microbiological barrier at different travel times
and distances from the injection/infiltration point has been made to facilitate the
assessment and construction of a plant for artificial recharge. The results from full
scale studies, compiled in the following table, show that there is a great variety in
the reduction of microorganisms depending on the characteristics of the aquifer
and especially the velocity of the groundwater influence the reduction. This
emphasizes the importance of careful and accurate local studies.
Slow aquifer
(1–3 m/day)
Travel time
(days)
Rapid aquifer
(>25 m/day)
Distance
(m)
Travel time
(days)
Distance
(m)
Barrier removal
efficiency (log10 )
>5
10
ca 1
25
3
>14
15
ca 1,5
40
4
>25
20
ca 2
80
5
>35
30
ca 3
>80
6
After 14 days, which is the limit for defining infiltrated water as groundwater in
Sweden, the reduction of virus is between 4–8 log10 according to this review. Since
the distance between the infiltration and abstraction point is an equally relevant
parameter, a recommendation of a minimum distance could complement the
National Food Administration’s recommendation of 14 days. This recommendat­
ion could be a distance of approximately 40 m, which is sufficient for a reduction
of 4–8 log10.
av naturliga partiklar i bakteriestorlek och en logavskiljning på 4,7–5,5 för tillsatta bakteriofager (Persson
et al. 2005). Klorering ska ge avdödning av 99 % av
bakterierna, men det är diskuterat om klorering verk­
ligen ger den effektiviteten på mer tåliga virus och
parasiter. Livsmedelsverket (2004) innefattar långsam­
filtrering som en mikrobiologisk barriär men nämner
inga kvantitativa värden på vad reduktionen är.
Det problematiska med dricksvattenförsörjning
genom konstgjord grundvattenbildning är svårigheten
att generellt kvantifiera reningseffektiviteten, dvs. re­
duktionen, av olika ämnen och mikroorganismer
(den mikrobiologiska barriärverkan). Barriärverkan
i konstgjord grundvattenbildning beror mycket på
förhållanden som varierar mellan olika anläggningar
och kan inte bestämmas lika enkelt som för ytvatten­
verk. Fysikaliska och geologiska förutsättningar, såsom infiltrationsvattnets och markens egenskaper
samt processutformning skiljer sig mellan olika anläggningar.
De fysikaliska, kemiska och biologiska processer
för rening, och de faktorer som styr dessa inom konst­
gjord grundvattenbildning, är inte väl undersökta i
Sverige. Därför krävs en djupare kunskap om överlevnad och avskiljning av patogener i mark och vatten,
för att utveckla effektiva bestämmelser och föreskrifter för att förhindra förorening av dricksvatten.
Det krävs även en utveckling av nya metoder för
analys och övervakning för en säker behandling
(Jörgensen et al. 2001). Fryklund m.fl. (1994) menar
på att den forskning som bedrivits inom området
utomlands och de resultat som erhållits är inte direkt
tillämpbara på svenska förhållanden. De mikroorgan­
ismer och det organiska materialet som ska avskiljas
är av olika typ, de hydrogeologiska förhållandena
skiljer sig åt osv. och motiverar att svenska undersökningar behövs.
Det pågår ett forskningsprojekt i Göteborg om
mikrobiologisk barriärverkan i omättad zon vid konst­
gjord grundvattenbildning. Resultaten kommer att
presenteras som en VA-Forsk rapport. Denna litter­
aturstudie är utförd som bakgrund och kunskapsinhämtning till projektet för att ge förståelse för pro­
blematiken, samt uppslag på vad framtida svensk
forskning inom området bör inriktas på.
1 Introduktion
1.1 Bakgrund
Vattenburna sjukdomsutbrott förekommer i Sverige
liksom i resten av världen. Under åren 1980–2004
rapporterades 142 vattenburna utbrott med totalt
63 000 sjukdomsfall runtom i landet. I genomsnitt
rapporteras nästan ett vattenburet utbrott med minst
1000 drabbade per år. Campylobakter har varit det
smittämne man funnit flest gånger, följt av norovirus
och Giardia Lamblia, men i merparten av de vatten­
burna utbrotten har smittan inte lyckats identifieras
(Smittskyddsinstitutet 2005). Den mikrobiologiska
säkerheten mot patogener (sjukdomsframkallande
mikroorganismer) som bakterier, virus och protozoer
av fekalt ursprung är därmed en viktig funktion vid
produktion av dricksvatten. En ökad kännedom om
mikrobiologiska föroreningskällor, ett vakuum kring
lagstiftning med krav på råvattenkvalitet samt bristen
på kunskap om virus motiverar forskning och studier
om mikrobiologiska säkerhetsbarriärer vid dricksvattenberedning.
De svenska föreskrifterna för dricksvattenproduktion innehåller i dag inga specifika och kvant­
itativa krav på hur effektiva de mikrobiologiska
säkerhetsbarriärerna ska vara i att avskilja sjukdoms­
framkallande mikroorganismer. Enligt vägledningen
till föreskrifterna ses en låg turbiditet (<0,1 FNU) och
en 99 % (2 log10) inaktivering av bakterier som min­
iminivå för att beredningssteget ska räknas som en
barriär (Livsmedelsverket 2004). För kemisk fällning
och snabbfiltrering ligger avskiljningen av virus och
fekala indikatorbakterier, som tillsätts i höga koncentrationer, på mellan 3 och 4 log10, men ner till
1–2 log10 för naturliga partiklar i bakterie eller protozo­
storlek. Ultrafiltrering, med membran på 100 nm,
visade sig i försök ge en avskiljning på 98–99,9 %
Se kapitel 3 för vidare förklaring av begreppet patogen.
Avföring, exkrementer.
Med en mikrobiologisk säkerhetsbarriär menas en anordning eller åtgärd i vattenverket som motverkar förekomst
av sjukdomsframkallande virus, bakterier och parasitära
protozoer i dricksvattnet (Livsmedelsverket 2004).
Reduktion
av naturligt organiskt material och mikroorgan­
ismer i konstgjord grundvattenbildning. Måns Lundh,
Emma Holmström, Jonas Långmark, Henrik Rydberg,
under arbete 2005.
och inte vidare till de källor som litteraturstudien i
sin tur hänvisar till (t.ex. Stevik et al. 2004; Leclerc
et al. 2000 och Schjiven 2001). I vissa fall har inte
andrahandskällor undersökts (detta angivs i texten
som t.ex. Nasser et al. 1993, citerad i Pang et al. 2003)
p.g.a. tidsbrist.
1.2 Syfte
Syftet med litteraturstudien är att granska de senaste
rönen om mikrobiologisk barriär i konstgjord grund­
vattenbildning och mikroorganismers transport i
marken för att identifiera vilka faktorer och mätbara
parametrar som är av betydelse för reduktionen och
hur de påverkar. Studien ska dessutom göra en ansats
för att klargöra förhållanden mellan de parametrar
som påverkar reduktionen av sjukdomsframkallande
mikroorganismer och skillnader i reduktionen mellan
virus, bakterier och protozoer.
Studien ska förhoppningsvis kunna förenkla den
komplicerade process som en bedömning och dimensionering av en anläggning för konstgjord grund­
vattenbildning är med avseende på den mikrobiolog­
iska säkerheten, genom att kvantifiera den mikrobiologiska barriärverkan vid olika uppehållstider och
transportsträckor.
1.4 Begränsningar
En allmän begränsning är urvalet av artiklar som
bygger på en subjektiv bedömning av de som funnits
i databaserna. Alla artiklar inom området har inte
kunnat granskas och analyseras, det har tiden för
projektet inte medgivit. Förhållandena skiljer sig i
Sverige mot förhållandena i studerad litteratur med
avseende på vattenkvaliteten och markförhållanden,
vilket medför att jämförelsen av resultat från studier
med praktiska erfarenheter från anläggningar begränsas.
De faktorer som studerats mest noggrant är de
som gått att undersöka i pilotförsök och i labbskala
vilket gör att flera faktorer, bl.a. omättad zons be­
tydelse, som kan vara avgörande på en fullskalenivå,
är dåligt undersökta. Applicering av resultat och slut­
satser från försök i pilotskala på verkligheten är behäftat med osäkerheter och ett samspel mellan olika
faktorer kan medföra att förhållanden blir annorlunda.
Begränsningar med metoden och genomförandet
av kvantifieringen diskuteras i kapitel 10.
1.3 Metod
Arbetet har utförts som en litteraturstudie av veten­
skapliga tidskrifter- papers, rapporter och handböcker.
Två huvudsakliga typer av litteratur har använts för
beskrivningen och kvantifieringen av hur de olika
faktorerna påverkar reduktionen; vetenskapliga art­
iklar som redovisar utförda försök och resultat samt
litteraturstudier liknande denna som diskuterar den
mikrobiologiska barriärverkan utifrån tidigare forskning. Metoden för kvantifieringen är beskriven i
kapitel 10.
Artiklarna har främst fåtts från olika elektroniska
databaser (Elsevier- ScienceDirect, ProQuest, Springer
Link m.fl.) med tidskrifter i fulltext, samt med referenslitteratur, handböcker m.m. Arbetet är med
andra ord i huvudsak en elektronisk litteraturstudie
där äldre referenser inte har prioriterats p.g.a. svårig­
heten att få tag på dem, utan de flesta av referenserna
är från det senaste decenniet och finns publicerade
elektroniskt. De sökord som använts för att söka
relevant material finns i Bilaga A och för varje artikel
som använts har en noggrann genomgång av referens­
listan gjorts för att finna ytterligare material.
För den information som hämtats från andra litter­
aturstudier har referens endast gjorts till aktuell studie
1.5 Rapportens disposition
Rapportens huvudkapitel om de påverkande faktor­
erna (kapitel 5 och 6) föregås av en kort introduktion
till konstgjord grundvattenbildning och sjukdoms­
alstrande mikroorganismer, (kapitel 2 och 3) samt en
beskrivning av hur studier utförs på området (kapitel
4). Kvantifiering av den mikrobiologiska barriären
behandlas i ett separat kapitel (7) och rapporten
avslutas med en sammanfattning (kapitel 8) och en
diskussion om vidare forskningsbehov (kapitel 9).
10
kylvatten, grundvattennivåkontroll och som hydraul­
isk spärr (Hanson 2000).
2 Konstgjord
grundvattenbildning
– metodbeskrivning
2.2 Anläggningstyper
Kapitlet ger endast en översikt av processen för konst­
gjord grundvattenbildning. För mer ingående beskrivningar hänvisas till litteratur i referenslistan;
Bouwer (2002) och speciellt VA-Forsk rapporterna
Hanson (2000), Fryklund m.fl. (1994) samt Sundlöf
och Kronqvist (1992).
Det tre infiltrationsmetoder som används i Sverige är:
• Bassänginfiltration – Avledning eller pumpning av
vatten från sjöar eller vattendrag till bassänger på
sand- och grusavlagringar, där det får infiltrera.
Bassängerna innehåller vanligtvis filtersand ovanpå de naturliga jordlagren och på ytan bildas ofta
ett biologiskt aktivt skikt, en s.k. biohud som
medverkar vid reningen. Det infiltrerade vattnet
pumpas sedan upp som grundvatten. Detta är den
teknik som är vanligast i Sverige (se fig. 2-1).
• Inducerad infiltration – Pumpning ur grundvatten­
brunnar som står i hydraulisk förbindelse med en
sjö eller vattendrag. Uttaget av vatten gör att ytvattnet infiltreras genom bottensedimenten eller
strandkanten. Reningsprocesserna sker mer okont­
rollerat än vid bassänginfiltration.
• Djupinfiltration – Om täta lerlager förhindrar
metoderna ovan kan infiltration av ytvatten ske
direkt i brunnar. Metoden kräver normalt för­
behandling, för att kompensera att ingen rening
sker i den omättade zonen samt för att förhindra
igensättningar av brunnarna (Hanson 2000).
2.1 Begrepp
I Sverige är vattenförsörjningen till ca 50 % baserad
på ytvatten och resterande 50 % utgörs av lika delar
naturligt och konstgjort grundvatten.
För att förstå konceptet med konstgjord grundvattenbildning kan följande begrepp definieras:
• Grundvattenbildning: ”den naturliga eller artificiella process, där vatten tillförs utifrån (nederbörd,
ytvatten, bevattning etc.) till den mättade zonen
av en akvifär antingen direkt till formationen eller
indirekt via en annan formation” (Hanson 2000).
• Akvifer/Akvifär: ”en geologisk formation som kan
avge vatten i betydande mängd” (Hanson 2000).
• Konstgjord grundvattenbildning innebär således
den artificiella process som nämns i definitionen
ovan. Akvifären fylls på genom att ytvatten läggs
i bassänger eller diken alternativt sprinklas över
marken för att det ska infiltrera ner till de naturliga grundvattenmagasinen.
Det finns ytterligare en metod av konstgjord grundvattenbildning, men den används inte i Sverige idag.
Det pågår däremot ett utvecklingsprojekt sedan
2003 i Katrineholm för att undersöka metoden och
möjligtvis använda den för framtida vattenförsörjning
av Katrineholms kommun (Djurberg 2005).
• Sprinklerinfiltration – Metoden liknar bassänginfiltration men vattentillförseln till akvifären sker
genom att sprida ytvatten i stora mängder genom
perforerade ledningar direkt på marken (Hanson
2000). En fördel med denna metod är att ingreppet
i naturen blir minimalt.
Konstgjord grundvattenbildning används för flera
olika syften. Det vanligaste är för dricksvattenförsörjning, vilken är målet som denna studie fokuserar
på. Inom dricksvattenförsörjning kan konstgjord
grundvattenbildning användas med syftet att rena
ytvatten genom infiltration, men även med syftet
att bidra med förstärkning till den naturliga grundvattenbildningen och vattenbehandling genom bland­
ning av yt- och grundvatten. Men även andra användningsområden förutom dricksvattenförsörjning
förekommer; lagring av vatten kortare eller längre
tid, grundvattenvärme, temperaturutjämning för
En typisk svensk ”median” anläggning beskrivs i
Sundlöf och Kronqvist (1992). Bassänginfiltration,
som är den vanligaste metoden, sker med ytvatten
från en sjö med någon typ av förbehandling, t.ex.
mikrosilning. Vattnet infiltreras med en hastighet
av 2 m/dygn, uppehållstiden är 1–2 månader och
11
Ytvatten
Uttagsbrunn
Infiltrationsbassäng
Omättad zon
Grundvattenyta
Mättad zon
Figur 2‑1. Schematisk beskrivning av bassänginfiltration.
avståndet till brunnarna från bassängerna ca 300 m.
Normalt rensas bassängerna från en alltför kraftig
biohud ca 1–2 ggr/år.
Kronqvist 1992). Naturliga reningsprocesser som sker
i marken skiljer sig i de olika markskikten. I de översta
lagren, förnan och humuslagren, avskiljs organiskt
material genom hydrofob adsorption på sandkornen
och vattnet är surt (pH 4–5). I blekjordslagret, djupare
ned, löser det sura vattnet ut mineraler och vattnets
pH, alkalinitet och hårdhet ökar. I det djupare lagret,
rostjordslagret, avskiljs organiskt material genom
elektrostatisk adsorption och utflockning med pos­
itivt laddade järn- och aluminium(hydr)oxider och
vattnet blir klarare. Vattnets pH, alkalinitet och hård­
het ökar genom jonbytesprocesser ännu längre ned
i marken, den s.k. C-horisonten, och nere vid grund­
vattenzonen liknar vattnet alltmer grundvatten i sin
karaktär (Hanson 2000). Detta är vad som sker i
naturliga marklager med infiltration av opåverkat
regnvatten. Vad som sker vid konstgjord infiltration
med väsentliga skillnader i mark- och vattenkaraktär
samt en högre hydraulisk belastning är inte helt klar­
lagt.
Reningsprocesserna skiljer sig till viss del mellan
de olika metoderna för konstgjord grundvattenbildning nämnda ovan, men grundprinciperna är desamma som för naturlig grundvattenbildning. I de
översta lagren vid bassänginfiltration sker en fastläggning av suspenderat material, avskiljning av
organiskt material och minskning av bakterier och
virus. Djupare ner i filterbädden sker ytterligare avskiljning av organiskt material. Under bassängen i
de naturliga jordlagren tillförs vattnet joner, bl.a.
2.3 Reningsprocesser i marken vid
konstgjord grundvattenbildning
– omvandling från ytvatten till
grundvatten
Ett ytvatten är mycket varierande i sin karaktär, både
mellan olika sjö- och vattendragsystem och mellan
årstiderna. Innehållet av organiskt material, syre,
salter och mineraler, samt levande organismer kan
skilja sig mycket från grundvatten och från dricksvatten. Ett grundvatten karakteriseras av låga halter
organiskt material och partiklar, låg syrehalt och
förekomst av järn, mangan och utlösta salter. Antalet
mikroorganismer är mycket reducerat. (Sundlöf &
Kronqvist 1992). Vid produktion av dricksvatten är
det önskvärt med en komposition av grundvattenkaraktär.
Marken fungerar som ett medium för att rena
vatten från olika naturligt förekommande ämnen och
föroreningar och ombildar ytvatten till grundvatten.
Det sker genom ett flertal processer som mekanisk
filtrering, kemiska reaktioner i syrerika och syre­
fattiga miljöer och biologisk nedbrytning (Sundlöf &
12
Ca2+, Mg2+, och K+, i jonbytesprocesser. Vattnets pHvärde, alkalinitet och hårdhet ökar och det organiska
materialet minskar. När vattnet når grundvattnet
temperaturutjämnas det och vid syrebrist kan järn
och manganhalten öka. För inducerad infiltration
avskiljs en del av det organiska materialet i strandoch bottensedimenten och i finsedimenten beroende
på tillgången på syre. Den syrefria miljön som ofta
uppstår närmare grundvattnet bidrar till att järn
och mangan löser ut och vattnet måste ofta efterbehandlas med avseende på detta (Hanson 2000).
Det är viktigt att uppehållstiden mellan infiltrat­
ionen och uttaget är väl avvägd. Tillräckligt lång tid
krävs för att avskiljning av organiskt material och
reduktionen av bakterier och virus ska bli fullgod.
Men en för lång uppehållstid kan leda till att syrebrist uppstår och att ämnen som järn och mangan
kan lösas ut och vattnet kräver efterbehandling.
