Desinfektion på ledningsnätet

VA-Forsk rapport Nr 2005-15
Desinfektion
på ledningsnätet
– effekten på dricksvattenkvaliteten
Jesper Olsson
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
Författaren är ensam ansvarig 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
VA-Forsk
Bibliografiska uppgifter för nr
Rapportens titel:
Desinfektion på ledningsnätet – effekten på dricksvattenkvaliteten
Title of the report:
Disinfection on the distribution system – the effect on the quality of drinking
water
Rapportens beteckning
Nr i VA-Forsk-serien:
2005-15
Författare:
Jesper Olsson, VA-ingenjörerna Renare Vatten RV AB
VA-Forsk-projektnr:
21-117
Projektets namn:
Desinfektion på ledningsnätet – dess skenbara effekt
Projektets finansiering:
VA-Forsk, VA-ingenjörerna Renare Vatten RV AB
Rapportens omfattning
Sidantal:
Format:
100
A4
2005-15
Sökord:
Klorering, desinfektionsmetod, mikrobiell tillväxt, alternativa desinfektionsmetoder, distributionssystem, BDOC, kloröverskott, heterotrofa bakterier
Keywords:
Chlorination, disinfection method, microbial growth, alternative disinfection
methods, distribution system, BDOC, chlorine residual, heterotrophic bacteria
Sammandrag:
Rapporten beskriver för- och nackdelar med olika former av slutdesinfektion
och betydelsen för desinfektionens inverkan på dricksvattenkvaliteten i distributionsnät. Kloreringens betydelse har undersökts utifrån en teoretisk
hypotes som beskriver hur mikrobiell tillväxt i dricksvattnet varierar med kloröverskottet.
Abstract:
The report examines the advantages and disadvantages with different types
of disinfection and the importance that disinfection has for the quality of
drinking water in distribution systems. The influence of chlorination has been
examined from a theoretical hypothesis that describes how microbial growth
varies with the chlorine residual.
Målgrupper:
Personal vid vattenverk, VA-konsulter, VA-forskare vid universitet och högskolor
Omslagsbild:
Insidan av en dricksvattenledning. Fotograf: Karl-Ivar Johansson
Rapporten beställs från:
Finns att hämta hem som pdf-fil från Svenskt Vattens hemsida
www.svensktvatten.se
Utgivningsår:
2005
Utgivare:
Svenskt Vatten AB
© Svenskt Vatten AB
Grafisk formgivning: Victoria Björk, Svenskt Vatten
Förord
Klor har man under lång tid använt som desinfektionsmetod vid svenska vattenverk. Det är nu intressant att undersöka om klorering och andra desinfektionsmedel av denna typ kan avskaffas tack vare att vi redan har en god råvattenkvalitet.
I detta VA-Forsk projekt har man inbördes studerat ett antal vattenverk med
tillhörande distributionssystem och jämfört dem i syfte att kartlägga desinfektionsförfarandet och bedöma efterdesinfektionens relevans för att få ett säkert och gott
vatten i tappkranen.
Projektet arbetades fram och ansöktes av Torsten Hedberg och Lennart
Martinell. Sedermera ingick Torsten Hedberg i projektets referensgrupp.
Projektorganisationen har utgjorts av projektledare samt tillhörande referensgrupp. Dessutom har vattenverkens driftpersonal bidragit med data enligt deras
provtagningsprogram samt uppgifter om verken och dess distributionssystem.
Tidigare involverade projektledare har varit Susanna Öhman och Thor
Wahlberg. Dessa har sammanställt enkätsvar och bearbetat data samt sammanställt en del av rapporten. Referensgruppen har förutom Torsten Hedberg,
professor vid Chalmers tekniska högskola, utgjorts av Mats Engdahl, Göteborgs
VA-verk. Gruppen har bidragit med värdefulla kommentarer under projektets
gång. Susanne Larsson från Luleå Tekniska högskola har bidragit med information
från fem av de studerade vattenverken.
Slutligen har alla involverade från de olika vattenverken bidragit med mycket
information och varit ett bra stöd under projektets gång.