2.5 Fördelar och nackdelar med
konstgjord grundvattenbildning
De fördelar som finns med dricksvattenproduktion
genom konstgjord infiltration är
• Förenklad reningsprocess
• Stor magasinsvolym i marken
• Okänslighet för tillfälliga störningar
• Temperaturutjämning
• Smakförbättring (Karlstad kommun 2005)
• Mikrobiologisk barriär
Nackdelarna är att det är svårt att kontrollera grund­
vattnets väg från infiltrationen till vattenpumparna.
Det finns risk för att tillfälliga vattenkvalitetsförsämringar påverkar det naturliga grundvattnet för
lång tid om det infiltrerade vattnet inte kontrolleras.
Det är svårt att kontrollera de faktorer som påverkar
reduktionen av mikroorganismer.
2.4 Igensättningar
Reduktionen av organiskt material och mikroorgan­
ismer är till stor del beroende på hur utvecklad en
biohud är i infiltrationsbassängerna. Detta diskuteras
i avsnitt 6.4.5. Men ett problem med vattenförsörjningsanläggningar med konstgjord grundvattenbildning är igensättningar av infiltrationsytan, d.v.s.
bassängerna, brunnarna eller marken, med resulter­
ande minskning av infiltrationshastigheten. Igen­
sättningar beror på fysiska, biologiska och kemiska
processer. Fysiska processer är ackumulering av
oorganiskt och organiskt material i infiltrationsvattnet, lera och siltpartiklar, alger och andra mikro­
organismer. Det fina materialet i marken kan genom
infiltrationen röra sig nedåt och fastna där marken har
en lägre permeabilitet och skapa ett ogenomträngligt
lager. Biologisk igensättning omfattar ackumuler­
ingen av mikroorganismer i vattnet samt tillväxt av
mikroorganismer på och i sanden och bildar en bio­
hud av biomassa som sätter igen porerna. Kemiska
processer är flockning och sedimentering av kalcium­
karbonat, fosfat och andra ämnen (Bouwer 2002).
3 Patogener och
indikatororganismer
3.1 Patogena organismer
Parasitism är ett symbiotiskt förhållande där en av
parterna lever av eller skadar den andra parten. Den
organism som drar fördel av den andra kallas en para­
sit. Alla parasitära organismer och virus som orsakar
en sjukdom hos värden är patogena organismer (Grek­
iska patho, sjukdom och gennan, framkalla). Av trad­
ition brukar ”parasiter” avse protozoer och helminter.
Patogener som sprids med vatten består huvudsakligen av virus, bakterier och protozoer (Prescott 1999).
De flesta av de vattenburna virala, bakteriella och
protozoiska patogenerna är av fekalt ursprung och
sprids genom fekal-oral väg. De flesta orsakar magsjukdomar och påverkan på hälsan kan sträcka sig
från infektioner utan symtom, till lindrig diarré,
eller till allvarlig sjukdom som kräver sjukvård.
13
går sönder och de inre delarna, DNAt eller RNAt,
bryts ner.
Flera hundra typer av virus har identifierats i avföring. När en levande cell har angripits av ett virus,
förvandlas cellen snabbt till en grynig massa av virus
som är redo att infektera nya celler (HVR 2005).
Bakteriofager är virus som angriper bakterier, men
har för övrigt samma egenskaper som virus som angriper eukaryoter (se i Figur 3‑1). De indelas efter
vilken bakterie de angriper och kan användas för
identifiering av bakterier eftersom de är mycket
specifika (se avsnitt 3.3.1) (Thougaard, Varlund &
Madsen 2001).
3.1.1 Virus
Virus är enkla, ocellulära entiteter (s.k. virioner) som
består av en eller flera molekyler av DNA eller RNA.
Dessa är inkapslade i ett proteinhölje, en kapsid, och
ibland även flera lager med kolhydrater eller lipider,
ett yttermembran. Proteinkapsiden består av joniser­
bara aminosyror (glutamat, aspartam, histidin, tyrosin). Liksom många organiska föreningar kan dessa,
beroende på pH omkring föreningen, avge eller ta
upp en elektron och därigenom få en laddning. Virus
har därför varierande laddning och varje virus har en
specifik isoelektrisk punkt där dess nettoladdning
är noll (Zhuang & Jin 2003) (se även avsnitt 6.1.4).
Virus är i storleksordningen 0,02–0,09 µm (20–
90 nm) och därmed mycket mindre än patogena
bakterier och protozoer. De reproducerar sig endast
inom andra levande celler och är uteslutande intracellulära parasiter. Virus skiljer sig från levande celler
på tre sätt; deras enkla ocellulära uppbyggnad, frånvaro av både RNA och DNA i samma virion, samt
förmågan att reproducera sig utan en värdcell. De
markerar gränsen mellan levande organism och död
materia och är inaktiva när de är utanför celler. Virus
klassificeras genom deras morfologi; nukleinsyratyp
(DNA eller RNA, enkelsträngad eller dubbelsträngad), kapsidens uppbyggnad och storlek, om viruset
har ett yttermembran, samt vilka värdar de använder
sig av och vilka sjukdomar de orsakar (Prescott 1999).
Eftersom virus inte anses vara levande kallas avdödningen istället för inaktivering. Inaktivering av virus
är en process som innebär att viruset förlorar förmågan att infektera dess värdorganismer, kapsiden
3.1.2 Bakterier
Bakterier är encelliga organismer utan cellkärna och
är den mest spridda av alla livsformer. Antalet arter
uppskattas till 20–30 miljoner, men av dessa finns
endast ca 5 000 fullständigt beskrivna. De flesta är
helt ofarliga och hjälper oss t.ex. ta tillvara på vår föda
på rätt sätt. Bakterier förekommer rikligt i de flesta
miljöer och förökar sig genom delning. De spelar
en mycket viktig roll i den kemiska omsättningen i
naturen men kan också framkalla sjukdomar, dels
genom bildning av gifter, toxiner, dels genom att reta
den insjuknandes immunförsvar. (Wikipedia 2005).
De patogena bakterierna varierar i storlek mellan ca
0,4–14 µm (400–1400 nm) i längd till 0,2–12 µm
(200–1200 nm) i bredd (EPA 1993).
Figur 3‑1. Virioners form och uppbyggnad. a och c är ikosaedriska virioner med resp. utan ett yttermembran, b
och d är en helixformad virion och e är en bakteriofag med den karakteristiska svansen (Thougaard, Varlund &
Madsen 2001, s. 149).
14
parvum. Salmonella och Shigella har förekommit i
några enstaka fall vid smitta från enskilda vattentäkter/brunnar. Andra smittämnen som kan vara
aktuella vid vattenburna utbrott i Sverige är: Yersinia
enterocolitica, Aeromonas hydrophila, patogena E.
coli (t.ex. enterohemorragisk E. coli, enteroaggreg­
ativa E. coli), hepatit A, rota-, coxsackie- och echo­
virus (tillhör familjen enterovirus) (Smittskydds­
institutet 2005). Helminter är idag inte intressanta
ur hälsosynpunkt i svensk miljö (Rydberg 2005).
Förekomst av patogener och indikatororganismer
i yt- och grundvatten är beroende av en mängd fakt­
orer, bl.a. naturliga egenskaper hos avrinningsområdet och mänsklig påverkan som bidrar till utsläpp
av patogener. Till ytvatten kan utsläppen vara punkt­
källor; avloppsreningsverk, eller diffusa; förorenad
avrinning från jordbruksland eller djurhållning.
Många patogener reduceras i ytvattnet genom utspädning, sedimentering och avdödning pga. att den
naturliga miljöns förhållanden (temperatur, solljus
och predation) skiljer sig från optimala förhållanden
för överlevnad. Grundvatten är i normala fall mer
skyddat från förorening än ytvatten genom barriäreffekterna som marken och dess omättade zon utgör. Förorenat grundvatten återfinns därför oftast
där dessa barriärer är svagare och direkt kontakt
mellan förorening och grundvatten kan ske (WHO
2004).
Tabell 3-2 redovisar uppskattningar av höga kon­
centrationer av enteriska patogener och indikatororganismer i olika typer av ytvatten och grundvatten
(taget från litteratur uppgifter) (WHO 2004). Den
ger en indikation om vilka halter som kan tänkas
uppkomma och ger en fingervisning av halter som
kan jämföras med reduktionen som uppmätts vid
infiltration av ytvatten i syfte att producera dricksvatten genom konstgjord grundvattenbildning som
kommer redovisas i följande kapitel i litteraturstudien.
Det finns dock ett antal begränsningar och osäkerhet
i datan i tabellen, var halterna är uppmätta i förhåll­
ande till källan och känsligheten i analyserna. Det är
stor skillnad mellan medelvärden som WHO redo­
visar och medelvärden för svenska sjöar och vattendrag, vilka är mycket lägre.
I Sverige inkluderas inte virus av dricksvattenföre­
skrifterna. Ett allmänt angreppssätt som används för
att beräkna och hantera risker med vattenburna pato­
gener är att utgå ifrån en maximal acceptabel risk
för infektion av en på 10000 personer per år, vatten­
konsumtion och dos-respons relationer för olika
3.1.3 Protozoer
Protozoer är encelliga organismer med en cellkärna
(eukaryoter) och har vissa egenskaper som vanligtvis
förknippas med djur, t.ex. förmågan att röra sig och
heterotroft näringsupptag. Protozoer är större än
bakterier och virus; 10–50 µm men det finns arter
upp till 0,5 mm. De finns i stora mängder i vattenmiljöer och i marken och är viktiga för ekosystemet,
eftersom de i huvudsak lever på bakterier. De delas
upp i huvudgrupperna Flagellater, Amöbor, Ciliater
och Spordjur, utifrån hur de förflyttar sig och skillnader i form och reproduktion (Wikipedia 2005;
Prescott 1999; Thougaard, Varlund & Madsen 2001).
Protozoer kan vara svåra att oskadliggöra med
vanlig desinfektion. För att överleva i svåra miljöer
kan visa arter utsöndra ett sekret som bildar ett skydd
runt cellen och övergår i ett vilostadium, en s.k.
”cysta”. Amöbor kan i vattenledningar dessutom
fungera som bärare av bakterier som normalt skulle
ha dödats av klorering. Noggrann mekanisk filtrering
är den säkraste barriären (HRV 2005).
3.2 Vattenburna patogener
och lagstiftning
En förteckning av vattenburna patogener är svår att
få komplett. Det dyker ständigt upp nya typer och
hur de infekterar är inte alltid känt.
De potentiella vattenburna patogenerna inklud­
erar:
• Virus, bakterier, protozoer och helminter/maskar
som finns i Tabell 3-1 (förutom Schistosoma som
främst sprids med infekterat ytvatten vid badning).
• Helicobacter pylori, Tsukamurella som har fått ökad
betydelse de senaste åren.
• Isospora belli och microsporidia, för vilka det är
troligt att de sprids med vatten, men inte säkerställt.
• Bacillus, sprids med livsmedel, men det finns inte
bevis för att de sprids med vatten.
• Giftiga cyanobakterier (WHO 2004).
De vanligaste anledning till utbrott i Sverige under
senare år har varit Campylobacter, Giardia lamblia
och norovirus, men även utbrott med toxinbildande
E. coli, Entamoeba histolytica och Cryptosporidium
15
Tabell 3-1. Viktiga vattenburna patogener (WHO 2004).
Patogen
Betydelse
för hälsan
Överlevnad i
vattenförsörjning
Motståndskraft till klor
Relativ
infektivitet
Burkholderia pseudomallei
Liten
Kan föröka sig
Låg
Låg
Campylobacter jejuni C.coli
Stor
Medel
Låg
Medel
Escherichia coli - Patogena stammar
Stor
Medel
Låg
Låg
E. Coli - Enterohemorragiska
Stor
Medel
Låg
Hög
Legionella spp.
Stor
Förökar sig
Låg
Medel
Icke-tuberkulos mycobacteria
Liten
Förökar sig
Hög
Låg
Pseudomonas aeruginosae
Medel
Kan föröka sig
Medel
Låg
Salmonella typhi
Stor
Medel
Låg
Låg
Andra salmonella
Stor
Kan föröka sig
Låg
Låg
Shigella spp.
Stor
Kort
Låg
Medel
Vibrio cholerae
Stor
Kort
Låg
Låg
Yersinia enterocolitica
Stor
Lång
Låg
Låg
Adenovirus
Stor
Lång
Medel
Hög
Enterovirus
Stor
Lång
Medel
Hög
Hepatit A
Stor
Lång
Medel
Hög
Hepatit E
Stor
Lång
Medel
Hög
Norovirus and Sapovirus
Stor
Lång
Medel
Hög
Rotavirus
Stor
Lång
Medel
Hög
Acanthamöba spp.
Stor
Lång
Hög
Hög
Cryptosporidium parvum
Stor
Lång
Hög
Hög
Cyclospora cayetanensis
Stor
Lång
Hög
Hög
Entamöba histolytica
Stor
Medel
Hög
Hög
Giardia intetinalis
Stor
Medel
Hög
Hög
Naegleria fowleri
Stor
Kan föröka sig
Hög
Hög
Toxoplasma gondii
Stor
Lång
Hög
Hög
Dracunculus medinensis
Stor
Medel
Medel
Hög
Schistosoma spp.
Stor
Kort
Medel
Hög
Bakterier
Virus
Protozoer
Helminter
16
Tabell 3-2. Exempel på höga koncentrationer (per liter) av enteriska patogener och fekala indikatorer i olika typer
av vattentäkter (WHO 2004; Göteborgs VA-verk 2005; Strand 2005; Stockholm Vatten 2005).
Patogen eller
indikator
Sjöar
Campylobacter
Salmonella
Påverkade
vattendrag
Naturliga
vattendrag
Göta älv
Lyckebyån, Mälaren
Grund­
vatten (median 2004) Karlskrona
20–500
90–2500
0–1100
0–10
–
3–58000
1–4
–
Neg
E.coli
104 –106
3*104 –106
6000–3*104
0–103
980
580
30
Virus
1–10
30–60
0–3
0–2
4–290
2–480
2–240
0–1
2–30
1–470
1–2
0–1
Cl. perfringens
170
90
<10
Enterokocker
390
Cryptosporidium
Giardia
patogener. För virus fås en maximal tillåten koncentration på 1,8·10 –7 pfp/l baserat på beräkningar
för rotavirus och poliovirus 3 (Schjiven et al. 2003).
Det här tillvägagångssättet används bl.a. i USA och
Nederländerna (Zuang & Jin 2003; Hijnen et al.
2004). Utgående från de uppmätta koncentration­
erna av virus i ytvatten (0,02–10 pfp/l) i Neder­
länderna krävs en reduktion av virus på 5–8 log10
för att producera ett säkert dricksvatten (Schjiven
et al. 2003). Tyskland har dricksvattenföreskrifter
”Surface Water Treatment Rule” som säger att en 4
log avskiljning av virus krävs vilken typ av process
det än är (Dizer et al. 2005).
Nya Zeelands kvalitetskrav för dricksvatten för
enteriska virus är <1 per 100 l och <1 E.coli per 100
ml (Pang et al. 2003). Dessa kvalitetskrav är inte
lika restriktiva som i USA och Nederländerna vilket
även avspeglar sig på erfordrat avstånd och uppehållstid för anläggningar med konstgjord infiltrat­
ion, se vidare kapitel 7.
Fekal förorening kan påvisas genom att använda de
flesta tarmorganismer som utsöndras av befolkningen.
Kraven på en indikatororganism är att:
• Den ska förekomma naturligt och hög halt i avföring från människor och djur.
• Den ska inte föröka sig i naturliga miljöer, utan
ha en avdödning i mark- och vattenmiljö som
liknar de sjukdomsalstrare man önskar indik­
era.
• Känsligheten för vattenreningsmetoder ska inte
vara större eller avsevärt mindre än de sjukdomsalstrare man önskar indikera.
• Kvantifiering i labb ska kunna vara enkel och
säker, med bra analysmetoder (Stenström 1985).
De organismer som används som indikatororganismer förekommer i olika utsträckning i fekalier från
människa och djur, reagerar olika i miljön och skiljer sig i hur resistenta de är mot olika behandlingar.
En uppdelning kan därför göras i en grupp som indikerar för fekal påverkan och en grupp av organismer
som kan användas för att mäta en behandlings effektivitet. De flesta organismerna kan användas till
båda uppgifterna men passar bättre för den ena eller
den andra (WHO 2004). Tabell 3-3 ger exempel på
använda indikatororganismer.
Även fysikalisk – kemiska indikatorer (turbiditet,
konduktivitet, färgtal, absorbans, pH, BOD/COD/
eller TOC) används för att påvisa möjlig fekal påverkan. Dessa är grova och okänsliga och kan inte
med säkerhet visa på om vattnet är förorenat med
patogener eller ej. Men det finns även fördelar med
dem; de är enkla, billiga, snabba och vissa kan mätas
on-line. De är ofta analyserade och har på det sättet
blivit allmänt vedertagna. En kombination av flera
indikatorer är oftast det bästa.
3.3 Indikatororganismer
Eftersom flera olika faktorer påverkar förekomsten av
patogener i mark och vatten, och det är svårt att ut­
föra kvantitativa rättvisande analyser av sjukdoms­alstr­
ande bakterier, virus och parasiter eftersom de före­
kommer i så låga koncentrationer, indikeras därför en
risk indirekt med hjälp av förekomsten av normala
tarmbakterier och andra indikatororgan­ismer. Dessa
är inte sjukdomsframkallande men visar med sin närvaro att det finns fekal förorening och därmed risk
för sjukdomsalstrande bakterier (Stenström 1985).
17
Tabell 3-3. Indikatororganismer (WHO 2004; Göteborgs va-verk 2004).
Totala koliforma bakterier
Finns i både naturliga vatten och avlopp. De kan även indikera fekal
påverkan och förorening, men är främst indikatororganism för
behandlingseffektivitet, de ska inte förekomma direkt efter en
behandling.
E.coli och termotoleranta koliforma
bakterier
Typ av koliform bakterie som finns i djur- och människoavföring,
Indikator på fekal förorening. E.coli är känsligare för desinfektion än
virus och protozoa, och har en relativ hög avdödning. Ej lämplig
indikator för behandlingseffektivitet.
Heterotrofa bakterier
Indikator för behandlingseffektivitet och desinfektion, tillväxt i
vattenverk eller rörnät.