Vällingby juni 2005
Jesper Olsson
VA-ingenjörerna AB
3
4
Innehåll
Förord. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
Sammanfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
Summary . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
1 Inledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
1.1
Problemställning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
1.2
Vad står att finna i litteraturen? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
1.2.1
1.3
1.4
1.4.1
1.5
1.6
1.7
1.8
1.9
Mätning av återväxtpotential . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
Beskrivning av hypotes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
Synen på desinfektion utanför Sverige . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
Synen på desinfektion i Norden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
Den svenska desinfektionsfilosofin . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16
Undersökningens syfte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
Undersökningens omfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
Resultatens tillförlitlighet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .18
Kriterier för urval av distributionssystem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .18
2 Desinfektionsmetoder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
2.1
Klorgas och Natriumhypoklorit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
2.2
Kloramin . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
2.3
Klordioxid . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
2.4
UV-desinfektion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
2.5
Ozon . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
2.6
Effekten av olika desinfektionsmedel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
3 Kommuner i studien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
3.1
Karlskrona kommun/Karlskrona Vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
3.1.1
3.1.2
3.1.3
3.1.4
3.1.5
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
Utgående dricksvatten från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
3.2
3.2.1
3.2.2
3.2.3
3.2.4
3.2.5
3.3
3.3.1
3.3.2
3.3.3
3.3.4
Kinda kommun/Rimforsa vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .30
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
Kiruna kommun/Tuolluvaara vattenverk. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .31
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
5
3.3.5 Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
3.4
3.4.1
3.4.2
3.4.3
3.4.4
3.4.5
3.5
3.5.1
3.5.2
3.5.3
3.5.4
3.6
3.6.1
3.6.2
3.6.3
3.6.4
3.6.5
3.6.6
3.7
3.7.1
3.7.2
3.7.3
3.7.4
3.7.5
3.7.6
3.8
3.8.1
3.8.2
3.8.3
3.8.4
3.8.5
3.8.6
3.9
3.9.1
3.9.2
3.9.3
3.9.4
3.9.5
3.10
3.10.1
4
Laxå kommun/Laxå vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .38
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .38
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .40
Lycksele kommun/Gammplatsens vattenverk. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42
Norrvatten Järfälla/Görvälns vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Distributionssystemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .44
Klagomålsstatistik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .46
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .46
Växjö kommun/Sjöuddens vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .47
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .48
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .48
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50
Klagomålsstatistik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53
Örebro kommun/Skråmsta vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 56
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 56
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58
Klagomålsstatistik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59
Östersunds kommun/Minnesgärdets vattenverk . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60
Råvattenkvalitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .60
Utgående dricksvattenkvalitet från vattenverket . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61
Distributionssystemet samt problem på systemet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61
Sammanställning av analysresultat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 62
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
Jämförelser mellan vattenverken . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
Diskussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69
Sammanfattande slutsatser för vidare diskussion . . . . . . . . . . . . . . 71
Referenser. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73
Bilagor A-G . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
6
Sammanfattning
Klorering är idag fortfarande den mest använda slutdesinfektionsmetoden i Sverige
och i världen. Är klorering den metod som ger den bästa biologiska stabiliteten
på drickvattnet i våra ledningsnät eller finns alternativ som ger likvärdiga resultat
för att minimera mikrobiell tillväxt på distributionssystemen?
På grund av den resistens som protozoer uppvisat mot klor samt de bioprodukter
som bildas vid klorering har intresset ökat för att använda alternativa desinfektionsmetoder. Inhämtade data från olika länder har visat att ozon, klordioxid och
UV-ljus är de tre alternativen som används mest. Flera länder har också börjat
använda membranfiltrering som ett fysiskt alternativ till klorering.
Denna studie har syftat till att undersöka för- och nackdelar med olika former
av slutdesinfektion däribland klorering och betydelsen för slutdesinfektionens
inverkan på dricksvattenkvaliteten i svenska distributionsnät. Dessutom har
kloreringens betydelse på dricksvattnet i ledningsnäten undersökts utifrån en
teoretisk hypotes framtagen av Prévost et al (2000) som beskriver hur mikrobiell
tillväxt på ledningsnätet varierar med det totala kloröverskottet. Enligt hypotesen
reduceras antalet mikroorganismer efter tillsatt klordos och är få när vattnet
lämnar vattenverket. Klor sönderdelar organiskt material och skapar biologiskt lätt
tillgängligt kol. Ute i distributionssystemet ökar den mikrobiologiska aktiviteten
eftersom det finns lätt tillgänglig näring samtidigt som desinfektionseffekten
avklingat. När näringen förbrukats minskar tillväxten igen. Hypotesen jämförs
med nio verkliga distributionssystem i Sverige.
Resultatet har visat att hypotesen inte går att styrka i verkliga distributionsnät. Ett minskande kloröverskott visar sig ge en ökad tillväxt av bakterier på
ledningsnäten. Detta ökar vikten av att upprätthålla ett kloröverskott i svenska
distributionssystem för att bibehålla vattnets biologiska stabilitet. Det är högst
troligt att det inte enbart är näringsämnen i vattnet som påverkar tillväxten av
mikroorganismer i ledningsnäten. Även andra faktorer som ledningskorrosion,
biofilmstillväxt i ledningar, ledningsnätets kondition och inverkan från högreservoarer spelar in.
Då olika slutdesinfektionsmetoder jämförts med varandra på samma distributionssystem går det att konstatera att kloramin ger lägre tillväxt av bakterier än
vanlig klorering. UV i kombination med kloramin gav lägre tillväxt av långsamväxande bakterier än klordioxid i kombination med kloramin.
Då olika slutdesinfektionsmetoder jämförs mellan vattenverken som ingått i
studien kan man konstatera att verk med UV-desinfektion, UV-desinfektion i
kombination med kloramin samt enbart kloramin verkar ge den minsta mikrobiella tillväxten på ledningsnäten. Dock har verken med dessa slutdesinfektionsmetoder också vatten som troligtvis innehåller låga halter biologiskt tillgängligt
organiskt material, vilket i sig skapar ogynnsamma förhållanden för tillväxt av
bakterier ute på ledningsnäten.
7
Summary
Chlorination is today still the most used disinfection method in Sweden and in
the world. Is this the best method to give biological stability to drinking water
in our distribution systems or are there alternative methods that can give the
same results to minimize microbial growth?
Because of the resistance that protozoa has shown against chlorination and
the by products that chlorination can form alternative disinfection methods have
been more interesting to use. Data from many countries have shown that ozone,
chlorine dioxide, and UV-disinfection are the alternatives that are used most
frequently. Several countries have also begun using membrane filtration as a
physical alternative to chlorination.