Enterokocker
Indikator på fekal förorening, överlever längre i vatten än E.coli och
är mer resistenta mot klorinering och uttorkning, ej lämplig indikator
för behandlingseffektivitet.
Clostridium perfringens
Sporbildande bakterie som har hög överlevnad och motståndskraft,
är därför lämplig som indikator på enteriska virus och protozoa, samt
allmän fekal påverkan
Kolifager
Virus som använder E.colibakterier som värdar för sin reproduktion.
(Se diskussion i avsnitt 6.3.1)
Bacteroides fragilis fager
Som ovan, men har B.fragilis som värd. Är mycket resistent mot
ogynnsamma förhållanden. Indikator på fekal förorening, finns
endast i människors avföring. (Se avsnitt 6.3.1)
I tarmen utsöndras bl.a kolesterol som omvandlas
av tarmmikroorganismer till ett flertal andra sterolföreningar (t.ex. coprostanol). Sterolföreningar kan
detekteras kemiskt och är en indikator för fekal påverkan, som ger möjlighet att skilja på påverkan från
människor eller betesdjur. Detta är en metod som
är relativt ny och används inte som standardanalys
i Sverige (Ottoson et al. 2003).
inte föröka sig i naturlig miljö, uppträda i samma
mängd eller mer än enteriska virus samt ha samma
överlevnadsförmåga (Leclerc et al. 2000). Ett visst
virus lämplighet som indikatororganism bestäms
med andra ord av dess relativa okänslighet för in­
aktivering (Yates et al. 1985, citerad i Jin, Chu & Li
2000) och dess ekologiska och morfologiska likheter
med virus som infekterar människor (Havelaar et al.
1993, citerad i Jin, Chu & Li 2000).
Tre grupper av bakteriofager används huvudsakligen som indikator- och modellorganismer; Som­
atiska kolifager (fager som angriper bakteriecellens
huvudkropp), FRNA fager (angriper cellen på F pili)
och fager som infekterar bakterien Bacteroides fragilis.
Problemet med att använda somatiska kolifager som
fekala indikatororganismer är att de är för generella
och använder flera bakterier som värdar för sin reproduktion, inte bara fekala koliformer. Leclerc m.fl.
(2000) hävdar att vissa typer av fager kan infektera
den normala bakteriefloran i mag-tarmkanalen och
kan detekteras i avloppsvatten, men de finns sällan
i mänskliga fekalier. Kolifager har både upptäckts i
vatten utan fekal påverkan och har inte kunnat detekteras i vatten med kraftig fekal förorening enligt
Leclerc m.fl. (2000). Fagerna är alltså indikatorer
av indikatorer (E.coli och koliformer) som i sin tur
måste finnas i en koncentration av minst 10 4/ml.
Fagen är således inte lämplig som indikator för fekal
förorening eller enteriska virus.
3.3.1 Bakteriofager som
indikatororganismer och
modellorganismer
Liksom för bakterier finns det för många kända
enteriska virus för att övervakning ska kunna ske
utifrån dessa. Dessutom finns de endast i låga koncentrationer vilket gör analysen av virus svår. Efter­
som de ordinära indikatororganismerna skiljer sig
från enteriska virus till storlek, resistens för vattenbehandling och överlevnadstid i naturen, kan dessa
inte ge en fullgod bild av virus utbredning. Istället
kan bakteriofager (el. fager); virus som angriper bakt­
erier, användas som indikatororganismer och modell­
organismer (Leclerc et al. 2000)
Som för de redovisade indikatororganismerna i
avsnitt 3.3 gäller samma villkor för fagerna om de
ska vara tillfredställande indikatororganismer. De ska
uppträda explicit och genomgående i avloppsvatten,
18
Den andra gruppen, FRNA bakteriofager, utsöndras
i stor mängd i fekalier och finns i koncentrationer
upp till 106 pfu/100 ml i obehandlat avloppsvatten
(Pang et al. 2003; Leclerc et al. 2000). FRNA fager
är enligt Nasser m.fl. (1993, citerad i Pang et al.
2003) mycket tåliga och mycket resistenta till in­
aktivering. Överlevnadsförsök i laboratoriemiljö med
FRNA fager visade ingen inaktivering efter 8 dagar
i 10 °C grundvatten spikat med avlopp (Pang et al.
1997, citerad i Pang et al. 2005) och inaktiveringshastigheten för MS2 var lägre än för poliovirus och
echovirus vid samma temperatur.
Den sista gruppen fager som använder Bacteroides
fragilis som värd, är mycket mer resistent mot vatten­
behandling än de andra två grupperna och är lika
persistent i naturlig miljö som FRNA fager och finns
dessutom i stor mängd i mänskliga fekalier (Leclerc
et al. 2000).
Det finns alltså tveksamheter och problem med
att använda bakteriofager för indikatorsyfte. Låg
koncentration av alla typer av bakteriofager i grund­
vatten begränsar deras förmåga att agera som indik­
atororganismer för enteriska virus (Leclerc et al. 2000).
Däremot är de mycket användbara som modellorganismer av virus i undersökningar av virus trans­
port och reduktion i mark och andra beredningsprocesser inom dricksvattenförsörjning. Bakterio­
fagerna går att tillsätta i höga koncentrationer vid
försök, vilket gör det möjligt att undersöka redukt­
ionen. Det skulle inte vara praktiskt möjligt eller
tillåtet att tillsätta virus till ett infiltrationssystem
som är i drift. Vidare är analysmetoderna för fager
är enklare och billigare än metoderna för enteriska
virus (Peters et al. 1998)
Eftersom virus egenskaper är varierande, och därmed dess transport och fastläggning i marken, är
det inte troligt att endast en bakteriofag kan representera den stora mängden av enteriska virus som
finns (Jin, Chu & Li 2000). Därför borde ett konservativt angreppssätt väljas med en eller flera bakt­
eriofager med olika egenskaper och helst med sämre
avskiljning än de virus som önskas renas.
De bakteriofager som är mest använda som simul­
erings/modell/surrogatorganismer i försök är MS2,
PRDI, φX-174 och H40/1. MS2 är en enkelsträngad
RNA bakteriofag utan yttermembran med 31 %
innehåll av nukleinsyra. Den har en diameter på
mellan 24–26 nm, vilket ligger i samma storleksordning som viktiga enteriska virus. φX-174 är en
somatisk enkelsträngad DNA bakteriofag med ett
innehåll av nukleinsyra på 26 % och med en diameter på mellan 25–27 nm. Deras isoelektriska punkt
är 3,9 resp. 6,6 (Chattopadhyay & Puls 1999; Zhuang
& Jin 2003). PRD1 är en ikosaedrisk fag med en
diameter på 62 nm och med ett inre lipodmembran
som gör den hydrofob. Dess pHiep ligger på mellan
3–4. H40/1 är en marin bakteriofag som infekterar
en icke-patogen bakterie, Pseudoalteromonas gracilis,
som normalt inte existerar i grundvatten. Fagen är
39 nm i diameter med en 46 nm lång svans och har
en pHiep på 5,6 och är hydrofil (Flynn, Rossi &
Hunkeler 2004).
I allmänhet ger MS2 och FRNA fager en konservativ bild av transporten och rörelsen hos virus
pga. den relativt dåliga fastläggningen vid negativt
laddade jordpartiklar och pH 6–8, jämfört med
andra enteriska virus (Jörgensen, Peters & Eschweiler
2001). φX-174 används även den som simuleringsorganism, men oftast som en jämförelse med MS2
bl.a. för att kunna studera skillnaden i adsorption
pga. de olika pHiep. φX-174 har vid naturliga pH
bättre fastläggning än de andra beskrivna fagerna
(Schjiven, Hassanizadeh & de Bruin 2002). An­
vändning av Bacteroides fragilis fager som modellorganismer är begränsad pga. att värdbakterien är svår
att odla då den är anaerob (Leclerc et al. 2000).
4 Studier om mikrobio­
logisk barriärverkan vid
konstgjord grundvatten­
bildning
Mikrobiologisk barriärverkan vid konstgjord grund­
vattenbildning, inaktivering, transport och fastläggning kan studeras på flera sätt och syftet med studien
bestämmer metoden. De metoder som används är i
olika skala; satsvisa försök, kolonn eller fullskaleförsök i fält. I satsvisa försök är det i huvudsak jämvikts adsorption och inaktivering/avdödning som
studeras, och dispersion kan inte undersökas.
Kolonnstudier blir mer lika verkliga förhållanden,
men har fortfarande flera svagheter jämfört med
fältstudier, bl.a. korta avstånd och uppehållstider.
19
Kolonnstudier kan innefatta dispersion om materialet
inte är homogent packat. I kolonner som är packade
uniformt kan dispersionen försummas. I fältstudier
undersöks de riktiga förhållandena ofta genom tillsats av spårämnen och simuleringsorganismer (bakt­
eriofager), s.k. spikning. Beroende på den hydrolog­
iska situationen kan transporten av mikroorganismer
modelleras som 1-, 2-, eller 3-dimensionell. Dispers­
ion kan vara en betydande effekt vid verkliga förhåll­
anden (Schijven 2001).
Satsvisa- och kolonnförsök är ofta mycket specialiserade för vissa förhållanden, t.ex. en viss sand och
indikatororganism, vid olika pH. För fältstudierna
är det fler faktorer som påverkar och det är mycket
sällan som patogena organismer används i studierna,
utan nästan uteslutande modellorganismer såsom
bakteriofager. Mycket varierande resultat har erhållits
från dessa undersökningar beroende på förutsättningarna, vilket beskrivs i kapitel 7.
För denna litteraturstudie har i huvudsak artiklar
om satsvisa försök och kolonnförsök analyserats för
att bedöma de olika faktorernas påverkan (även andra
litteraturstudier och sammanfattningar har använts).
Beskrivningar av fältstudier har använts för kvantifieringsavsnittet, eftersom de utfördes under naturliga förhållanden och är någorlunda jämförbara.
5 Påverkande faktorer
5.1 Översikt
Två övergripande principer påverkar den mikrobiologiska barriärverkan; inaktivering och avskiljning.
Helst ska bägge principerna inkluderas vid beredning
av dricksvatten, vilket de gör vid konstgjord grundvattenbildning. Olika faktorer påverkar mekanism­
ernas effektivitet och detta ska granskas i följande
kapitel.
Det är skillnad på mekanismerna mellan bakt­
eriers, parasiters och virus reduktion, och därför kan
olika parametrar som påverkar inaktivering och avskiljning påverka mikroorganismerna på olika sätt
(Stenström 1980).
Begreppen i Figur 5-1 kan definieras och relateras
till varandra på lite olika sätt.
Reduktion mäts oftast som andel mikroorganismer
som passerar en process och redovisas i logaritmisk
skala (–log10 (C/C 0)). Reduktionen kan även behandlas och modelleras som t.ex. kollisionseffektiv­
itet, relationen mellan fastläggning och lossning m.m.
beroende på vilken modell som används.
Avskiljningen kan ske genom filtrering och silning.
Enligt Foppen, Mporokoso och Schijven (2005) och
Stevik m.fl. (2004) är filtrering borttagning av part­
ikelmassa från en lösning genom kollisioner med och
deposition på ytan på materialet i det porösa mediet.
Termen inkluderar både sedimentation, kinetisk- och
jämviktsadsorption, samt hydrofoba interaktioner.
Mikrobiologisk barriärverkan
- effektiviteten mäts i reduktionen
av mikroorganismer
Inaktivering (Virus)
Avdödning (Bakterier
och protozoer)
Avskiljning/Fastläggning/Retention
kan ske genom:
ƒ Silning (mekanisk filtrering), grövre partiklar
ƒ Filtrering, finare partiklar
- Adsorption
- Hydrofob interaktion
Figur 5-1. Begrepp inom mikrobiologisk barriärverkan.
20
En jämvikt ställer in sig mellan koncentrationen av
mikroorganismer i lösningen och på materialet under
satsvisa- och kolonnförsök. Detta betecknas som
jämviktsadsorption, vilket egentligen inte bidrar till
reduktionen av mikroorganismer. Den kinetiska ad­
sorptionen är det som till stor del kontrollerar reduktionen och verkar innan ett jämviktstillstånd
uppstår. Även den består av fastläggning och lossnande från materialet, men fastläggningen är så
mycket snabbare och mer betydande än frisättningen
av de adsorberade mikroorganismerna. Hydrofob
interaktion resulterar i en ökning av fastläggningen
genom att hydrofoba grupper på ytan på mikroorgan­
ismen och på det fasta materialet interagerar (Schijven
2001, s.28).
Silning (eng. straining) är infångandet av mikroorganismer i små porer som de inte kan passera, även
kallad mekanisk filtrering. Om silning och/eller filtr­
ering sker beror av storleken på materialet och mikro­
organismen. I vissa äldre studier (bl.a. Stenström
1980, 1985) används endast filtrering som namn på
det som kallas silning eller mekanisk filtrering i
denna studie.
Mikroorganismers beteende i grundvatten och
vid infiltration kontrolleras av egenskaperna hos
mikroorganismen själv och egenskaperna hos vattnet
och marken (Guan et al. 2003) se figur 5-2.
5.2 Avskiljning
Den mikrobiologiska barriären vid infiltration av
ytvatten styrs förutom av mikroorganismernas inaktivering och avdödning även av avskiljning genom
filtrering och/eller silning.
Filtrering, som inkluderar adsorption, är en process som gör att patogener stannar på ytor i akvifären
och kan vara reversibel eller irreversibel. Omständig­
heter som påverkar adsorptionen av virus till jordpartiklar inkluderar elektrostatisk attraktion och
repulsion, van der Waals krafter, kovalenta- och jon­
bindningar och hydrofobiska interaktioner. Dessa
påverkas i sin tur av pH, innehåll av organiskt materi­
al, järn och andra joner, vilka har visats sig mycket
betydelsefulla vid adsorptionen (Jin et al. 1997).
Virus påverkas i högre grad av fysikalisk-kemiska
adsorptionsprocesser än bakterier i marken (Stenström
1980).
Egenskaper hos mikroorganismen
Koncentration
Organismtyp
Storlek och form
Laddning
Hydrofobicitet
Egenskaper hos vattnet
pH
Temperatur
Innehåll av organiskt material
Jonkoncentration och jonsammansättning
Mikrobiologisk barriärverkan
Egenskaper hos marken och infiltrationsmaterialet
Partikel- och porstorlek
Mineral- och jordsammansättning
Laddning på markpartiklarna
Hydrofobicitet
Koncentration i grundvatten
Anläggningens utformning och drift
Uppehållstid
Transportsträcka mellan infiltration och uttag
Grundvattenhastighet
Vattenmättnadsgrad
Biohud och naturliga mikroorganismer
Figur 5-2. Faktorer som påverkar mikroorganismers överlevnad och avskiljning i marken (fritt efter Stenström
1985).
21
För bakterier och protozoer är adsorptionen en viktig
faktor, men här inverkar även silningseffekter. Den
passiva transporten av bakterier med infiltrerande
vatten är mer betydande än diffusion och aktiv rör­
else av bakterien (Jörgensen, Peters & Eschweiler
2001). Storleken på partiklarna i infiltrationsmateri­
alet och bakteriernas storlek, samt den hydrauliska
belastningen och igensättningar, påverkar silningen.
Även adsorption av bakterier påverkas av innehållet
av organiskt material, till vilken utsträckning en bio­
film utvecklas och elektrostatisk attraktion mellan
laddningar på cellens eller partiklarnas yta (Stevik
et al. 2004). Adsorption är det begrepp som används
mest frekvent i studier om reduktion av virus. Ab­
sorption kan även ske till materialet om det förekommer ett lager av organiskt material/biofilm runt
partiklarna, och därför kan sorption vara det begrepp
som är riktigt att använda om osäkerhet föreligger
om vilken process som styr reduktionen, se Figur 5-3.
och joninnehåll samt en konstant låg temperatur.
Den biologiska aktiviteten och predationen är låg
och detta gör att organismer som når grundvattnet
kommer att överleva under en längre tid. Över­
levnadsgraden skiljer sig mellan olika organismer,
men även mellan stammar inom en bakterieart kan
det vara skillnad (Stenström 1985).
Inaktivering av virus sker om temperaturen höjs
till 50–60 °C i ca 30 minuter, att pH sänks till <5
eller genom bestrålning, vilket får betraktas som
ganska extrema betingelser. De är dessutom mycket
resistenta mot desinfektion med klor och klarar 3 ggr
högre klorkoncentration än bakterier (Thougaard,
Varlund & Madsen 2001). Eftersom inga av dessa
förutsättningar existerar ute i naturliga miljöer påverkas virus inte avsevärt av inaktivering vid konstgjord grundvattenbildning.
5.4 Relationen mellan inaktivering
och avskiljning
Virusadsorption till markpartiklar tycks vara den
mest betydelsefulla processen för reduktion av virus.
Men för att åstadkomma en fullständig borttagning
av virus från en lösning måste det ske genom avdödning och irreversibel adsorption. Under de försök
som studerar avskiljning av virus antas avdödningen
vara försumbar under de förhållanden som råder och
den korta tid som experimenten pågår (Schjiven et al.
2001). En jämförelse i en modellering av Schjiven
m.fl. (2001) mellan inaktivering och adsorption av
data från flera fältstudier, visar att adsorption är av
större betydelse än inaktivering vid infiltration.
Pang m.fl. (2003) utförde kolonn- och satsvisa
experiment för att bestämma det relativa bidraget
från avdödning och överlevnad till reduktionen. Av­
skiljningen av bakterier skedde främst genom filtrer­
ing (87–88 %) och delvis genom avdödning (12–
13 %), medan virusavskiljning var ungefär till lika
delar filtrering (55 %), och inaktivering (45 %). Att
studien fick ett resultat som skiljer sig till viss del från
teorin ovan kan bero på att materialet var mycket
fint och en stor andel bakterier filtrerades bort, vilket
inte skedde till lika stor utsträckning för fagerna. En
viss tillväxt av bakterier skedde och avdödningen för
bakterier blev därmed långsammare än inaktiveringen
för fagerna. Försöken utfördes i rumstemperatur och
Figur 5-3. Adsorption – olika begrepp (Ederth 2005).
5.3 Inaktivering och avdödning
Miljön i marken skiljer sig signifikant från den miljö
i kroppen som patogener normalt existerar i. Det be­
tyder att de så småningom dör av, men överlevnadstiden kan vara lång. Hastigheten varmed de patogena
mikroorganismerna dör påverkas av både abiotiska
(icke levande) faktorer, t.ex. vatteninnehåll i marken,
pH, temperatur, mängden organiskt material och bio­
tiska (levande) faktorer; organismart och predation
och antagonistisk symbios mellan mikroorgan­ism­
erna i systemet (Stevik et al. 2004). Men överlag re­
presenterar grundvattnet en miljö med utmärkta för­
hållanden för mikroorganismers överlevnad. Miljön
är stabil med små fluktuationer av vattenhalt, pH
fientlig samlevnad, parasitism.
22
avdödningen kan då vara relativt hög. Resultaten
är därmed inte allmängiltiga utan det relativa bidraget från avskiljning och inaktivering tycks enligt
studien variera beroende på rådande förhållanden.
6.1.2 Organismtyp
Olika mikroorganismers beteende i en miljö med
naturligt material styrs till stor del av laddningen på
virusets yta och dess hydrofobicitet som kan skilja
sig mycket mellan olika typer och även inom samma
art, se följande avsnitt. I försök som varit väldefini­
erade och under exakt samma förhållanden, har olika
beteenden observerats även inom samma stam av
virus (Schjiven et al. 2001). Reduktionen blir därmed
beroende av vilken typ av mikroorganism det handlar
om. I studier väljs därför överlag olika mikroorgan­
ismer och helst s.k. konservativa indikatorer, för att
få en så bra bild som möjligt av reduktionen och inte
överskatta den mikrobiologiska barriären.
6 De olika faktorernas
inverkan på reduktionen
av patogener
Detta kapitel beskriver faktorerna i figur 5-2 mer
ingående.
6.1.3 Storlek och form
Storleken på patogenen påverkar silning, filtrering
och adsorption. Filtreringseffekten är liten för enskilda bakterier och virus enligt Stenström (1985),
som skriver att storleken är av underordnad betydelse
eftersom filtrering inte är en betydande reduktionsmekanism. Ju större en organism är desto större
inverkan får filtreringseffekten och för parasiter är
den mer betydande. Risken för parasitspridning an­
ses mindre i grundvatten av denna orsak (Stenström
1980).
Storleken har däremot visat sig ha betydelse i
andra studier, eftersom större mikroorganismer har
färre porer att ta sig igenom och därmed silas bort.
Flera studier visar att bakterier som är långa och
ovala avskiljs till större grad än mindre bakterier.
Detta gäller speciellt vid omättade förhållanden, efter­
som de större porerna är de första att torka ut. Om
cellstorleken på bakterierna minskar pga. näringsbrist
resulterar det i att bakterierna kan penetrera djupare
(Stevik et al. 2004). Virus anses kunna transporteras
längre i marken och penetrera djupare, just av den
anledningen att de är mindre än ca en tiondel av
storleken mot bakterier och protozoer (Macler &
Merkle 2000).
För virus resonerar Chattopadhyay och Puls (1999)
att ju större ytarea ett virus har, desto fler adsorptions­
platser på kapsiden eller ytterhöljet och fler chanser
till interaktion med adsorbanten. Chansen för ett
6.1 Egenskaper hos
mikroorganismen
6.1.1 Koncentration
Foppen, Mporokoso och Schijven (2005) undersökte
hur filtrering i små porer, som håller kvar mikroorgan­
ismer, påverkades av koncentrationen av mikroorgan­
ismer i det infiltrerade vattnet. Försöket genomfördes
i kolonner och genombrottskurvorna visade att vol­
ymen av vatten som krävdes för att fylla de små
porerna med mikroorganismer var proportionell mot
koncentrationen av bakterier i vattnet. Efter att por­
erna fyllts med mikroorganismer blev deras bidrag
till reduktionen mindre och genombrottet större,
d.v.s. reduktionen minskade. Vid en hög utgångshalt försämras därför reduktionen snabbare än vid
en låg halt. Denna teori styrker Stevik m.fl. (2004)
som skriver att försök genomförts som visat att en
ökning av bakteriekoncentrationen ökar kollisioner
med materialet och därigenom möjligheter till adsorption. Adsorptionshastigheten antas öka linjärt
med bakteriekoncentrationen tills ett mättat tillstånd
uppstår i materialet.
Stenström
greppet.
23
(1985) inkluderar inte adsorption i filtreringsbe-
virus att bli påverkad av elektrostatiska eller hydrofoba krafter är direkt proportionell mot ytarean, stor­
leken har därför betydelse även för virusreduktion.
Ytkaraktären hos bakterier, t.ex. om de har ett
flagellum eller utskott, kan påverka fastläggningen
positiv (Stevik et al. 2004). Om bakterien har en
mobil förmåga kan detta också öka adsorptionen.
6.1.5 Hydrofobicitet
Hydrofobicitet är en partikels vattenavstötande förmåga och en hydrofob partikel är vattenfrånstötande.
Hydrofoba mikroorganismer är ofta elektriskt neutr­
ala och icke-polära, och föredrar därför neutrala och
icke-polära lösningar eller miljöer. Adsorptionen är
därigenom bättre för en hydrofob mikroorganism till
en hydrofob partikel än en hydrofil partikel. Hydro­
fobiciteten bestämmer den hydrofoba interaktionen
med adsorbanten och verkar vara en starkare kraft
än ytladdning och dominerar därför för hydrofoba
organismer. (Stevik et al. 2004). Hydrofobiciteten
hos en mikroorganism eller partikel är proportionell
mot kontaktvinkeln som bildas mellan vattnet och
mikroorganismen (Chattopadhyay & Puls 1999).
Chattopadhyay & Puls (1999) hävdar att det är
de hydrofobiska krafterna som styr adsorptionen
av virus till jord. Studien genomfördes som satsvisa
försök med bakteriofagerna MS2, φX-174 och T-2 till
tre typer av mineral och en lera. En termodynamisk
studie utfördes för de olika adsorptionsexperimenten
för att bestämma processens förmåga att genomföras
och den relativa styrkan hos olika krafter genom att
mäta den totala fria energin (∆G) vid interaktionen
mellan de olika partiklarna. ∆G antogs vara summan
av ∆GH (från hydrofobiska interaktioner) och ∆GEL
(från elektrostatiska interaktioner). Det visade sig att
under de förhållanden som undersöktes, var hydrofobisk adsorption mer betydelsefull än elektrostatisk
adsorption, då de elektrostatiska krafterna endast
utgjorde en liten del av den totala förändringen i fri
energi. För de olika fagerna var adsorptionen störst
för T-2 (93–97 % beroende på lera), MS2 (92–94 %)
och minst för φX-174 (88–93 %). Detta stämmer
med fagernas olika kontaktvinklar med vatten som
var i ordningen T-2>MS2>φX-174.
6.1.4 Laddning hos mikroorganismerna
Laddningen på mikroorganismen och viruset bestämmer den elektrostatiska interaktionen med en
adsorbent. Laddningen på virusets ytterhölje är beroende av pH-värdet i lösningen (se även 6.2.1 pH).
Isoelektrisk punkt är det pH-värde för vilket ett
proteins nettoladdning är 0 och benämns pHiep,
pHisp, IEP eller pI. Detta påverkar virus, som tidigare
nämnts i avsnitt 3.1.1, eftersom dess yttermembran,
kapsiden, är uppbyggd av proteiner. Virus får olika
isoelektrisk punkt beroende på hur de är uppbyggda.
Proteinet är som minst lösligt i vatten vid sin isoelektriska punkt. Virus blir därmed mer eller mindre
laddade och vattenlösliga vid olika pH, beroende
på vilken typ av virus det gäller (Guan et al. 2003;
Jin et al. 1997). En partikel är negativt laddad om
pH är över dess pHiep och vice versa.
I kolonnförsök som utfördes i korta mättade
kolonner på 20 cm adsorberades inte bakteriofagen
MS-2, men en betydande mängd φX-174, ca 80 %,
fastlades i kolonnerna. Detta berodde förmodligen
på fagernas skillnad i isoelektrisk punkt. Både MS2
och sanden hade låga pHiep (3,9 resp 2–3) och var
följaktligen negativt laddade vid experimentets pH
7,5 och repellerade varandra. För φX-174 var retent­
ionen större än för MS2 pga. att φX-174 har en högre
pHiep (6,6) och dess negativa laddning var svagare
och repulsionen därmed inte lika kraftig mellan
fagen och materialet (Jin et al. 1997).
Elektrostatiska laddningar påverkar även bakterier
och andra mikroorganismer på liknande sätt som för
virus. Laddningarna på en mikrobiell yta uppkommer
genom dissociation av olika oorganiska grupper, t.ex.
karboxyl- och aminogrupper lokaliserade på ytan
eller djupare in i cellväggen som förändras vid olika
pH. För de flesta bakterier ligger isoelektriska
punkten mellan pH 1,5 och 4 (enligt Jörgensen m.fl.
(2001) mellan 2,5 och 3,5) och de är negativt laddade
i den naturliga miljön (Stevik et al. 2004).
6.2 Egenskaper hos vattnet
6.2.1 pH
En mängd motstridiga resultat finns redovisade vad
gäller pHs påverkan på adsorptionen av mikroorgan­
ismer vid olika försök. Förmodligen beror detta på
olika isoelektriska punkter och skillnader i laddningar runt den isoelektriska punkten för olika arter
24
(Stevik et al. 2004). Men allmänt vedertaget är att
pH spelar en viktig roll för mikroorganismernas ad­
sorptionsprocesser i mark, eftersom pH påverkar ladd­
ningen på mikroorganismerna som ska adsorberas
och på det permeabla materialet som är adsorbanten
(se även avsnitt 6.1.4 Laddning hos mikroorganismen
och avsnitt 6.3.3 Laddning hos mark- och infiltrat­
ionsmaterialet).
Tecknet på laddningarna kan bli det omvända be­
roende på förhållandet mellan de isoelektriska punkt­
erna för partiklarna och vattnets pH. Om pH ligger
så att laddningarna är motsatta, är fastläggningen
bättre. En partikel är negativt laddad om pH är över
dess pHiep och vice versa. Detta medför att attrakt­
ionen mellan partiklar med olika pHiep kan uppvisa
en dramatisk förändring vid ett specifikt pH som
orsakar motsatt laddning hos dem. Guan m.fl. (2003)
visar ett sådant beteende för fagerna MS2 och φX-174
vars avskiljning studerades i kolonner vid olika pH.
När pH i lösningen var under 5 adsorberades MS2
irreversibelt på mineralen fältspat som var positivt
laddad vid detta pH och mycket sämre över pH 5.
φX-174 adsorberades bäst vid ett pH under 6, fagen
var positivt laddad men mineralen kvarts negativt
laddad. Det pH vid vilken adsorptionen förändras
dramatiskt, det ”kritiska pH” ligger enligt Guan
m.fl. (2003) ungefär en halv pH enhet under den
högsta av virusets eller adsorbentens pHiep.
Teorin om ett kritiskt pH borde även gälla andra
mikroorganismer, men bakterier har överlag lägre
pHiep (1,5–4) än virus och pH blir därmed inte en
lika viktig faktor eftersom bakterier inte påverkas
på samma sätt av detta fenomen i naturliga miljöer
(Jörgensen et al. 2001).
Även om pH ligger på ett värde där adsorption inte är
gynnsam p.g.a. repulsion, sker ändå en fastläggning
av virus eftersom andra processer verkar; van der
Waals krafter, hydrofobiska effekter och filtrering. Den
elektrostatiska repulsionen kan hindra effekten av
dessa processer, men inte utesluta dem (Guan et al.
2003).
Enligt Leclerc m.fl. (2000) ökar generellt adsorpt­
ionen av virus när pH minskar, men det finns lite
olika trender beroende på komplicerade förhållanden.
Enligt Schjiven (2001) beror detta på den ökade
elektrostatiska repulsionen vid högre pH (både viruset
och materialets negativa laddning ökar överlag med
ökat pH) och Figur 6-1 visar koefficienter för fastläggning/lossnande i en modell, för olika grupper av
virus vid olika pH.
För överlevnaden av mikroorganismer spelar pH
en liten roll, men vid riktig låga och höga värden
får det en inverkan. Överlevnaden är överlag bättre
vid lite högre pH än i sura jordar (Stevik et al. 2004).
Vid pH >10 denaturerar virusets ytterhölje eftersom
det består av en proteinstruktur.
6.2.2 Temperatur
För adsorption av bakterier gäller att vid en högre
temperatur är fastläggningen bättre vilket kan bero
på en ökning av viskositeten av vattnet, bakteriens
yta samt förändringar i fysiologin hos organismerna
(Stevik et al. 2004).
Överlevnaden för mikroorganismer i mark och
vatten är däremot i regel längre vid en lägre temp­eratur.
Vid 4 °C är enligt Stenström (1985) överlevnadstiden
Figur 6-1. Medelvärden på fastläggning/lossnande (katt/kdet) i relation till pH för två virusgrupper (Grupp I: MS2,
φX-174, Eckovirus, CB4 m.fl. Grupp II: T-2, T-4, Poliovirus, CB3 m.fl.) (Goyle och Gerba 1979 refererade i Schjiven
2001).
25
för mikroorganismer upp till 6 månader om övriga
betingelser är goda. Men en lägre temperatur bidrar
även till trögare vatten och längre uppehållstider,
vilket till viss del motverkar effekten av längre överlevnad. En högre temperatur bidrar även till högre
aktivitet hos predatorer, vilket gör att överlevnaden
minskar (Stenström 1980).
Temperaturen anses vara den dominerande och
mest betydande faktorn för virus inaktivering i vatten
och mark (Jin et al. 1997). Temperaturen är den
enda signifikant korrelerade parametern till inaktiver­
ing av virus i grundvatten och samma observation har
gjorts för virus i marken (Yates et al. (1985) citerad
i Jörgensen et al. 2001). Detta diskuterar i Rzezutka
och Cook (2004) i sin genomgång av studier på inaktivering av virus i vatten, mark, mat och på andra
fasta ytor. Temperaturen är av stor betydelse men den
har även en stor inverkan på andra mikroorganismer
som i sin tur påverkar inaktiveringen av virus.
Schjiven (2001) har sammanställt avdödningskoefficienter för virus i grundvatten från olika studier
och ett samband syns i Figur 6-2.
Studierna tyder således på att hög temperatur ger
bättre fastläggning och högre avdödning.
organiskt material som har liknande pH iep som
mikroorganismerna (Jörgensen et al. 2001; Leclerc
et al. 2000). Efter regn finns tydliga indikationer på
att virus desorberas, vilket kanske kan bero på en
ökad mängd organiskt material som infiltreras och
ett utbyte sker på sedimentens yta (Stenström 1985).
Enligt Stevik m.fl. (2004) skiljer sig resultatet av hög
halt av organiskt material beroende på om det sitter
på materialet eller finns i vattnet. Om det sitter på det
fasta materialet kan det öka katjonbyteskapaciteten,
ytarean och antalet ”sites”/platser för adsorption. Om
det är en hög halt av organiskt material i vattnet kan
det minska adsorptionen för att det konkurrerar med
mikroorganismerna om adsorptionsplatser.
Pang m.fl. (2005) gjorde en modell av de infiltrat­
ionsavstånd som krävs för fullgod avskiljning enligt
kvalitetskrav på dricksvatten i Nya Zeeland vid olika
akvifärer. Det visade sig att ett kortare avstånd behövdes då akvifären var ren och inte hade blivit kon­
taminerad av organiskt material från tidigare utsläpp.
Hade marken använts till avloppsinfiltration krävdes
ett längre avstånd för att få fullgod rening, troligen
pga. att det organiska materialet blockerade de bind­
ningsplatser som annars hade bundit patogener (Pang
et al. 2005).
Ju högre halt organiskt material desto längre
överlevnad för bakterier och parasiter eftersom tillgången på näringsämnen är större (Stevik et al. 2004).
Detta gäller även för virus; det organiska materialet
skyddar från inaktivering. Men det organiska materi­
alet gynnar tillväxten av naturliga mikroorganismer
som har en antagonistisk effekt på den patogena
organismen (Stenström 1980). Om halten av suspenderat material är hög ökar filtreringseffekten,
eftersom även biohuden påverkas och reducering av
bakterier och protozoer blir effektivare.
6.2.3 Innehåll av organiskt material
Det finns lite olika teorier om hur organiskt material
i infiltrationsvattnet påverkar reduktionen av patogener. Det organiska materialet påverkar både adsorption och inaktivering av mikroorganismerna.
En hög koncentration av organiskt material och
ytaktiva ämnen minskar adsorptionen av mikroorgan­
ismer. Detta beror förmodligen på konkurrens om
de hydrofoba adsorptionsplatser på sedimenten från
Figur 6-2. Inaktiveringskoefficient för olika virus i lösning relaterad till temperaturen på vatten (Schijven 2001).
26
och organiskt material runt markpartiklarna. Löst
organiskt och oorganiskt material sköljs bort. Här­
igenom minskar det ”bindningslager” som håller
organismerna till partiklarna och en repulsion mellan
de negativt laddade markpartiklarna och organism­
erna uppstår och underlättar en frisättning (Stenström
1985).
6.2.4 Jonkoncentration och
jonsammansättning i vattnet
Fasta ytor och material i den naturliga miljön är
ofta negativt laddade. En adsorbents ytladdning är
beroende av joniseringen av grupper på ytan eller
adsorption av joner från lösningen runt materialet.
Joniseringen av ytgrupperna bestäms av pH på lösningen (som tidigare diskuterats i 6.2.1 pH). Ad­
sorptionen av mikroorganismer blir bäst där störst
skillnad i laddning råder mellan material och mikro­
organism och kan resultera i en irreversibel adsorpt­
ion om attraktionen är tillräckligt stark (Stevik et al.
2004).
Om en hög koncentration av joner med en hög
valens existerar i vattnet ökar i allmänhet reduktionen
(Stenström 1985). En ökad katjonkoncentration
neutraliserar partiklars och virus elektronegativitet
och adsorptionen sker lättare. En sänkning av jonstyrkan kan ge en kraftig desorption (Stenström
1980). Detta styrks i Jörgensen m.fl. (2001), Guan
m.fl. (2003), Stevik m.fl. (2004) samt Jin m.fl. (1997)
vilka också hävdar att högre jonstyrka och valens,
leder till ökad adsorption och minskad transport.