The purpose of this study is to examine the advantages and disadvantages with
different types of disinfection, among them chlorination, and the importance that
disinfection has for the quality of drinking water in Swedish distribution systems.
The influence of chlorination has also been studied from a theoretical hypothesis
built up by Prévost et al. (2000) that describes how microbial growth on vary with
the total chlorine residual. Due to the hypothesis the number of microorganisms
is reduced when chlorine is added and is very few when the water leaves the plant.
Chlorine breaks up the organic material and creates easy biodegradable organic
matter. In the distribution system the microbial actvity increases since there is
easy biodegradable organic matter at the same time as the effect of disinfection
residual decays. When the nourishment has been consumed the microbial growth
is reduced. The hypothesis is compared on nine real distribution systems in
Sweden.
The results have shown that the hypothesis can’t be verified in real distribution
networks. When the chlorine residual is reduced the growth of bacteria increases
in the distribution systems. This shows the importance of having a chlorine residual in Swedish drinking water to retain the biological stability. It is likely that
it is not just nourishment in the water that influences the growth of microorganisms. Other factors as corrosion on pipes, biofilm growth, the condition of
the distribution system and reservoirs are also likely to influence the growth.
When different disinfection methods have been compared on the same distribution system chloramine gives a lower microbial growth than normal chlorination. UV in combination with chloramine gives a lower growth of slow growing
bacteria than chlorine dioxide in combination with chloramines.
When different disinfection methods have been compared between the water
plants UV, UV in combination with chloramine and only disinfection with
chloramine gives the lowest microbial growth on the distribution networks. The
drinking water from the water plants with these methods has probably also low
content of biodegradable organic matter which creates unfavourable conditions
for bacterial growth in drinking water.
8
patogenfritt vatten, utan eller åtminstone med mycket
låga halter av mutagena eller carcinogena oxidationsbiprodukter, löser inte problemet om man måste ha
ett överskott av desinfektionsmedel för att säkerställa att en god mikrobiologisk kvalitet upprätthålls
under distributionen.
Nya EU-normer sätter fokus på ökad kontroll av
dricksvattnets hälsomässiga egenskaper vid konsumenternas kran, vilket bör ha stor betydelse för en
framtida dricksvattenberednings- och distributionsteknik. Kraven på kontroll av utgående vatten från
vattenverken har minskat i de svenska föreskrifter
som gäller idag enligt SLV FS 2001:30.
De många studier som utförts bör i och för sig
vara tillräckliga för att formulera en desinfektionsstrategi, men det är trots allt intressant att undersöka
om klorering och andra desinfektionsmedel av denna
typ kan slopas helt i våra svenska nät. Anledningen
till att man skulle kunna slopa klorering är att svenskt
vatten från vattenverken har en från början hög
vattenkvalitet och att desinfektionsmedlen synes ha
en nästan skenbar effekt, som inte ger någon säkerhet
mot allvarliga föroreningssituationer. Sådana situationer måste förhindras genom andra förebyggande
åtgärder i distributionssystemet och genom regelbunden skötsel av nätet.
1 Inledning
1.1 Problemställning
Under lång tid har man använt klor för desinfektion,
både i form av förklorering och slutklorering före
desinfektion. Klorering direkt på råvatten var vanligt
före 1980, men har minskat betydligt sedan Rook
(1974) påvisade att trihalometaner (THM), främst
kloroform, bildades som biprodukt vid klorering av
humusrikt vatten. Man hamnade i en situation att
söka finna balansen mellan klorens positiva egenskap
att avdöda patogener och dess negativa egenskap att
bilda biprodukter. Det är en svår balans att få ett
vatten som ur alla synpunkter och för alla konsumenter med olika känslighet är säkert, utan att få andra
nackdelar med oxidationsprodukter eller smak av
rester av desinfektionsmedel.
I litteraturen framhålles tydligt att man bör skilja
på desinfektion vid vattenverket och desinfektion på
nätet (Trussel 1998). Huvudsyftet med desinfektion vid vattenverket är att tillverka ett vatten som
är fritt från patogena mikroorganismer. Numera kan
denna process utföras utan att hälsofarliga oxidationsprodukter bildas. Tidigare var man inte lika kritisk
i detta hänseende, utan såg kloranvändning som i
stort sett enda möjligheten. Det är dock inte bara desinfektionsprocesser som kan användas för att förbättra ett vattens hygieniska status. Även andra processer avskiljer mikroorganismer och forskning om
processers så kallade barriärverkan pågår. Dessa alternativa processer är viktiga för att klorens negativa
effekter kan undvikas samt att klorresistenta mikroorganismer som t.ex. Giardia och Cryptosporidium
ska kunna avskiljas.
Det finns en stor arsenal av fysikaliska, kemiska
och biologiska tekniker för att rena vatten. Kombinationer av teknikerna använder man för att tillverka ett dricksvatten som är säkert ur hälsosynpunkt och som är kemiskt och biologiskt stabilt för
att distribueras. Påpekas bör dock att vattenproduktion och distribution är ett sammanhängande system
som måste värderas i ett helhetsperspektiv. Det faktum
att den bästa vattenreningstekniken kan leverera att
1.2 Vad står att finna i litteraturen?
Litteraturen är numera mycket omfattande beträffande olika desinfektionsförfaranden och bildning
och förekomst av desinfektions- eller oxidationsbiprodukter, som anses mutagena, carcinogena eller
på annat sätt påverkar människors hälsa, samt hur
man med desinfektionsmedel kan minska och kontrollera efterväxt på ledningsnätet. Nedan beskrivs
en del om vad som framhålls i litteraturen.