Detta beror på att det ”diffusa elektriska dubbellagret”, Gouy-Chapmanlagret, mellan ytorna som
skapar repulsion, blir svagare och tunnare vid hög
jonkoncentration. Van der Waals krafter och andra
attraherande krafter som finns på korta avstånd blir
mer signifikanta och en fastläggning kan ske av
organismen. Den kritiska koncentrationen över vilken
jonstyrkan påverkar fastläggningen av mikroorgan­
ismer anses vara ca 10–100 mM för Na+ och ca
0,1–1 mM för Ca 2+.
Om jonstyrkan i ingående vatten sänks, vilket kan
ske efter kraftiga regn, snösmältning m.m., sker en
viss frisättning av adsorberade organismer. Frisätt­
ningen beror på en minskad mängd positiva motjoner
Figur 6-3. Schematisk bild av tillstånd vid ökad jon­
styrka.
Zhuang och Jin (2003) undersökte fenomenet beskrivet ovan mer noggrant. De undersökte hur lösningens jonstyrka påverkade transporten av fagerna
MS2 och φX-174 i kolonner med aluminiumoxidbelagd sand. Hög jonstyrka gynnade transporten i
detta försök och resultatet kan förklaras med att
ökad jonkoncentration skärmar av både laddningen
på partikeln som ska adsorberas och adsorbantens
laddning. Beroende på laddningen på partiklarna
och ytan, blir effekterna av avskärmningen olika, se
Figur 6-4. När partiklarna och adsorbantens yta har
samma laddning, minskar en högre jonstyrka den
elektrostatiska repulsionen mellan dem och adsorpt­
ionen ökar. P.g.a. samma avskärmande effekt kan
ökad jonstyrka minska adsorptionen när partiklarna
och adsorbanten har olika laddning eftersom avskärm­
ningen minskar den elektrostatiska attraktionen. I för­
söken var sanden positivt laddad p.g.a. beläggningen
Figur 6-4. Jonstyrkans påverkan på adsorptionen av virus på en positivt laddad yta.
27
med aluminiumoxid gav sanden en pHiep på 9,0.
Båda fagerna var negativt laddade då pH för lösningarna var 7,5. Ökad jonkoncentration minskade
attraktionen mellan de olikladdade ytorna och trans­
porten genom kolonnerna underlättades.
Inte bara jonkoncentrationen utan även samman­
sättningen av joner påverkar avskiljningen av virus.
Flervärda katjoner kan binda virus och adsorbant
med lika laddning genom att bilda saltbryggor mellan
dem. Flera studier visar en ökad adsorption när fler­
värda katjoner finns närvarande i materialet till skillnad från envärda katjoner. Exponerade aluminium-,
järn- och manganjoner ger högre adsorption. (Flynn
et al. 2004). Finns det katjoner (Na+, Ca 2+, Mg2+)
eller metalliska katjoner (Fe3+, Cu 2+, Zn 2+) i lösningen förhöjs adsorptionen av bakterier, medan an­
joner (Cl–, NO3–, SO42–) inte inverkar på adsorpt­
ionen (Stevik et al. 2004). Fosfat visade sig ha en
negativ effekt på reduktionen av virus i kolonnförsök
(Zhuang & Jin 2003). Fosfaten föreslogs ha skärmat
av de positiva laddningarna på aluminiumoxid sanden
och konkurrerat om bindningsplatserna. De tvåvärda
jonerna Ca2+ och Mg2+ hade samma effekt, men med
lite olika orsak; de hindrade attraktionen mellan
de olika laddningarna på fagerna och sanden och
minskade avskiljningen.
på mikroorganismer är större än 5 % av diametern
av partiklarna som utgör filtermaterialet (Foppen,
Mporokoso & Schijven 2005). Om materialet är
grövre och kanalbildning och makroporer är betyd­
ande minskar adsorptionen beroende på den kortare
kontakt tiden och det ökade avståndet mellan materi­
alet och bakterierna (Stevik et al. 2004). Pang m.fl.
(2005) refererar till en studie där silning/mekanisk
filtrering endast var betydande då mikroorganism­
ernas storlek var större än 10 % av storleken på materi­
alet. Det sker mycket lite silning/mekanisk filtrering
när mikroorganismens storlek är mindre än 8 % av
materialets storlek. Alla partiklar som transporteras
med vattnet och är större än 20 % av d10 blir kvarhållna menar Huisman och Olsthoorn 1983 (citerad
i Fryklund 1992).
Snabb reduktion har normalt erhållits i moränjordar enligt Stenström (1985). I siltig och sandig jord
är överlevnaden längre. Detta beror förmodligen på
skillnaden i pH i de olika jordarterna där morän
överlag är mycket surare (Stenström 1985). Mikro­
organismerna överlever längre men adsorberas bättre
i jordar med mindre partiklar som lera och silt, vilka
har en större specifik ytarea och mer heterogen ladd­
ningsdistribution (Schjiven et al. 2001, s 31).
Enligt DeBorde m.fl. (1999) är virus transporthastigheter beroende av materialet och materialets
storlek. Hastigheterna kan variera mellan 1 m/d till
300 m/d beroende på om akvifärens material är
permeabelt eller inte.
6.3 Egenskaper hos marken
och infiltrationsmaterialet
6.3.2 Mineral- och Jordsammansättning
6.3.1 Partikel och porstorlek
Nästan alla typer av sand består av flera mineraler, de
är poly-minerala. Flynn, Rossi och Hunkeler (2004)
redovisade skillnad i olika mineralers förmåga att
reducera virus, genom att kolonner spikades med
bakteriofagen H40/1. De mineraler som undersöktes
var de som ingick i en sand tagen från en Schweizisk
testanläggning för konstgjord grundvattenbildning.
Det var en specifik fraktion av de olika mineralerna
som analyserades för att kunna urskilja olikheterna
hos mineralerna. De mineraler som testades var:
kvartssand, granitsand, kalkstenssand (CaCO3) och
kvarts-kalkstenssand. Det största genombrottet av
H40/1 var för kvarts och granit, där upp till 98 %
(91 % ±7 % resp. 92 % ±6 %) av tillsatta fager återfanns i uttaget vatten. Dessa resultat skiljde sig mycket
från försöken för kalkstenssand som inte gav något
Partikelstorleken hos materialet styr mycket av hur
bakterier transporteras och relationen mellan storleken på patogenen och materialet är av betydelse.
Silt, lera och fin sand har porstorlek som ligger i
närheten av bakteriers storlek och leder därmed till
silning/mekanisk filtrering. De små partiklarna
(< 1 mm) är de som bidrar mest till adsorptionspro­
cessen, eftersom deras yta bidrar mycket till den
totala ytan för ett sandprov och det är denna storleksfraktion som kan fokuseras på vid försök (Flynn,
Rossi & Hunkeler 2004).
Retentionen av bakterier som orsakas av filtrering
är omvänt proportionell mot storleken på filter­
materialets kornstorlek. Generellt blir silning/mek­
anisk filtr­ering en betydande process när diametern
28
genombrott, dvs all H40/1 reducerades. Den mixade
sanden (40 % kalkstenssand och 60 % kvartssand)
gav ett litet genombrott på första spikningen (5 %)
men avskiljningen försämrades vid de följande försöken.
Försök gjordes även på sanden uppbyggd av olika
mineraler under olika typ av behandling. Spikning
med H40/1 i kolonner skedde på sand som dels var
i ursprungligt skick och dels hade blivit tvättad med
vatten. Den opåverkade sanden fick ett genombrott
av fager på ca 40 %. Återanvändes denna, efter
sköljning och torkning, kunde en tydlig försämring
av reduceringsförmågan ses och genombrotten blev
40–80 %. Sanden som tvättades tre gånger innan
spikning, fick även den en sämre förmåga att avskilja
virus och ett genombrott på ca 85 %. Återanvänd­
ning eller tvättning tre gånger resulterade alltså i ca
dubbelt så högt genombrott.
Ett lager med mycket fint silt- och lermaterial på
ytan av sanden tvättades bort vid de olika behandl­
ingarna. Detta resulterade i den sämre reduceringsförmågan. Sand med en fin beläggning adsorberade
H40/1 bättre än de utan ett lager trots deras liknande mineralogi. Resultaten från försöken talar för
att det fina materialet på kornytan reducerar de repellerande laddningarna på ytan tillräckligt mycket
för att adsorption av den negativt laddade H40/l ska
kunna ske. Borttagningen av beläggningen genom
tvättning eller annan behandling resulterar i mindre
ojämnheter/laddnings heterogenitet och gör adsorpt­
ionen av virus svårare (Flynn Rossi & Hunkeler
2004). Lerpartiklar är små med stor ytarea, ganska
platta och har hög katjon-utbyteskapacitet vilket kan
förklara varför fastläggningen blir stark av bakterier
till lera. Även Thompson m.fl. (1998) påvisar denna
tendens i batch-försök med tre olika sand- och jordblandningar. Adsorptionen av fagen φX-174 var störst
till jorden med högst innehåll av organiskt material
och lerpartiklar (9,21 mgOM/g, 9,5 % lera), näst
högst till jorden med (6,7 mgOM/g, 4,5 % lera) och
viss adsorption skedde till kvartssanden utan lerfraktion och organisktmaterial.
ske på en liten del av partiklarnas yta, som har en
laddning som främjar en fastläggning energimässigt.
Dessa platser, som är ett resultat av heterogenitet i
den totala laddningen, är små fläckar med positiv
laddning. Flera studier talar för att virus föredrar ad­
sorption till delar av adsorbanten med gynnsamma
laddningsegenskaper.
Polariteten och styrkan på laddningen på en
minerals yta (adsorbanten) är även den beroende
av pH. Det pH där nettoladdningen är noll för
mineralen utgör den isoelektriska punkten (Elimelech
et al. citerad i Flynn Rossi & Hunkeler, 2004).
Material med en hög isoelektrisk punkt är bättre
adsorbanter än de med en lägre punkt (Schjiven
2001), eftersom de blir svagt negativt laddande eller
positivt laddade vid naturligt pH och repulsionen
blir mindre (Gerba & Bitton, citerad i Flynn Rossi
& Hunkeler 2004). Ett exempel på detta är järn-,
mangan- och aluminiumoxyhydroxider som har en
hög pHiep och bildar positivt laddade områden på
jordpartiklarna och erbjuder gynnsamma fastläggningsplatser för negativt laddade virus (Loveland et
al. 1996 i Schjiven et al. 2000) Bättre reduktion vid
liknande förhållanden har uppvisats vid kolonnstudier
(Jin et al. 1997) och i fältstudier (Pieper et al. 1997
och Ryan et al. 1999 citerade i Schjiven et al. 2000).
Efter regn finns tydliga indikationer på att virus
desorberas, vilket kanske kan bero på förändring i
laddningsförhållandena i marken, en ökad mängd
organiskt material infiltreras och ett utbyte sker på
sedimentens yta (Stenström 1980). Men det kan även
bero på det låga innehållet av katjoner i regnvatten
enligt Leclerc m.fl. (2000).
6.3.4 Hydrofobicitet
Adsorptionen är styrd av hydrofobiciteten av sedimenten. Starkare hydrofobicitet leder till ökad adsorption av virus (Jörgensen et al. 2001). Chatto­
padhyay och Puls (1999) testade hydrofob adsorpt­
ion till olika mineraler och visade att bäst adsorpt­
ion var mellan den mest hydrofoba mineralen med
den mest hydrofoba bakteriofagen. Är ett sediment
hydrofobt innebär det att det finns fler ställen att
binda andra hydrofoba partiklar och mikroorgan­
ismer och färre vattenmolekyler. Ju högre hydro­
fobicitet och jonstyrka och ju lägre pH i vattnet, desto
bättre adsorption (Jörgensen et al. 2001). Detta vari­
erar dock stort med vilken typ av mikroorganism.
6.3.3 Laddning hos marken
Naturligt infiltrationsmaterial i marken är till största
del ogynnsamt för fastläggning av mikroorganismer,
p.g.a. den tidigare beskrivna negativa laddningen och
andra egenskaper. Adsorptionen tros därför endast
29
Växelverkan mellan hydrofoba grupper på ytan på
mikroorganismen och adsorbanten kan främja adsorption. Vid höga pH, när båda partiklarnas ytor är
negativt laddade kan det vara hydrofob interaktion
som är orsaken till fastläggningen (Schjiven 2001).
Men Chattopadhyay och Puls (1999) hävdar att även
vid pH mycket nära pHiep för både partiklarna som
ska adsorberas och adsorbenten är hydrofobiska inter­
aktioner det som styr adsorptionen. Se även avsnitt
6.1.5.
6.4.1 Uppehållstid
Uppehållstiden för grundvattnet i marken har en
viktig påverkan på reduktionen av patogener. I en
studie om inducerad infiltration där uppehållstiden
var två resp. tio veckor vid två olika anläggningar
med i övrigt liknande förutsättningar var avskiljningen överlag två tiopotenser bättre för den längre uppe­
hållstiden (Havelaar, van Olphen & Schijven 1995).
I de anläggningar som studerades av Sundlöf och
Kronkvist (1992) visade sig uppehållstiden ha betyd­
else för reningsgraden av organiskt material, och
skulle därigenom även kunna påverka reduceringen
av mikroorganismer. Anläggningar med uppehållstid över 50 dagar hade bäst avskiljning av det organ­
iska materialet. Uppehållstid är ett mått som innefattar och påverkas av avståndet på infiltrationen,
material och permeabilitet, omättad zon och ytbelast­
ning hos anläggningen. Materialet kan påverka uppe­
hållstiden, men det är främst hur infiltrationen sker
och hur anläggningen drivs som kan vara begräns­
ande. Vissa avvikelser från detta samband kunde
i denna studie förklaras med att uppehållstiden
endast hade skattats. Halterna som reningsgraden
beräknades från, redan innan var mycket låga och
extrema förhållanden för andra parametrar påverkar
resultatet från några av anläggningarna.
6.4 Anläggningens
utformning och drift
De faktorer som diskuteras i detta kapitel, uppehållstid, transportsträcka, grundvattenhastighet och
vattenmättnadsgrad, är även analyserade i kapitel 7
Kvantifiering av de dimensionerande faktorerna och
är endast översiktligt och kvalitativt beskrivna här.
En kort genomgång av biohudens och naturliga
mikro­organismers betydelse görs.
Figur 6-5. Avskiljning av MS2 och φX-174 i relation till uppehållstid i olika akvifärer (Schjiven 2001, s.207). Data är
tagen från flera olika fältstudier.
30
Figur 6-5 visar ett exempel på fagers avskiljning i
olika akvifärer. Reduktionen sker fortast i början och
avtar därefter. Det skiljer sig mellan en och tio dagar
innan en 6 log10 reduktion har skett för fagerna i de
olika akvifärerna. Detta beror på att förhållandena
och egenskaperna (pH, partikelstorlek, porhastighet,
hydraulisk konduktivitet, joninnehåll osv.) hos akvi­
färerna är olika.
hur avskiljningen av virus avtar med avståndet utifrån flera studier (se figur 6-6 nedan).
Gerba och Lance (refererade i Schjiven 2001, s. 62)
uppmätte under ett kolonnförsök en avskiljning på
1 log10 (C/C0 = 0,1) de första 5 cm, men det krävdes
35 cm för att få ytterligare en log10. Under ett fullskaleförsök utfört av Schjiven (2001, s.76) avskiljdes
ca 3 log10 de första 2,4 m och sedan 5 log10 linjärt
under de följande 27 m. Även Deborde m.fl. (1999)
fick liknande resultat vid ett fullskaleförsök, men det
skiljer mycket mellan olika anläggningar och akvifärer, vilket diskuteras i kapitel 7.
Det icke-linjära förhållandet mellan reduktion och
transportsträcka kan leda till att vissa studier i pilot­
skala överskattar reduceringsförmågan för en sand
under givna betingelser. Uppskattningar av virusreduktion för längre avstånd utifrån kolonnstudier
eller från försök i fält med kort avstånd kan bli grovt
överskattade (Schijven et al. 2000).
Det längsta avståndet som en mikroorganism eller
virus kan transporteras beror som ovan på grundvattnets hastighet, överlevnad, koncentration i infiltrerande vatten, utspädning och dispersion. Gerba
m.fl. (1984 citerad i Jin et al. 1997) fann virus ca
30 meter ner i marken och på 100 m avstånd från
infiltration av avloppsvatten. Vaughn och Landry
(1977 citerad i Jin et al. 1997) fann coxsackievirus
ca 400 m från en deponi med avloppsslam. Gerba
m.fl. (1984 citerad i Stevik 2004) fann att koliforma
bakterier kunde transporteras mellan 1–450 m i olika
jordar. Enligt Noonan och McNabb (1979) kan virus
transporteras över 900 m i en akvifär med grovkorn­
igt material (citerad i DeBorde 1999). Ett av de
längsta avstånden som modell organismer för virus
6.4.2 Transportsträcka mellan
infiltration och uttag
Patogener, andra mikroorganismer och ämnen reduceras i kontakt med materialet vid konstgjord
grundvattenbildning. Avståndet från infiltrationen
till uttagspunkten blir därmed en avgörande parameter för hur mycket som avskiljs. Eftersom det är
så många faktorer som inverkar är det en stor skillnad
mellan olika akvifärer och anläggningar, vilket påverkar transportsträckan som krävs för att få fullgod
reduktion. Därför kunde Sundlöf och Kronkvist
(1992) inte visa korrelation mellan reningsgrad av
organiskt material och avståndet på infiltrationen för
de studerade anläggningarna, med den begränsade
infiltration som fanns tillhanda.
Effektiviteten av filtreringen tenderar att avta med
avstånd och tid från källan. Avlagringar av suspend­
erade partiklar och filtrerat material orsakar igensättningar och ett lager bildas redan den första metern
som försvårar mikrobiologisk transport. Reduktionen
av mikroorganismer är mest betydande de första
metrarna och avtar med avståndet (Pang et al. 2003;
Schjiven et al. 2000). Schjiven (2001. s.64) beskriver
Figur 6-6. Kollisionseffektivitet, α, mot sträckan. Kollisionseffektiviteten är andelen mikroorganismer eller partiklar
som kolliderar med adsorptionsmaterialet och fastnar. (Schjiven 2001, s. 63).
31
Ett ökat porvattenflöde komprimerar det hydrodyn­
amiska gränsskiktet runt partiklarna vilket kan ge
en bättre sorption av mikroorganismerna till part­
iklarna. Detta betyder att vid högre belastningar
fastnar mikroorganismerna bättre i små porer, dock
blir den sämre i de större pga mindre kontakttid
med sidorna (Bengtsson 2005).
upptäckts från källan är 1250 m. Auckenthaler, Raso
och Huggenberger (2002), fann fagerna H4 och H40
på detta avstånd vid transport i en kalkstensakvifär
med en grundvattenhastighet på 800 m/dag.
6.4.3 Grundvattenhastighet
Hastigheten på det infiltrerade vattnet har betydelse
för reduktionen av patogener. Om hastigheten på
grundvattnet är hög ökar genomströmningen av
vatten i de större porerna och kontakttiden mellan
mikroorganismerna och materialet blir mindre och
filtreringen och adsorptionen av mikroorganismer
minskar (Stevik et al. 2004; Schijven 2001, s. 222).
Porhastighetens inverkan på reduktionen studerades
av Diezer m.fl. (2005) i en pilotinfiltrationsanläggning. Bestämning av genombrottshastigheter och tot­
alt genombrott gjordes, definierat som genombrott
efter fem dygn. Porhastighet är en viktig parameter
för reduktionen av mikroorganismer och är omvänt
proportionell. Ökades hastigheten fyra gånger, från
180 till 720 cm/d, steg det totala genombrottet med
350 ggr för indikatororganismerna somatiska fager
och över 1000 ggr för F+fager och E.coli. I Schjivens
kolonnförsök ökades porhastigheten till det dubbla
(från 1,7 till 3,3 m/dag) och det resulterade i en
avskiljning som var 2 log10 lägre. Kolonnförsök som
genomfördes av Matthess m.fl. (1991 citerad i Foppen,
Mporokoso & Schijven 2005) visade på två olika
typer av genombrott av E.coli vid olika porvattenflödeshastigheter. Vid låga flöden, 0,7–1,5 m/dag,
blev genombrottet litet och planade ut i en platå.
Vid högre flöden, 2–7,5 m/dag, var genombrottet
snabbare och C/C0 värden högre.
Men enligt Pang m.fl. (2003) resulterar en ökad
porhastighet, om ett homogent material antas och inga
makroporer förekommer, i en ökad första ordningens
filtrationshastighet. Pang m.fl. (2003) visar i sina pilot­
försök att avskiljningshastigheten per dag ökade med
en högre porhastighet. Enligt ”colloid filtration theory”
är avskiljningen (reduktionsfaktorn, definierad som
log10 reduktion/m) proportionell mot v–2/3 (v i m/dag)
och avskiljningen per tid, (log10 re­duktion/dag) pro­
portionell mot v1/3 (Yao et al. 1971 i Schjiven 2001,
s. 151). Reduktionen per meter minskar alltså enligt
denna teori med en ökad hastig­het men reduktionen
per dag skulle alltså öka. Så förklarar Pang m.fl.
(2003) sina resultat, som under sitt försök antog att
det var mekanisk filtrering som styrde reduktionen.
6.4.4 Vattenmättnadsgrad
Flera undersökningar tyder på att omättat flöde i en
anläggning för konstgjord grundvattenbildning är att
föredra vid infiltration och att den omättade zonen
stärker beredningseffektiviteten (Stevik et al. 2004;
Jörgensen et al. 2001; Leclerc et al. 2000; Yin et al.
2000; Chu et al. 2003; WHO 2004). Om ett mättat
flöde uppstår vid infiltrationen blir reningen av
vattnet sämre och omvandlingen av ytvatten till
grundvatten sker inte till lika stor del. Det mättade
flödet påverkar transporten så att den till största del
sker i de grova porsystemen och kontakten mellan
markpartiklarna och patogenerna blir sämre och
adsorptionen försämras. Om genomströmningshastigheten ökar, minskar uppehållstiden och tiden
för den mikrobiella nedbrytningen (Hanson 2000).
Vattenmättnadsgraden i en mark påverkar redukt­
ionen av patogener både genom att påverka silning
och filtrering samt genom att påverka mikroorgan­
ismernas inaktivering och avdödning. Avdödningen
av mikroorganismer och inaktivering av virus har
visat sig vara försumbar, jämfört med reduktion
genom adsorption och filtrering, vid pilotförsök med
infiltration i mättade kolonner. Under omättade för­
hållanden är bidraget av avdödningen till den totala
reduktionen större (Jin, Chu & Li 2000).
Enligt Sundlöf och Kronqvist (1992) finns en god
korrelation mellan reningsgrad av organiskt material
och omättad zon upp till en viss begränsad mäktighet. Undersökningen av tjugo anläggningar visar att
ett samband finns för de anläggningar som har en
mäktighet av den omättade zonen mellan 0 till 5–6
m. Inkluderas de anläggningar som har en omättad
zon som överstiger 6 meter är sambandet inte lika
tydligt. En kort omättad zon kan kompenseras med
låg ytbelastning visar studien.
Makroporer eller kanalbildning i infiltrationsmaterialet minskar filtrationen och har visat sig
påverka transporten av bakterier. Vid omättad zon
sker den mesta transporten i de mindre porerna och
32
betydelsen av makroporerna blir mindre (Stevik et al.
2004). Transport av bakterier sker endast i vattenfyllda porer enligt Jörgensen m.fl. (2001). Därför är
kopplingen mellan porerna och vatteninnehållet i
marken viktigt. Ju längre sträcka en organism måste
färdas för att nå ner till grundvattnet, desto mindre
risk att den verkligen når fram. I den omättade
zonen blir denna sträcka längre än i den mättade
menar Hanson (2000).
Fenomenet med ökad reduktion i ett omättat syst­
em har tillskrivits närvaron av ett gränsskikt mellan
luft och vatten (Air-Water Interface, AWI) som inte
finns vid mättade tillstånd (Jin & Chu 2000; Schijven
2001 s. 53, Schäfer et al. 1998). Det finns inga direkta
bevis, men försök tyder på att den ökade reduktionen
av virus vid omättade förhållanden kan bero på inaktivering vid gränsskiktet. Gränsskiktet påverkar
virus så att dess yttre membran av proteiner ändras
vilket leder till att viruset blir mindre benäget att
infektera (Jin et al. 2000). Detta sker genom att
hydrofoba delar av viruset sträcker sig över till gasfasen vid gränsskiktet genom att förändra sin kapsid­
struktur. Förändringen eller rekonfigurationen resulterar i minskad infektivitet hos viruset (Thompson
et al. 1998). Gränsskiktet verkar vara anledningen
till den ökade reduktionen av MS2 och X174 vid
omättade förhållanden och speciellt inaktiveringen
av MS2. Till vilken utsträckning ett virus fastnar
på skicktet är också beroende av den isoelektriska
punkten för ett virus, men resultaten tyder på att
adsorption lättare sker till materialet vid omättade
förhållanden (Jin & Chu 2000).
Det finns en variation av tåligheten hos olika
mikroorganismer för både högt och lågt vatteninne­
håll, men generellt är överlevnaden längre i fuktig
mark än i torr. De längsta överlevnadstiderna för
Streptococcus faecalis, var under mättade förhåll­
anden (Kibbey et al. citerad i Stevik et al. 2004).
Försök visar att inaktivering av virus når ett maxima
nära markens fältkapacitet. Tillsats av organiskt
material med infiltrationsvattnet kan bidra till att
inaktiveringen försämras. Det organiska materialet
fastnar och mättar gränsskiktet mellan luften och
vattnet, vilket hindrar virus från att fastna och inaktiveras i gränsskiktet (Schjiven 2001, s. 53). Över­
levnaden för mikroorganismer skiljer sig om de är
fria i ett vatten eller adsorberade på en yta. Pang m.fl.
(2003) visar genom pilotförsök att avdödningen var
4–6 ggr högre för adsorberade F-RNA fager och
15–28 ggr högre för E.coli bakterier.
6.4.5 Biohud och naturliga
mikroorganismer
De är flera studier som visar att det är i det översta
lagret i marken som den största delen av reduktionen
sker och tyder på en stor påverkan av naturliga mikro­
organismer, som i huvudsak förekommer i de översta
marklagren (Jensen et al. 2005). Uppbyggnaden av
en biofilm minskar porstorleken och en filtrering
blir mer effektiv. Det finns tydliga bevis på att avskiljningen av bakterier är bättre i system med en
välutvecklad biofilm och mindre igensättningar än
system utan biofilm (Stevik et al. 2004).
De naturliga mikroorganismerna och nedbrytarna
av det organiska materialet inverkar på patogenerna
och reducerar deras överlevnadstid avsevärt. Den
initiala avdödningen är högre och den totala tiden
under vilken man kan detektera organismerna kort­
are om naturliga mikroorganismer finns närvarande
(Stenström 1985). De naturliga mikroorganismerna
verkar vara den mest betydande faktorn på virus
överlevnad i grundvatten jämfört med temperatur,
syra och näringsinnehåll enligt Gordon och Toze
(2003 citerad i Rzeżutka & Cook 2004). Den natur­
liga mikrofloran påverkar nedbrytningen av bakterier
och virus och det har visat sig i försök att en bättre
nedbrytning sker med en bred population av ursprungliga bakterier i grundvattnet än om mikroorganismerna testas individuellt (Wall et al. 2005).
7 Kvantifiering av de
dimensionerande
faktorerna
7.1 Inledning
Ett syfte med litteraturstudien var att försöka kvanti­
fiera den mikrobiologiska barriärverkan vid olika
förutsättningar vid konstgjord grundvattenbildning
utifrån resultat från tidigare undersökningar som
gjorts i fullskaliga anläggningar och försöksområden.
Kvantifieringen ska förhoppningsvis kunna bidra i
33
bedömningen av befintliga anläggningars mikrobio­
logiska barriärverkan och dimensionering av framtida anläggningar.
7.3 Reduktion i förhållande
till transportsträckan
Reduktion med avseende på avståndet mellan in­
filtrationsplats och uttag varierar mellan akvifärer
beroende på olika förhållanden och egenskaper, se
Figur 7-1. Det är stor variation mellan akvifärerna;
vid 20 m ligger intervallet mellan ca 3–8 log10 reduktion och för 40 m mellan ca 4–8 log10. De lång­
samma akvifärerna hamnar i den övre delen av
spannet efter redan 20–30 m; det korta avståndet
kompenseras med en längre uppehållstid och en lång
transport blir inte nödvändig. De ”snabba” akvifär­
erna, Burnham och Erskine, behöver ett längre avstånd för att komma upp i en reduktion runt 5–6
log10.
De höga värden på reduktion efter ett kort avstånd som fås från Someren jämfört med de andra
studierna kan bero på att processen är s.k. djupinfiltration, vilket medför att betingelserna är lite
annorlunda jämfört med de andra studierna. Där­
emot hamnar både R5 från Somerenstudien och
enterovirus i Remmerdenstudien utanför ”spannet”
för långsamma akvifärer, vilket beror på att de är
svåra att avskilja och mycket persistenta.
7.2 Metod
För att försöka göra en uppskattning av reduktionen
har data samlats från fältstudier från olika länder som
utförts under naturliga förhållanden. Spikning har
skett med bakteriofager av olika typer och ibland
även bakteriella indikatororganismer. Urvalet av fält­
studier var tämligen enkelt, de som analyserats är
de som redovisats som artiklar och inte haft except­
ionella förhållanden, och det är inte många studier
som ut­förts på detta sätt genom spikning i fullskaliga
akvifärer eller riktiga anläggningar. Referenser finns
angivna i Bilaga B.
De studerade anläggningarna är ganska skilda
i utformning och karaktäristik. Fyra av studierna
är utförda vid bassänginfiltration, ett vid inducerad
infiltration och ett vid djupinfiltration. De olika
förutsättningarna på anläggningarna avspeglas på
resultaten som är mycket varierande.
Tre av studierna är utförda i Nederländerna,
vid anläggningarna Castricum (bassänginfiltration),
Remmerden (inducerad infiltration) och Someren
(djupinfiltration).
De är tre akvifärer med en grundvattenhastighet
på ca 1–3 m/dag, som har fått beteckningen ”långsamma” i denna studie. Materialet är fin sand (0,2–
0,27 mm) med stråk av lera och silt (ca 1 % i de
olika akvifärerna). Kokemäenjoki-studien i Finland
är gjord i en långsam artificiell akvifär (avgränsad
med plast), efter att vattnet infiltrerades i en omättad
gruskolonn med hög genomströmning. De två andra
studierna är utförda i Erskine, Missoula USA, och
Burnham, Nya Zeeland och i dessa akvifärer består
materialet av grövre stenkross och grus (upp till 15
cm) och har en hastighet som överstiger 25 m/dag
och klassas i denna litteraturstudie som ”snabba”
akvifärer.
Reduktionen har analyserats med avseende på av­
ståndet till uttagsbrunnarna och uppehållstiden, efter­
som avstånd i två olika akvifärer kan innebära stora
skillnader i uppehållstid. Beräkningar har även gjorts
av en s.k. reduktionsfaktor, vilken reduktion som sker
per meter vid olika avstånd från injektionsbrunnen.
7.4 Reduktion i förhållande
till uppehållstid
Även för uppehållstiden är variationen stor för hur
mycket som reduceras i de olika anläggningarna, se
Figur 7-2 och 7-3. Efter två dagar är reduktionen
mellan 3–8 log10. Efter 14 dagar, vilket är gränsen för
att klassificera ytvatten som grundvatten i Sverige,
ligger reduktionen mellan 4–8 log10.
De snabba akvifärerna, Burnham och Missoula
(markerade med fyrkanter respektive cirklar i diagrammet), kommer upp i en ganska hög, ca 5–8
log10 redan efter ett och ett halvt dygn, beroende
på vilken organism som studeras. Studien visar att
detta antagligen beror på det långa avståndet som
transporten sker, vilket kompenserar den korta uppe­
hållstiden och ger en tillräcklig kontakt med materi­
alet.
34
9
"Långsamma", 1-3 m/dag
8
"Långsamma"
7
6
5
4
3
"Snabba"
Reduktion (-log(C/C0))
Castricum - MS2
Remmerden - FRNA
Remmerden - Enterovirus
Someren - R5
Someren - PRD1
Someren - MS2
Someren - E.coli
Kokemäenjoki - MS2
Burnham - MS2
Burnham - B. subtilis
Burnham - B.subtilis 2
Erskine - MS2
Erskine - X174
Erskine - Polio
Erskine - PRD1
"Snabba", >25 m/dag
2
1
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Avstånd (m)
Figur 7-1. Reduktion mot transportsträcka. De snabba akvifärerna är punkter och fyrkanter, de långsamma är
trianglar och sneda fyrkanter.
9
8
Castricum - MS2
Remmerden - FRNA
Remmerden -Enterovirus
Someren - MS2
Someren - PRD1
Someren - E.coli
Someren - R5
Kokemäenjoki - MS2
Burnham - MS2
Burnham - B.subtilis
Burnham - B.subtilis 2
Erskine - MS2
Erskine - Polio
Erskine - X174
Erskine - PRD1
"Långsamma"
6
5
4
3
"Snabba"
Reduktion (-log(C/C0))
7
2
1
14 dygn
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Uppehållstid (dygn)
Figur 7-2. Reduktionen i olika fältstudier i förhållande till uppehållstiden, 14 dagar är markerat med ett vertikalt
streck. Den sneda linjen representerar en uppskattad lägsta avskiljning, dvs. ”worst case”.
35
9
8
Castricum - MS2
Remmerden - FRNA
Remmerden -Enterovirus
Someren - MS2
Someren - PRD1
Someren - E.coli
Someren - R5
Kokemäenjoki - MS2
Burnham - MS2
Burnham - B.subtilis
Burnham - B.subtilis 2
Erskine - MS2
Erskine - Polio
Erskine - X174
Erskine - PRD1
6
"Långsamma"
Reduktion (-log(C/C0))
7
5
4
3
"Snabba"
2
1
0
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Uppehållstid (dygn)
Figur 7-3. Reduktion i förhållande till uppehållstid, figur 7-3 med skalan <16 d. Den sneda linjen markerar skill­
naden mellan ”långsamma” och ”snabba” akvifärer.
1,4
Castricum - MS2
Remmerden - FRNA
1,2
Remmerden - Enterovirus
Reduktionsfaktor (-log(C/C0))/m
Someren - MS2
1
Someren - PRD1
Kokemäenjoki - MS2
Burnham - MS2
0,8
Burnham 2 - B.subtilis
Burnham - B.subtilis
Erskine - PRD1
0,6
Erskine - X174
Erskine - Polio
0,4
Erskine - MS2
0,2
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Avstånd (m)
Figur 7-4. Reduktionsfaktor vid olika avstånd. 5 m och 30 m markerade i bilden.
studierna, se Figur 7-4. Det blir tydligt att redukt­
ionen inte är linjär, vilket är viktigt att ta hänsyn till
vid dimensionering av anläggningar. Efter ca 5 meter
är reduktionen mellan ca 0,3–0,9 log/m och redukt­
ionsfaktorn minskas till ca 0,1–0,3 log/m efter 30 m.
Beräkningen har gjorts genom att aktuell reduktion
vid ett visst avstånd delas med hela transportsträckan,
vilket blir ett medel av reduktionsfaktorn upp till
det avståndet. För dimensionering innebär detta ett
7.5 Reduktionsfaktor
Liksom för faktorerna ovan är det mycket stora
skill­nader i vilken reduktion som sker per meter vid
olika avstånd (s.k. reduktionsfaktor) mellan de olika
Reduktionsfaktor;
(–log10(C/Co)/m), filter factor på eng.
även removal rate vid modellering.
36
avstånd på mellan ca 25 och 70 m för en reduktion
på 7 log10 beroende på om det är en snabb eller lång­
sam akvifär, om ett antagande görs att reduktionen
efter 30 m kan användas som ett genomsnitt.
7.7 Diskussion av kvantifierings­
studien och jämförelse med
lagstiftning internationellt
Utifrån kvantifieringsstudien kan det tyckas som
om det inte finns en rimlig grund för att bestämma
säkerhetsavstånd eller uppehållstid för infiltrationen
vid vilken en säkerhetsbarriär kan garanteras. Genom­
gången av de olika studierna visar att det finns mycket
osäkerhet i bedömning av den mikrobiologiska barri­
ären vid ett vattenverk med konstgjord grundvatten­
bildning. Dock finns det trender i resultaten som
kan skapa förutsättningar för en bedömning. För att
dimensionera en anläggning optimalt utifrån ett
perspektiv om tillräcklig reduktion krävs det ingående kunskap om området och akvifärens förhåll­
anden och förutsättningar. Stenström (1980) hävdade
att det var svårt att dra några generella slutsatser
och att komplexiteten i samspelet mellan alla olika
faktorer som påverkar gör det mycket svårt att upprätta enhetliga regler för säkerhetsavstånd och riskbedömningar. Enligt Jörgensen m.fl. (2001) finns det
ingen vetenskaplig grund för att sätta en specifik
minimal uppehållstid för att garantera ett hälsomässigt säkert dricksvatten.