Att dricksvattenberedningen ska innehålla en eller
flera så kallade mikrobiologiska barriärer är utom all
diskussion i all litteratur. Däremot, finns det olika
åsikter om efterdesinfektionens vara eller icke vara.
Gelreich (1996) framhåller i boken ”Microbial
Quality in Distribution Systems” två faktorer som
är värdefulla för leverans av ett säkert vatten; den
ena är att hela tiden ha ett övertryck i distributionssystemet och den andra är att ha ett överskott av
desinfektionsmedel.
9
Det råder dock olika uppfattning om behovet av desinfektion på nätet. Syftet med efterdesinfektion är
allmänt att upprätthålla ett överskott av desinfektionsmedel för att hålla tillbaka biologisk efterväxt
och utveckling av heterotrofa bakterier. Flera skäl
har framförts i litteraturen för att ha ett desinfektionsmedelöverskott på nätet (Trussel 1998). Nedan
nämns några av de vanligast framförda skälen.
1. För att hantera och kontrollera föroreningar som
kan komma in i systemet.
2. För att förhindra återväxt av koliformer.
3. För att begränsa biofilmtillväxt på nätet.
4. För att förhindra spridning av opportunistiskt
patogena mikroorganismer.
5. För att stabilisera drickvattenkvaliteten i systemet.
6. För att kunna använda förändringar i kloröverskott som ett mått på föroreningar.
i utgående vatten från vattenverket (Gatel et al. 1998).
Då väl problem uppstått med återväxt av koliforma
bakterier i ledningsnätet är det mycket svårt att bli
av med kolonierna som växer på insidan av ledningarna. För att minimera problemen krävs det därför
ett överskott av desinfektionsmedel i vattnet (Trussel
1998). Enligt Gatel et al (2000) är det också viktigt
att kombinera ett överskott av desinfektionsmedel
med en god avskiljning av organiskt material i det
distribuerade vattnet för att mindre än 1 % av vattenanalyserna ska innehålla koliforma bakterier.
Försök på E-coli bakterier har visat att klorering
(dosering med 0,5 mg Cl 2 /l) av det distribuerade
vattnet har givit en god avdödningseffekt på bakterierna i vattenmassan men sämre effekt på bakterierna fixerade i biofilmen (Gatel et al. 2000). Enligt
Clemant (1998) visar dock många forskningsresultat
att klorering är ett ineffektivt sätt att inaktivera koliforma bakterier. Närvaro av koliforma bakterier har
till och med detekterats vid kloröverskott på
8 mg Cl2/l i dricksvattnet.
De flesta ytor som exponeras i vatten bildar biofilm bestående av en komplex sammansättning av
levande och döda mikroorganismer, samt extracellulära ämnen. Biofilmtillväxten mellan fast och flytande fas är ett sätt för bakterier att överleva i miljöer
fattiga på näringsämnen däribland insidan av dricksvattenledningar (Långmark 2004). Biofilm kan både
gynna och orsaka problem för konsumenten. Om
patogena organismer kommer in i systemet kan de
fångas upp av filmen och avlida eftersom oligotrofa
förhållanden råder i dricksvatten. På detta sätt kan
biofilmen agera som en mikrobiologisk barriär mot
en extern föroreningskälla. Vissa patogena mikroorganismer kan i sig leva och växa i biofilm. Då delar
av filmen slits loss och följer med dricksvattnet upphör dess barriärroll att fungera och den blir istället
en källa till nedsatt vattenkvalitet för konsumenten.
Vad finns det då för åtgärder att minimera biofilmstillväxten i våra ledningssystem? Nedan följer
några exempel på förslag till åtgärder (Trussel 1998):
1. Minimera mängden biologiskt nedbrytbart löst
organiskt kol (BDOC) i behandlat dricksvatten.
2. Använd bara inert material i distributionssystemet och i konsumenternas dricksvatten ledningar.
3. Rengör och byt ut gamla ledningar. Nya ledningssträckningar ska vara av inert material.
4. Minimera föroreningar vid ingrepp i ledningssystemet.
Några potentiella föroreningskällor ute på dricksvattensystemen utgörs av ledningsreparationer, dålig
separation mellan avloppsledningar och dricksvattenledningar, för lågt vattentryck i ledningsnätet, gamla
korroderade vattenledningar dålig spolning av ledningssystemet samt korskopplingar (Gelreich 1996).
På grund av dessa olika potentiella föroreningskällor
krävs det enligt Le Chevalier (1998) ett överskott
av desinfektionsmedel för att inaktivera mikroorganismer som kan komma in i systemet. Det finns dock
exempel på vattenverk som bland annat genom omfattande övervakning av ledningssystemet kan leverera ett dricksvatten utan att ge en ökad mikrobiologisk risk för konsumenten. Amsterdams dricksvattensystem har under en längre period levt utan
ett överskott av desinfektionsmedel i ledningsnätet.