De länder som har en utbredd användning och
forskning om konstgjord grundvattenbildning har
dock en viss lagstiftning och riktlinjer för anläggningar och säkerhetsbarriären i processen utöver
generella dricksvattenföreskrifter, men dessa är lika
varierande som studierna ovan. I Sverige gäller att
råvatten, som härrör från konstgjord infiltration
av ytvatten, normalt kan betraktas som opåverkat
grundvatten om vattnets verkliga medeluppehållstid mellan infiltrations- och uttagspunkterna är 14
dagar eller längre. Om det är tveksamt om ett råvatten är ytvattenpåverkat eller inte, bör kemiska,
fysikaliska eller biologiska metoder användas för att
närmare ut­reda saken. Det finns dock inga allmänt
accepterade metoder eller kriterier för att avgöra om
ett råvatten är ytvattenpåverkat (Livsmedelsverket
2004). Vidare beror antal barriärer som krävs vid
dricksvattenberedning på vilken typ av råvatten som
används. Till exempel krävs en barriär för opåverkat
grundvatten och för ytvattenpåverkat grundvatten,
två eller tre för ytpåverkat grundvatten och för
7.6 Modellorganismer
I studierna är modellorganismerna utvalda eftersom
de är kända som persistenta och för att de transport­
eras lätt genom marken. Bakteriofagerna diskuteras
i avsnitt 3.3.1. B.subtilis sporer är i samma storleksordning som bl.a E.coli, enterokocker, och salmon­
ella men är kända för att vara tåliga i naturliga miljöer.
Den reduktion som kunde konstateras i Burnham
studien ansågs därför ske endast genom silning och
filtrering (Pang et al. 2005). R5, sporer av Cl. bi­
fermentans, används som modellorganism för oocyst­
er av Cryptosporidium parvum. Även om R5 är ca
fem ggr mindre (ca 1 μm i diameter) än protozoer, är
den lika tålig i vattenmiljöer och dess mindre storlek gör att den kommer att kollidera mindre med
materialet och transporteras lättare och därmed är
den en konservativ modellorganism (Schjiven et al.
2000). Enterovirus som mäts i Remmerdenstudien
består till största del av Coxsackie B virus och ex­
isterar med de naturligt förekommande halterna.
Det poliovirus som använts i Erskineförsöket är
en försvagad typ. En av bakterierna, R5, som finns
med i kvantifieringsstudien är sporbildande, vilket
gör den jämförbar med tåliga parasiterna. Försöket
gjordes i grovt material, vilket kan tolkas som att
detta försök är ett ”värsta-scenario”.
För de olika studierna är det ganska svårt att dra
några slutsatser om de olika typerna av organismer;
organismerna är mycket lika varandra och endast
ett fåtal olika arter är använda. Bakteriofagerna som
agerar modellorganismer ska helst ligga under avskiljningen av patogener, för att agera som konserv­
ativa modellorganismer. Modellorganismerna kan
även jämföras med E.coli i studien Someren. E.coli
är en indikatororganism som inte är lämplig för den
här typen av undersökning. Eftersom E.coli inte
är lika persistent och resistent som andra patogena
organismer som kan transportera sig genom mark,
är de fullständigt reducerade redan efter 8 m.
Råvatten
syftar här på det vatten som ska användas till att
bereda dricksvatten och inte det ytvatten som ska infiltreras.
37
ytvatten beroende på bakteriekoncentrationen i rå­
vattnet.
I Australien, Tyskland och Nederländerna används 50–60 dagars minimum uppehållstid som ett
riktvärde för anläggningar (Jörgensen et al. 2001).
Finland planerar en uppehållstid på 3 månader för
nya anläggningar som ska producera dricksvatten
(Niemi et al. 2004).
Nya Zeeland har enligt Pang m.fl. (2003) godtyckligt uppskattat erforderligt avstånd mellan sept­
iska system och ytvatten till 20–30 m och mellan
septiska system och grundvatten till 30–50 m, vilket
kan tyckas kort eftersom bakteriekoncentrationen är
hög om läckage skulle uppstå.
Genomgången av litteratur tyder dock på att reduktionen kan styras med hjälp av faktorerna uppe­
hållstid, transportsträcka och grundvattenhastighet,
vilket gör att gränsen på 14 dagar som är satt för
att klassificera infiltrerat ytvatten som opåverkat
grundvatten vid infiltration i Sverige inte är absolut.
Reduktionen kan vid denna tidpunkt både vara till­
räcklig eller inte. Varken avstånd eller uppehållstid
räcker för att dimensionera en anläggning var för sig.
Studien pekar på att avståndet är en lika kon­
sekvent parameter, där ett avstånd mer än 40 m ger en
reduktion på 4–8 log10 oberoende av grundvattnets
hastighet. Livsmedelverkets rekommendation om 14
dagars uppehållstid skulle således kunna komplett­
eras med en rekommendation om ett minimalt avstånd mellan infiltrationspunkt och uttag på 40 m.
Jämförs detta med beräknad önskad reduktion av
virus enligt resonemanget om en acceptabel risk på en
smittad person av 10000 per år (se avsnitt 3.2), kan
det tyckas lite lågt, eftersom en önskad reduktion
var 5–8 log10 för virus i ett råvatten i Nederländerna.
Men det är samstämmigt med det intervall av reduktion som har skett efter 14 dagar, vilket också är
4–8 log10.
Eftersom en mikrobiologisk säkerhetsbarriär ska
”motverka förekomst av sjukdomsframkallande virus,
bakterier, och parasitära protozoer” (Citat från Livs­
medelverket 2004), inkluderas kort konstgjord infiltration av ytvatten (kortare tid än 14 dagar) som
ett beredningssteg och säkerhetsbarriär vid dricksvattenberedning. Barriärverkan för en kort infiltration
kan för t.ex. fem dagar uppskattas till > 3 log10
enligt fig. 7-3. Om detta jämförs med andra beredningsmetoder som räknas som barriär enligt Livs­
medelsverket (2004) ligger avskiljningen för kort
konstgjord infiltration inom samma intervall som
för kemisk fällning men är lite sämre än membranfiltrering.
7.8 Begränsningar
Det är ganska få studier som är redovisade, med
mer material skulle kanske ett ännu tydligare spann
kunna urskiljas för en akvifär med ett visst material
eller grundvattenhastighet. Några studier med en
grundvattenhastighet som ligger mellan de hastigheter som har betraktats här har inte funnits i stud­
erad litteratur.
Ingen kvantifiering av reduktionen som sker i den
omättade zonen har kunnat genomföras eller studeras
i litteraturen, vilket är en stor brist om den är så
pass betydande som många studier tyder på. Det är
en ytterliggare faktor som direkt påverkar utformningen och bedömningen av en anläggning förutom
uppehållstid, transportsträcka, hastighet. För ett bidrag till resonemang om den omättade zonen vid
konstgjord grundvattenbildning se kommande VAForsk rapport Reduktion av naturligt organiskt mater­
ial och mikroorganismer i konstgjord grundvatten­
bildning10.
En liknande genomgång var tänkt att genomföras
utifrån försök gjorda i kolonner/pilotstudier. Result­
aten blev mycket varierande och framför allt beräkningen av reduktionsfaktorn som var mellan 0,085
och 37 log10 reduktion/m för de olika försöken.
Detta visar på osäkerheten i denna typ av försök
och svårigheten att överföra kunskapen till verkliga
förhållanden. De mest verklighetstrogna, naturliga
förhållanden hamnade mellan 0,01–1 log10 redukt­
ion/m, vilket stämmer bra överens med fältstudierna.
1–10
st E.coli/100 ml och 10–100 st koliforma bakterier/
100 ml kräver två barriärer, >10 st E.coli/100 ml och >100
st koliforma bakterier/100 ml kräver tre barriärer
(Livsmedelsverket 2004).
10 Måns
Lundh, Emma Holmström, Jonas Långmark,
Henrik Rydberg, under arbete 2005.
38
8 Sammanfattning
8.1 Påverkande faktorer
För att sammanfatta de olika faktorernas påverkan på
den mikrobiologiska barriärverkan har tabell 8-1
sammanställts.
Tabell 8-1 Faktorer som påverkar den mikrobiologiska barriären.
Egenskaper hos mikroorganismen
Koncentration
−Generellt ökar silning och filtrering med högre koncentration
av mikroorganismer, tills materialet blir mättat.
Organismtyp
−Det är stor variation på reduktionen mellan olika typer av
mikroorganismer, vilket bl.a. beror på faktorerna redovisade
nedan.
Storlek
−Storleken på mikroorganismerna påverkar silningen; större
mikroorganismer har färre porer att ta sig igenom, och
adsorptionen; större ytarea ger fler chanser till interaktion
med materialet.
Laddning hos mikroorganismen
−Bestämmer den elektrostatiska interaktionen med
adsorbenten och styrs av pH. Mikroorganismer och material
är ofta negativt laddade i naturliga miljöer och repellerar
varandra.
Hydrofobicitet
−Påverkar de hydrofoba interaktionerna mellan mikroorganism
och material, kan vara starkare än de elektrostatiska
interaktionerna.
Egenskaper hos vattnet
pH
−Generellt ökar filtrering vid minskat pH, men detta beror på
egenskaper hos mikroorganismerna och materialet.
Överlevnaden av mikroorganismerna påverkas endast vid
höga (>10) och låga (<5) pH.
Temperatur
−Vid lägre temperaturer överlever mikroorganismerna och virus
längre, men filtreringen blir bättre.
Innehåll av organiskt material
−En hög koncentration av organiskt material minskar
adsorptionen av mikroorganismer pga. att det konkurrerar om
hydrofoba adsorptionsplatser.
Jonkoncentration och jonsamman­
sättning
−Högre jonstyrka och valens leder i allmänhet till ökad
avskiljning.
Egenskaper hos marken
Partikelstorlek och porstorlek
−Fint material ökar silning och filtrering, pga. de mindre
porerna och större ytarea för adsorption. Inaktiveringen
minskar dock.
Mineral och jordsammansättning
−Kvarts och granit adsorberar virus sämre än kalksten.
Mineraler med ett fint ytskikt ökar adsorptionen.
Laddning hos marken
−Laddningen är beroende av pH, och material med hög pHiep
är generellt bättre adsorbenter.
Hydrofobicitet
−Starkare hydrofobicitet hos materialet leder till ökad
adsorption av mikroorganismer.
39
Forts. Tabell 8-1.
Konstruktion och drift
Uppehållstid
− Reduktionen ökar med längre uppehållstid.
Transportsträcka
− Reduktionen ökar med längre transportsträcka.
Grundvattenhastighet
−Reduktionen under ett visst avstånd minskar med ökad
grundvattenhastighet.
Vattenmättnadsgrad
− Silning och filtrering ökar vid omättade förhållanden.
Biohud och andra mikroorganismer
−En välutvecklad biohud främjar reduktionen, naturliga mikro­
organismer påverkar inaktivring och avdödning av patogenerna.
Flera av parametrarna hänger ihop, t.ex. laddning
och pH. Det är svårt att visa på vilken faktor som
är mest avgörande för reningen. En slutsats som kan
dras är att laddningarna på mikroorganismerna och
virus som ska adsorberas, laddningen i lösningen
och laddningen på markmaterialet (adsorbanten)
påverkar avskiljningen. Eftersom laddningen på en
yta styrs mycket av pH, blir denna faktor kritisk.
Om akvifären är ”långsam” och endast ett litet uttag av vatten behövs, kan dimensionering ske enligt
de vänstra spalterna i tabell 8-2, vilken har samman­
ställts med hjälp av figur 7-1, 7-2 och 7-3. Liknande
resonemang har förts för en snabb akvifär.
Studien föreslår att avstånd verkar vara en tillförlitlig parameter för att styra reduktionen. Enligt
tabell 8-2, och de figurer den bygger på, tycks ett
avstånd på över 40 meter vara tillräcklig för en reduktion på mellan 4–8 log10 av virus, vilket ger
uppehållstider på mellan 1,5–35 dygn beroende på
akvifärens karaktär. Möjligen skulle det därför kunna
vara en idé att komplettera 14-dagars rekommendat­
ion från Livsmedelsverket med ett rekommenderat
avstånd mellan infiltrations- och uttagspunkter.
Denna rekommendation skulle kunna hamna på ca
40 m.
8.2 Kvantifieringsstudien
Reduktionen av mikroorganismer har studerats med
avseende på parametrar som är, i förhållande till
andra parametrar, relativt lätta att identifiera för en
fullskaleanläggning; uppehållstiden i akvifären, avståndet mellan infiltrationsbassäng och uttagsbrunn
samt hur fort transporten sker mellan bassäng och
uttagsbrunn. Resultatet visar att det, trots en begränsning i genomförda studier, går att urskilja vissa
trender. Studien visar att avstånd kan vara be­gränsande
för ”snabba” akvifärer och en längre uppehållstid för
de långsamma.
Ett förslag på en metod som skulle kunna användas
utifrån analysen av fältstudierna är att använda para­
metrarna transportsträcka, uppehållstid och grundvattenhastighet enligt följande:
Tabell 8‑2. Förslag på dimensionering, minimal uppehållstid och avstånd som krävs för reduktion av olika grad.
Långsam (1–3 m/dag)
Uppehållstid
(dygn)
Avstånd
(m)
Snabb (>25 m/dag)
Uppehållstid
(dygn)
Avstånd
(m)
Erhållen Reduktion
(log10 )
>5
10
ca 1
25
3
>14
15
ca 1,5
40
4
>25
20
ca 2
80
5
>35
30
ca 3
>80
6
40
grus oftast i anslutning till isälvsavlagringar, borde
en kort uppehållstid (eller egentligen den snabba
strömningen) kompenseras med ett längre avstånd.
I Sverige är förutsättningarna lite sämre med tanke
på att mineralkompositionen ofta är de som reducerar
mikroorganismer sämst (Flynn, Rossi & Hunkelers
2004), å andra sidan är koncentrationen av patogener
i svenska sjöar och vattendrag generellt lägre (se tabell
3-2).
Kalkning sker i flera av de svenska anläggningarna
(Jönsson & Wikström 2003) för att öka pH, alkalinitet och hårdhet. Kalk inlagd i infiltrationsbassängerna
skulle kunna påverka reduktionen av mikroorganism­
erna och borde undersökas. pH ökar vilket skulle
kunna medföra en sämre mikrobiologisk barriär vid
infiltration. Flynn, Rossi och Hunkeler (2004) fann
dock i sina försök att kalkstenssand var effektiv för
fastläggning av mikroorganismer. Det är även andra
material som skulle kunna vara aktuella för att agera
som ett komplement till sanden i infiltrationsbass­
ängerna, bl.a. järnoxidtäckt olivinsand, vilket behöver studeras noggrannare tillsammans med andra
materialskillnader. Andra operativa åtgärder som
skulle kunna vara intressanta att studera är pH-just­
ering och salt/jonstyrkejustering och hur de påverkar
reduktionen av mikroorganismer.
Biohudens betydelse för processen konstgjord
grundvattenbildning är inte utredd mer än att den
är av stor betydelse för processens effektivitet. I den
studerade litteraturen har det inte funnits något
försök som undersöker hur biohuden fungerar, vad
som skulle kunna påverka dess effektivitet eller en
kvalitativ eller kvantitativ bedömning av hur den
optimeras, vilket skulle kunna vara ett intressant
område för utveckling.
En ny grundläggande inventering av ett urval av
svenska anläggningar för konstgjord grundvattenbildning borde genomföras som en uppdatering på
Sundlöf och Kronqvists studie (1992). Det har skett
en del forskning och utveckling på området det
senaste decenniet, som skulle kunna komma befintliga och nya anläggningar till del om en ny nulägesbeskrivning genomförs. I denna borde en under­
sökning göras av den mikrobiologiska barriärverkan
vid de olika anläggningarna. Det skulle även vara
intressant att studera råvattnet för olika vattenverk
med speciell fokus på virusförekomsten.
Relationen mellan inaktivering och avskiljning är
ett område som kräver ytterligare forskning. Virus
är så pass okänsliga och har hög överlevnad både i
9 Forsknings- och
utvecklingsbehov
Med utgångspunkt från den här litteraturstudien kan
det konstateras att det finns ett forskningsbehov inom
området mikrobiologisk barriär vid konstgjord grund­
vattenbildning. Studien ger en tydlig bild av vilka
parametrar som inverkar och hur, men deras samman­
lagda betydelse kan bara studeras i fullskaliga under­
sökningar. Denna typ av försök har inte genomförts
i Sverige och som tidigare diskuterats är det, med
tanke på olika rådande förhållanden, bäst att studera
barriärverkan i så liknande och närliggande miljö
som möjligt.
För att kunna göra en korrekt bedömning av en anläggning eller dimensionera en framtida anläggning,
finns behov av en specifik metod som skulle kunna
utgå ifrån resonemanget i kvantifieringsstudien och
utvecklas med fler faktorer som påverkar reduktionen,
t.ex. omättad zon, koncentration av patogener i råvattnet, material och porositet i akvifären etc. En
sådan metod skulle kunna kompletteras med kriterier
och en allmän instruktion för att undersöka och av­
göra om ett råvatten är ytvattenpåverkat på en anläggning. Generella regler måste alltid kompletteras
med avvägningar grundade på lokala miljöförhåll­
anden, liksom egenskaper hos det vatten man önskar
infiltrera (Stenström 1980).
En mängd studier har undersökt virusadsorption
på fasta ytor under de två–tre senaste decennierna
och mycket kunskap har samlats in. Men generella
slutsatser om graden av adsorption och mekanismerna
som är involverade är svåra att dra för olika typer av
ytor under olika kemiska förhållanden. Det beror
på att ingen standardiserad metod eller systematiskt
angreppssätt har blivit utvecklad och följd (Zhuang
& Jin 2003). Även fullskaleförsöken borde kunna
homogeniseras så det blir enklare att jämföra result­
aten och genomföra ovanstående process. Kunskap
om flera parametrar krävs för att säkerställa en reduktion som uppnår eftersträvt värde och det bästa
är att göra noggranna undersökningar på plats. Därför
skulle det vara intressant att utföra fler medelstora
pilotförsök och studera parametrarna som påverkas
av konstruktion och drift av en anläggning.