Några orsaker till att detta varit möjligt är omfattande skyddsåtgärder av distributionssystemet (exempelvis procedurer för reparationer, och rengöring av
ledningssystemet), upprätthålla ett tryck i systemet,
undervisning av driftspersonal, kort uppehållstid
av vattnet i ledningsnätet samt en omfattande övervakning av vattnets kvalitet med 170 fasta provpunkter ute på distributionsnätet (Welscher et al.
1998).
Koliforma bakterier däribland Escherichia coli kan
växa i den biofilm som finns inuti vattenledningar
och utgöra en del av den bakteriepopulation som
biofilmen består av. Detta kan vara en orsak till att
man ibland får en återväxt av koliforma bakterier i
det distribuerade vattnet trots att det inte kan påvisas
10
5. Förbättra övervakningsteknik.
6. Förbättra reservoarers design.
7. Undvik ledningsmaterial som gynnar biofilmstillväxt.
stabila kvaliteten på nätet (Trussel 1998). Eftersom
ett ledningssystem är komplext med olika material
på ledningar, olika uppehållstid på vattnet finns det
många olika miljöer som mikroorganismerna kan
välja mellan. Den viktigaste miljön är ytor i kontakt
med vatten där de mest konkurrenskraftiga mikroorganismerna kommer att växa till och skyddas. I
gränserna mellan yta och vattenfas kommer organiskt material från vattnet och ledningsmaterialet att
samlas och utnyttjas för mikroorganismernas tillväxt. Det är därför viktigt att minimera mängden
organiskt material samt att välja ledningsmaterial
som inte gynnar tillväxt av biofilm för att bibehålla
den biologiska stabiliteten i vattnet. Exempel på ledningsmaterial som gynnar tillväxt är mjukgjorda
plaster, lösningsmedelsinnehållande material eller
material med andra tillsatsämnen (Stenström 2004).
Enligt Gatel et al (2000) kan överskottet av desinfektionsmedel i olika delar av ett ledningssystem
användas som en direkt parameter för driftspersonal
att detektera en eventuell förorening. Om det inte
finns ett överskott kan detta vara en indikation på
att en extern mikrobiell förorening. Trussel (1998)
anser att detta är ett dåligt argument för att behålla
ett överskott av desinfektionsmedel eftersom det
finns flera andra orsaker till att ett överskott försvinner, som t.ex. gamla ledningar och reservoarer.
Grundvatten har många gånger ansetts vara ett
vatten som ej behöver desinficeras överhuvudtaget.
De naturliga reningsprocesserna sker under relativt
lång tid, varför halten patogena bakterier och organiska ämnen är mycket låg, vilket bidrar till en låg
efterväxtpotential. Trots detta kan faktiskt heterotrofa bakterier utvecklas i distributionsnätet. Grundvattensystemet är lika känsligt som ett ytvattenförsörjt distributionssystem om en allvarlig föroreningssituation uppträder. Det kan faktiskt i en föroreningssituation vara så att distributionsnät med utvecklad
biofilm kan hantera en bakteriell förorening bättre
än ett ”renare” system. Gatel et al. (2000) visar detta
genom försök på två olika vatten. Det ena vattenverket levererar ett nanofiltrerat vatten med ett lågt
organiskt innehåll (DOC=0,3 mg/l, BDOC var inte
detekterbart) och det andra vattenverket levererar
ett vatten som är kolfiltrerat. E-coli doserades och
antalet bakterier minskade snabbare i det kolfiltrerade vattnet. Detta tyder på att en större förekomst
av protozoer samt närvaro av bakteriofager eller exoenzymer i det kolfiltrerade vattnet, begränsade utvecklingen av E-coli.
Ett överskott av desinfektionsmedel på nätet är också
ett alternativ att minska tillväxten av biofilm. Dock
är bakterier i filmen upp till 200 gånger mer resistenta för desinfektion än bakterier i vattenfasen. Dessutom påvisas det i studier att medelkoncentrationen
av desinfektionsmedel i en etablerad biofilm är endast
20 % av den detekterade halten i vattenfasen. Biofilm
är en heterogen uppbyggnad av många olika bakteriearter som är mer eller mindre resistenta mot desinfektionsmedel. På grund av detta får man en otillräcklig penetreringen av biofilmen med ett överskott
av desinfektionsmedel (Långmark 2004).
Dricksvatten är huvudsakligen en oangenäm
miljö för patogena organismer. Dock har opportunistiska patogena bakterier visat sig vara betydligt mer
tåliga och klara en tillväxt i dricksvattensystem.
Bland annat kan bakterier som t.ex. Legionella och
Escherichia coli tillväxa i encelliga protozoer, huvudsakligen amöbor, som bland annat lever i biofilmen
på insidan av dricksvattenledningar. De flesta protozoer i dricksvattensystem är icke-parasitiska. Dock
finns det ett fåtal arter, oftast frisimmande, som kan
orsaka infektioner (Långmark 2004).
Definitionen av opportunistiskt patogena mikroorganismer baseras på två parametrar, mottagaren
av mikroorganismen och själva mikroorganismen.
När mottagaren är frisk kan få parasitära organismer
invadera individen. Om mottagaren dock har ett
försämrat immunförsvar på grund av sjukdom är det
ett antal organismer som kan attackera mottagaren.
Dessa organismer kallas för opportunistiskt patogena mikroorganismer.