Eftersom materialet som används vid konstgjord
grundvattenbildning i Sverige mest liknar materialet
i de ”snabba” akvifärerna i studien, dvs. lite större
41
grundvatten och i mark att det inte går att dimens­
ionera en anläggning utifrån inaktiveringstid för
enteriska virus. Om dimensionering av anläggningar
för konstgjord grundvattenbildning utgår ifrån endast
avskiljning sker borde ett säkert intervall uppnås efter­
som även inaktivering bidrar till den totala redukt­
ionen.
42
Referenser
Auckenthaler A., Raso G., Huggenberger P., 2002. Particle transport in a karst
aquifer: natural and artificial tracer experiments with bacteria, bacteriophages and
microspheres. Water Science and Technology 46, 3, 3609–3614.
Bengtsson, G., 2005. Seminarieanteckningar från Seminarium om konstgjord
grundvattenbildning, Svenskt vatten, Växjö, 2005-10-19.
Bouwer H., 2002. Artificial recharge of groundwater: hydrology and engineering,
Hydrology Journal (2002) 10:121–142, Springer-Verlag.
Chattopadhyay S., Puls R.W., 1999. Adsorption of bacteriophages on clay minerals.
Environmental Science and Technology, 33, 3609–3614.
Chu Y., Jin Y., Baumann T., Yates M.V., 2003. Effect of Soil Properties on Saturated
and Unsaturated Virus Transport through Columns. Journal of Environmental
Quality 32, 2017–2025.
DeBorde D., Woessner W.W., Kiley Q.T., Ball P. 1999. Rapid transport of viruses
in a floodplain aquifer, Water Research 33, 2229–2238.
Dizer H., Grützmacher G., Holzbecher E., Szewzyk R., Lopez-Pila J.M., 2005.
Elimenation of Coliphages and E.coli by slow sand filtration. Poster på ISMAR 5
Konferens Berlin, 12–16 juni 2005.
Djurberg H., 2005. Sprinklerinfiltration – erfarenheter från Katrineholm. Sem­
inarieanteckningar från Seminarium om konstgjord grundvattenbildning, Svenskt
vatten, Växjö, 2005-10-19.
Ederth T., 2005. Föreläsningsanteckningar TFKI30 Yt- och kolloidkemi, Kap.
5 Fast yta/gas-gränsen, http://www.lith.liu.se/tfk/miklavcic/forelasningar/kap5.
pdf (2005-11-02).
EPA, United States Environmental Protection Agency, 1993. Preventing Water­
borne Disease, A focus on EPA’s research. EPA/640/K-93/001.
Flynn R.M., Rossi P., Hunkeler D., 2004. Investigation of virus attenuation
mechanisms in a fluvioglacial sand using column experiments. FEMS Microbiology
Ecology 49, 83–95.
Foppen J.W.A., Mporokoso A., Schjiven J.F., 2005. Determining straining of
Escherichia coli from breakthrough curves. Journal of Contaminant Hydrology
76, 191–210.
43
Fryklund C., 1992. Artificial Groundwater Recharge – state of the art. VA-Forsk
Rapport 1992-04.
Fryklund C., Jacks G., Johansson P-O., Lekander K., 1994. Konstgjord grund­
vattenbildning – processtudier vid inducerad infiltration och bassänginfiltration.
VA-Forsk Rapport 1994-08.
Guan H., Schulze-Makuch D., Schaffer S., Pillai S., 2003. The effect of critical
pH on virus fate and transport in saturated porous medium. Ground Water 41, 5,
701–708.
Göteborgs va-verk, 2004. Vad betyder parametrarna? www.vaverket.goteborg.se
>Dricksvatten>Råvattenkvalitet (2005-08-12).
Göteborgs va-verk, 2005. Vattenkvalitet i Göta älv 2004 (Jan–Dec) www.vaverket.
goteborg.se >Dricksvatten>Råvattenkvalitet> Sammanställning av analysresultat:
Göta älv, Lärjeholm kvartal 1–4/2004 (2005-10-10).
Hanson G., 2000. Konstgjord grundvattenbildning: 100-årig teknik inom svensk
dricksvattenförsörjning, VA-Forsk Rapport 2000-5.
Havelaar A.H., van Olphen M., Schjiven J.F., 1995. Removal and inactivation of
viruses by drinking water treatment processes under full scale conditions. Water Science
and Technology 31, 55–62.
Hijnen W.A.M., Schijven J.F., Bonné P., Visser A., Medema G.J., 2004. Elimination
of viruses, bacteria and protozoan oocysts by slow sand filtration. Water Science and
Technology 50 No1, 147–154.
HRV Water Purification AB, 2005. Mikroorganismer i vattnet http://www.hvr.se/
vatten/mikroorganismer_i_vatten.html (2005-07-04).
Jensen T.Ø., Berg R.L., Bennedsen L., Brandt G., 2005. Geochemical and micro­
bial processes in the unsaturated zone at the Arrenaes artificial recharge trial plant.
Bidrag till ISMAR 5 konferensen Berlin, 12–16 juni 2005.
Jin Y., Yates M., Thompson S., Jury W., 1997. Sorption of viruses during flow through
saturated sand columns. Environmental science and technology 31, 548–555.
Jin Y., Chu Y., Li Y., 2000. Virus removal and transport in saturated and unsaturated
sand columns. Journal of Contaminant Hydrology 43, 111–128.
Jönsson R., Wikström A-S., 2003. Vattenbehandling genom återinfiltration i filter­
bäddar med skikt av krossad kalksten. Va-Forsk Rapport 2003-06.
Jörgensen C., Peters J., Eschweiler B., 2001. Removal of pathogens and monitoring
of microbial changes during artificial recharge. Artificial recharge of groundwater,
EC project ENV4-CT95-0071 Final report, Kapitel 8.
44
Karlstad kommun, 2005. Vattnets väg. http://www.karlstad.se/tv/va/vatten/
vattnetsvag2.shtml (2005-02-23).
Leclerc H., Edberg S., Pierzo, V., Delattre J.M., 2000. Bacteriophages as indicators
of enteric viruses and public health risks in groundwater. Journal of Applied microbiology 88, 5–21.
Livsmedelsverket, Vägledning till Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten,
2004-05-01, www.slv.se (2005-10-24).
Macler B., Merkle J.C., 2000. Current knowledge on groundwater microbial pathogens
and their control. Hydrogeology Journal 8, 29–40.
Niemi R.M., Kytövaara A., Pääkkönen J., Lahti K., 2004. Removal of F-specific
RNA bacteriophages in artificial recharge of groundwater. Water Science and
Technology 50, 1, 155–158.
Ottoson J., Stenström T.A., 2003. Faecal contamination of greywater and associated
microbial risks. Water Research 37, 645–655.
Pang L., Close M., Goltz M., Sinton L., Davies H., Hall C., Stanton G., 2003.
Estimation of setback distances based on transport of E.coli and F-RNA phages.
Environment International 29, 907–921.
Pang L., Close M., Goltz M., Noonan M., Sinton L., 2005. Filtration and trans­
port of Bacillus subtitles spores and the F-RNA phage MS2 in a coarse alluvial gravel
aquifer: Implications in the estimation of setback distances. Journal of Contaminant
Hydrology 77, 165–194.
Persson, F., Heinicke, G., Hedberg, T., Bergstedt, O., Wångsell, C., Rydberg, H.,
Kjellberg, I., Kristenson, S-E., 2005. Mikrobiologiska barriärer i vattenrening.
Va-Forsk Rapport 2005-17.
Peters J.H, van Baar M.J.C., Nobel P.J., Vogelaar A.J., Schijven J.F., Hoogen­
boezem W., Bergsma J., Stakelbeek A., 1998. Fate of pathogens and consequences
for the design of artificial recharge systems. I Peters et al. (red.) Artificial recharge
of groundwater. Proceedings of the third international symposium on artificial
recharge of groundwater – TISAR 98, Amsterdam, s. 141–148.
Prescott L.M., Harley J.P., Klein D.A., 1999. Microbiology, fourth edition. WCB/
McGraw-Hill.
Rydberg H., 2005. Labchef, Lackarebäcks laboratorium, Göteborgs vatten och
avloppsverk, Personlig kontakt, 2005-09-13.
Rzeżutka A., Cook N., 2004. Survival of human enteric viruses in the environment
and food. FEMS Microbiology reviews 28, 441–453.
45
Schijven J.F., Medema G., Vogelaar A.J., Hassanizadeh S.M., 2000. Removal of
microorganisms by deep well injection. Journal of Contaminant Hydrology 44,
301–327.
Schijven J.F., 2001. Virus removal from groundwater by soil passage, Modelling,
field and laboratory experiments. Ponsen & Looijen B.V, Wageningen.
Schijven J.F., Hassanizadeh S.M., de Bruin H.A.M., 2002. Two-site kinetic
modelling of bacteriophages transport through columns of saturated dune sand.
Journal of Contaminant Hydrology 57, 259–279.
Schijven J.F., de Bruin H.A.M., Hassanizadeh S.M., de Roda Husman A.M.
2003. Bacteriophages and clostridium spores as indicator organisms for removal of
pathogens by passage through saturated dune sand. Water Research 37, 2186–2194.
Schäfer A., Ustohal P., Harms H., Stauffer F., Dracos T., Zehnder A.J.B., 2004.
Transport of bacteria in unsaturated porous media. Journal of Contaminant
Hydrology 33, 149–169.
Smittskyddsinstitutet, 2005. Vattenburen smitta.
http://www.smittskyddsinstitutet.se/SMItemplates/Article____2376.aspx
(2005-08-12).
Stenström T.A., 1980. Reduktion av bakterier och virus vid avloppsinfiltration i
mark – en kunskapssammanställning, SNV pm 1329. Stenström T.A., 1985. Infiltration i mark – Mikroorganismers transport och
överlevnad, SNV pm 3051.
Stevik T-K., Aa K., Ausland G., Hanssen J.F., 2004. Retention and removal of
pathogenic bacteria in wastewater percolating through porous media: a review. Water
Research 38, 1355–1367.
Strand M., 2005. Processingenjör, Karlskrona Vattenverk, Råvattenkvalitet
Karlskrona, personlig kontakt 2005-10-24.
Stockholm Vatten 2005. Vattenkvalitet vid Lovö vattenverk. www.stockholmvatten.se > Dricksvatten > Vattenkvalitet (2005-11-01).
Sundlöf B., Kronqvist L., 1992. Konstgjord grundvattenbildning, Nulägesbeskriv­
ning av tjugo svenska anläggningar. Svenska vatten och avloppsföreningen, VA-Forsk
Rapport 1992-13.
Thompson S., Flury M., Yates M., Jury W., 1998. Role of the Air-Water-Solid
Interface in Bacteriophage Sorption Experiments. Applied and Environmental
Microbiology, Jan, 304–309.
Thougaard H., Varlund V., Madsen R.M., 2001. Grundläggande mikrobiologi
med livsmedelsapplikationer. Studentlitteratur, ISBN: 9144015690.
46
Wall K., Toze S., O’Hara G., 2005. Interactions of ondigenous groundwater bacteria
with enteric viruses during water quality improvement by aquifer storage and recovery
(ASR). Poster på ISMAR 5 Konferens Berlin, 12–16 juni 2005.
WHO, World Health Organization, 2004. Guidelines for drinking-water quality,
third edition.
http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3/en/index.html, 200507-04.
Wikipedia, 2005. www.wikipedia.com. Sökord Protozoa och Bacteria (200508-12).
Zhuang J. och Jin Y., 2003. Virus retention and transport through Al-oxide coated
sand columns: effects of ionic strength and composition. Journal of Contaminant
Hydrology 60, 193–209.
47
Bilaga A: Sökord
Artificial recharge
Infiltration
Groundwater
Aquifer
Microbial contamination
Microbial transport
Indigenous groundwater bacteria
Virus transport
Filtration
(Ad)Sorption
Inactiviation
Column experiments
Sand column
Saturated transport
Unsaturated transport
Saturated zone
Unsaturated zone
Reduction
Survival
Microorganisms
Pathogen
Protozoa
Bacteria
Virus
Bacteriophages
MS2
phiX174
PRD1
E.coli
Minerals
Gravel, sand
48
49
Havelaar
1995
Erskine, USA
Undersökn.omr.
Deborde
1999
FRNA
Enterovirus
Tot
koliformer
Inducerad
infiltration
Sand 0,2–0,24 mm
Polio
X174
PRD1
MS2
Mikro­
organism
Remmerden,
Rijn (Rhen)
Öppen akvifär,
grovt grus och sten
(porositet 0,15) som
övergår till sand
under 6 m.
Plats, typ av akvifär
och material
Referens
30
30
30
17,24
19,4
35,56
40
6,67
26,67
30
7,5
17,24
19,4
35,56
40
6,67
26,67
30
7,5
17,24
19,4
35,56
40
6,67
26,67
30
7,5
17,24
6,67
Uppe­hållstid
(tim)
19,4
7,5
Avstånd
(m)
Bilaga B: Data från fältstudier
14
0,72
0,28
1,48
1,11
0,72
0,28
1,48
1,11
0,72
0,28
1,48
1,11
0,72
0,28
Uppe­hållstid
(dygn)
5
4
5
5,0
4,0
7,5
6
4,0
2,5
6
5
3,5
2,5
6
5
3,5
2,5
Avskiljning
-log(c/c0)
0,17
0,13
0,17
0,26
0,53
0,19
0,20
0,21
0,33
0,15
0,17
0,18
0,33
0,15
0,17
0,18
0,33
Reduktionsfaktor
(-log(Cmax/c0)/m)
ca
2,2
ca
2,2
ca
2,2
27
27
27
27
27
27
27
27
27
27
27
27
27
27
v (m/
d)
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
1,13
v (m/h)
105 –106/l
102/l
Ca 103 –104 /l
3,4·106
2,9·107
5,4·109
5,6·1010
c0
(pfu/ml)
50
Pang 1998
ref i Pang
2005
Sinton
2000 ref i
Pang 2005
Castricum,
Nederländerna
Pang 2003
&
Schjiven
2001, s 75
Burnham 1998
Heterogent
material, grus 0,15
mm samt stråk av
lera
Burnham,
Nya Zeeland
Fin sand ca 98 %,
1,5 %silt och 0,5 %
lera, medel
partikelstorlek 0,2–
0,24 mm (porositet
0,35
Plats, typ av
akvifär och
material
Referens
B. Subtitlis
MS2
FRNA
(PRD1 och
MS2)
Mikro­
organism
12,0
26
17
30
9,71
11,32
10,68
19,68
21,38
30,07
25,36
36,8
37,6
61,6
61,8
86
87
18,67
87
20
16,89
61,8
6,33
9,62
37,6
19,8
8,27
8,60
36,4
36,8
1,06
1,25
0,89
0,82
0,45
0,47
0,40
0,26
0,78
0,70
0,40
0,36
0,34
0,20
7,0
10
20,6
4,0
6,4
1,5
Uppe­hållstid
(dygn)
2,5
4,70
Uppe­hållstid
(tim)
3,8
2,4
Avstånd
(m)
6,2
8,4
5,5
5,7
4,6
4,7
8,1
5,5
5
4,7
3,9
3,9
4,2
3,3
8,4
6,5
5,6
4,9
3,3
3
Avskiljning
-log(c/c0)
0,07
0,10
0,09
0,09
0,12
0,13
0,41
0,28
0,06
0,08
0,10
0,11
0,12
0,16
0,28
0,38
0,56
0,77
0,87
1,25
Reduktionsfaktor
(-log(Cmax/c0)/m)
v (m/h)
82,32
68,64
69,36
75,12
84,48
78
49,44
75,12
111,84
87,84
93,84
102,72
105,6
105,12
3,43
2,86
2,89
3,13
3,52
3,25
2,06
3,13
4,66
3,66
3,91
4,28
4,40
4,38
räknat på medel:
1,39
1,19–1,59
v (m/d)
2,2·1012
resp.
2,2·1013
c0
(pfu/ml)
51
Kokemäenjoki,
Finland
Niemi
2004
Schijven
2000
Burnham
Sinton
2000 ref i
Pang 2005
E.coli
R5 (Cl.per)
PRD1
25
38
22
38
2,4
6,1
12
8
2,4
25
38
22
38
8
6,1
12
38
2,4
912
25
6,1
2,4
19
12
5
0,08
0,69
0,44
0,31
Uppe­hållstid
(dygn)
8
38
600
146,4
12
22
456
24
Djup-infiltration
288
17
Sand, fluvial
sediment, Fin sand
ca 98 %, 1,1 % silt
och 0,9 % lera,
medel
partikelstorlek 0,27
mm (porositet 0,32)
120
11
2
10,59
16,52
37,6
61,8
5
7,35
Uppe­hållstid
(tim)
36,8
Avstånd
(m)
57,6
MS2
MS2
B. Subtitlis
Mikro­
organism
8
Someren,
Nederländerna
Grov sand
Plats, typ av akvifär
och material
Referens
7,5
5,2
5
4,4
4,7
7,1
5,7
8,4
8
7,2
5,9
7
6,9
3,3
1,5
5,4
4,5
4,1
Avskiljning
-log(c/c0)
0,94
0,14
0,23
0,37
0,59
0,59
0,71
0,22
0,36
0,60
0,74
0,29
0,41
0,30
0,30
0,09
0,12
0,11
Reduktionsfaktor
(-log(Cmax/c0)/m)
3,3
1,01
0,9
1,98
3,3
1,01
0,9
1,98
3,3
1,01
0,9
1,98
3,3
1,26
1,42
2,2
60
89,76
85,2
120,24
v (m/d)
0,05
0,06
0,09
2,5
3,74
3,55
5,01
v (m/h)
1012/l
2·1010 /l
5·1011/l
7·1013 /l
c0
(pfu/ml)
Mikrobiologisk barriärverkan vid konstgjord grundvattenbildning – en litteraturstudie om påverkande faktorer
Box 47607 117 94 Stockholm
Tfn 08 506 002 00
Fax 08 506 002 10
E-post [email protected]
www.svensktvatten.se