Enligt Trussel (1998) krävs ett överskott av desinfektionsmedel för att minimera risker för opportunistiska patogena mikroorganismer i ledningsnätet.
Dock är det enligt Trussel (1998) svårt att med hjälp
av dagens vattenreningstekniker producera ett dricksvatten som är helt riskfritt för personer med nedsatt
immunförsvar. Måttliga överskott av desinfektionsmedel, 0,1–0,2 mg/l ger effekt på vissa bakterier,
men väsentligt högre överskott krävs för t ex. protozoer. (van der Kooij et al. 1998; Gatel et al. 2000).
För att få ett biologiskt stabilt vatten krävs det inte
bara ett överskott av desinfektionsmedel utan även
andra komponenter spelar in för att bibehålla den
11
Beträffande olika beredningsprocesser av dricksvatten känner man deras funktion att fungera som
mikrobiologiska barriärer och dess förmåga att främja
biologiska processer. Kraftiga oxidationsprocesser,
t.ex. ozonering, bryter ner mikrobiologiskt svårnedbrytbara substanser till lättnedbrytbara, samtidigt
som de är effektiva desinfektionsmedel (tex. Glaze
& Weinberg 1993). Eftersom ozon är relativt kortlivat kan det stimulera en biologisk aktivitet efter det
att avdödningseffekten avtagit. Det är därför viktigt
att kombinera ozonbehandlingen med ett biologiskt
steg för att på så vis få ett biologiskt stabilt vatten
med lägre halt av organisk substans och följaktligen
minska eller slopa desinfektion på nätet. Även klor
har egenskapen att förändra fulvosyrors molekylstorlek mot mindre molekyler med högre polaritet, vilket kan ge högre biologisk nedbrytbarhet
(Hambsch et al. 1993). I naturliga vatten överväger
fulvosyror över humussyror, varför klorens effekt kan
vara stor, (Langvik & Holmbom 1994). Skillnaden
mellan ozon och klor är dock stor vad beträffar bildande av oxidationsprodukter. Ozon används normalt
som oxidationssteg i en processkedja och därmed kan
bildade produkter åtminstone delvis avlägsnas i t.ex.
aktiva kolfilter eller långsamfilter, medan klor normalt används i slutet av reningsprocessen, vilket i sin
tur betyder att lättnedbrytbara ämnen går ut i distributionsnätet. Även Hambsch et al. 1993 påpekar
att användning av klor eller klordioxid i likhet med
ozon ger en ökning av bakteriell återväxtpotential.
Råvattenkvaliteten i relation till den valda reningsmetoden har stor betydelse, dels för att skapa mikrobiologiska barriärer vid vattenverket, men också för
att minimera efterväxt på nätet med eller utan överskott av desinfektionsmedel (Schmidt et al. 1998).
Trots en lång tids forskning för att begränsa efterväxt i ledningsnät kan man inte helt förhindra den,
möjligen begränsa den (Le Chevalier 1998). Biofilm
kommer alltid att finnas, men ju mer näringsfattigt
vatten man producerar desto mer oligotrofiska bakterier kommer att dominera.
HPC (antal heterotrofa bakterier), men även PO4-P
(fosfatfosfor).
Ett av de primära målen för vattenbehandling är
att minimera mängden naturligt organiskt material
för att inte gynna tillväxten av bakterier under distributionen av vattnet. För att kunna mäta mängden
naturligt organiskt material som är tillgängligt för
bakterier finns det idag två internationella standarder: AOC och BDOC (Levi 2004).
En metod för att mäta AOC har tagits fram av
Van der Kooij (1992) som innebär att två bakteriekulturer odlas i det dricksvatten som ska undersökas.
Den maximala tillväxten av bakterierna jämförs
sedan med en kalibreringskurva där acetat i olika
koncentrationer har tillförts vattnet. AOC-halten
indikerar kvantiteten av kol som kan bli assimilerade
av bakterier.
För att få ett biologiskt stabilt vatten får AOChalten inte överstiga 10 µg acetat-C/l (Van der Kooij
1992). Så låga halter kan enligt Van der Kooij (1992)
fås med hjälp av biologisk filtrering i vattenberedningsprocessen.
Hur korrelerar då AOC-halten med tillväxten av
HPC (antalet heterotrofa bakterier)? Van der Kooij
(1992) har visat på ett samband mellan de två parametrarna. Yeh m.fl. (1998) har också visat på ett samband i en studie där tre olika distributionssystem
med olika halter AOC undersöktes. Låga AOC-tal
gav i studien mindre antal heterotrofa bakterier i
systemet medan i system med högre AOC-tal fanns
det ett högre antal heterotrofer trots att mer klor
doserades. I rapporten ”Mikrobiell tillväxt- från råvatten till kran i dricksvattensystem” av Stenström
och Szewzyk (2004) har beräkningar på vattenverk
och distributionssystem i Stockholmsområdet visat
att det inte finns en korrelation mellan AOC-halten
i vattnet och mängden heterotrofa bakterier både
snabbväxande och långsamväxande. Gibbs m.fl.
(1993) är också tveksam till att ett entydigt samband existerar mellan AOC-halten och HPC. I en
studie för att mäta den mikrobiella tillväxten av
finskt ytvatten innehållandes relativt höga halter
AOC kunde det konstateras att AOC-halten korrelerade dåligt med HPC-mängden. Dock ökade tillväxten av bakterier då fosfatfosfor tillsattes proven
(Miettinen et al. 1997).
Vid mätning av BDOC placeras ett prov av dricksvattnet i kontakt med representativ biokultur. Mängden DOC (löst organiskt kol)) analyseras i provet vid
försökets start. DOC bryts sedan ner och bildar
1.2.1 Mätning av återväxtpotential
Det finns flera indirekta sätt att mäta ett vattens återväxtpotential; AOC (Assimilerbart organiskt kol),
BDOC (biologiskt nedbrytbart löst organiskt kol),
12
koldioxid och ny biomassa. När nedbrytningen avstannar finns det en viss mängd DOC kvar i provet.
Genom att subtrahera denna mängd från ursprungsmängden i provet fås halten BDOC i provet (Block
et al. 1992). Det har visats att ett biologiskt stabilt
vatten fås om BDOC-halten understiger 0,2 mg C/l
(Levi 2004).
Vid en jämförelse mellan metoderna för mätning
av AOC och BDOC har det visat sig att halten assimilerat organiskt material är den lättaste fraktionen av
BDOC-halten (Levi 2004).
Normalt anses AOC och BDOC vara de näringsämnen som är begänsande för mikrobiell tillväxt.
Dock har ett antal studier visat att även PO4-P-halten
(fosfatfosfor) påverkar efterväxten av bakterier.
I en av dessa studier undersöktes ett infiltrerat sjövatten som hade behandlats med kemiskt fällning
och filtrering. Vattnet togs före desinfektionssteget
och innehöll därför inget överskott av desinfektionsmedel. Bakgrundshalten av fosfatfosfor var 0,19 µg
PO4 -P/l. Direkta mätningar av biofilmstillväxten i
vattnet genomfördes på ett separat flöde av 1, 2, och
5 µg PO4 -P/l tillfördes vattnet. Dessutom utfördes
ett kontrollexperiment med vatten som endast innehöll bakgrundhalten av fosfatfosfor. Resultaten visade
att redan vid en tillsats på 1 µg PO4-P/l dubblerades
antalet bakterier i biofilmen jämför med kontrollexperimentet. Fosfortillsatsen på 2 µg PO4 -P/l gav
ungefär samma bakterieantal som tillsatsen av 1 µg
PO4 -P/l. Då 5 µg PO4 -P/l tillsattes vattnet ökade
bakterieantalet ytterligare jämfört med tillsatsen av
1 µg PO4-P/l. Detta visar att redan vid mycket låga
halter av fosfatfosfor i vattnet kan återväxt gynnas
(Lehtola et al. 2002). Enligt Sathasivan m.fl. (1997)
och Miettinen et al. (1997) infaller den maximala
mikrobiella tillväxten vid fosfathalter på 5-10 µg
PO4-P/l.
Lehtola et al. (1999) visade i en jämförelse mellan
olika typer av vatten att ett obehandlat grundvatten
hade de högsta halterna av mikrobiellt tillgängligt
fosfor. Trots generellt låga halter av AOC i grundvatten kan istället fosfatfosfor vara ett näringsämne
som gynnar återväxt. Lehtola et al. (1999) föreslår
därför att det är nödvändigt att reducera fosforhalten
i obehandlade grundvatten för att minska återväxtpotentialen.
Enligt Sathasivan m.fl. (1999) är fördelarna med
fosfatfosfor som näringsämne dess lätthet att kontrollera och styra eftersom det enbart kommer med
dricksvattnet från vattenverket. Reningsmetoder
som reducerar fosfatfosforhalten i vattnet är enligt
Sathasivan m.fl. (1997) kemisk fällning med efterföljande sandfiltrering.
Ett direkt sätt att få svar på mikrobiologiskt tillväxt är att mäta BFP eller biofilmsbildningspotentialen. De metoder som finns för att mäta BFP är inte
standardiserade men de kan ändå vara till hjälp vid
val av vattentäkter och beredningsmetoder. En nackdel med metoderna är att de måste utföras av samma
person för att inte resultaten ska variera för mycket.
En av metoderna är framtagen av Van der Kooij
och Veenendaal (1992). Denna bygger på att mäta
tillväxten av biofilm på glasringar. Genom att mäta
ATP-innehållet (Adenosin Tri Fosfat) i biofilmen
regelbundet under en längre period, ca 150 dygn,
kan BFP sedan beräknas. ATP-molekylen uppträder
i alla levande organismer där den transporterar energi
i metaboliska reaktioner.
Le Chevallier (1998) diskuterar de olika analysmetoderna, deras svårigheter, variationen av analysresultat och inbördes korrelationer mellan de olika
parametrarna beroende på råvatten och reningsprocesser. Den bildning av biologiskt tillgängligt material som sker vid desinfektion är komplex och visar
olika mönster i olika vatten.
1.3 Beskrivning av hypotes
Prévost et al (2000) presenterar en hypotes om hur
mikrobiell tillväxt på ledningsnätet varierar med det
totala kloröverskottet (se figur 1.3.1). Enligt hypotesen reduceras antalet mikroorganismer efter tillsatt klordos och är få när vattnet lämnar vattenverket.
Desinfektionsmedlen sönderdelar organiskt material
och skapar biologiskt lätt tillgängligt material. Ute
i distributionssystemet ökar den mikrobiologiska
aktiviteten eftersom det finns lätt tillgänglig näring
samtidigt som desinfektionseffekten avklingat. När
näringen förbrukats minskar tillväxten igen. Hypotesen baseras på HSB-modellen i kombination med
Sancho-modellen beskriven i nedanstående stycke.
Med hjälp av de olika modellerna kan kloröverskottet
i ett simulerat ledningssystem jämföras med BDOCkoncentrationen, bakterietillväxten i vattnet samt
tillväxten i den fixerade biofilmen i ledningsnätet.
HSB-modellen framtagen av Servais m.fl. (1995a)
går ut på att karakterisera vilka typer av BDOC som
13
finns i ett dricksvatten. Genom en indirekt metod att
mäta bakterietillväxten kan BDOC delas i in i tre
olika klasser: substrat direkt tillgängliga för bakterier,
substrat som lätt kan bli hydrolyserade av bakterier
och substrat som är svåra att hydrolysera för bakterierna. När hypotesen togs fram karakteriserades
BDOC i två dricksvattentyper. Ett råvatten från
Atwater Treatment Plant med en låg TOC-halt (<2,8
mg/l) och en alkalinitet på 90 mg CaCO3/l samt ett
högkvalitativt sjövatten med låg DOC-halt (<2,5
mg/l) och en låg alkalinitet (<15 mg CaCO3/l). När
väl karakterisering av BDOC har tagits fram kan
Sancho-modellen framtagen av Servais m.fl. (1995b)
användas för att simulera återväxtpotentialen i ett
teoretiskt distributionssystem. En mer detaljerad
beskrivning av HSB-modellen och Sancho-modellen
finns beskriven i bilaga A.
I figur 1.3.1 visas ett exempel på hur hypotesen
grafiskt kan se ut.
Hur ser då näringsmängden för bakterierna ut före
desinfektionen? Ett exempel där man har genomfört
studier på detta är vid Görvläns vattenverk som
levererar vatten till 13 medlemskommuner i norra
Stockholmsområdet. Då råvattnet kommer in reduceras mängden BDOC i vattnet genom kemisk fällning med aluminiumsulfat, med efterföljande sedimentering och sandfiltrering. Därefter går vattnet
genom ett kolfilter där halten BDOC reduceras
ytterligare. När sedan vattnet desinficeras med UV
och monokloramin ökar BDOC-halten till ett värde
som är mer än inkommande råvatten (Aleljung april
2005). I figur 1.3.2 visas en schematiskt bild över
hur BDOC-halten varierar mellan de olika stegen.
1.4 Synen på desinfektion
utanför Sverige
Klor fortsätter att vara den huvudsakliga desinfektionsmetoden som används i världen. Dock har den
Figur 1.3.1 Hypotes över förhållandet mellan om hur tillväxten varierar med det totala kloröverskottet i ledningsnätet (Prévost el al. 2000).
Figur 1.3.2 Schematisk bild över hur BDOC-halten varierar mellan de olika beredningsstegen i Görvälns VV
(Aleljung, april 2005).
14
resistens som protozoer uppvisat mot klor samt de
desinfektions- eller oxidationsbiprodukter som bildas
vid klorering skapat ett ökat intresse för andra desinfektionsmetoder. Inhämtade data från olika länder
har visat att ozon, klordioxid och UV-ljus är de tre
alternativen som används mest. Flera länder också
börjat använda membranfiltrering som ett fysiskt
alternativ till klorering (Jacangelo & Trussel 2002).
I USA har klorering eller klorering i kombination
med tillsats av kloramin länge varit det primära sättet
att ta bort mikrobiell tillväxt i ledningsnäten. De
flesta vattensystemen i USA har som mål att upprätthålla ett överskott av desinfektionsmedel på 1, 2
eller 3 mg Cl2/l i hela ledningsnätet. Enligt federal
reglering ska ytvatten inneha minst 0,2 mg Cl2/l i
hela ledningsnätet (Clemant 1998). Den amerikanska
medvetenheten om balansen mellan desinfektion och
biprodukter har de senaste åren dock blivit högre.
Dessutom har oron över patogener som Giardia och
Cryptosporidium ökat. Av dessa orsaker har man
ökat användandet av UV och membranfiltrering.
(Jacangelo & Trussel 2002).
I Tyskland krävs desinfektion bara när det bedöms
nödvändigt. Där man ändå använder klor, ska ett
överskott på 0,1 mg Cl2/l vara påvisbart i hela systemet. Erfarenheten är att om man har en låg halt
av organiskt material (DOC<1 mg/l) får man ofta
klagomål på klorsmak och motsatt om DOC är högt
överskrids THM-gränsen. Av dessa skäl har man i
Tyskland på senare år ändrat princip och använder
normalt inte längre desinfektion på nätet. Därför är
det viktigt att ha ett övertryck i nätet och att välja
ledningsmaterial, som inte ökar halten organiskt
material. Före en övergång till ett desinfektionsmedelsfritt nät krävs en noggrann kartläggning. På de
platser man slopat efterdesinfektion har man fått ökning av heterotrofa bakterier, som dock sedan minskat
i antal efter en omställningstid av 4–6 veckor då en
ny balans inställt sig (Hambsch 1998). Tidigare har
klordioxid använts och man har i princip goda erfarenheter av detta. Trots detta har man i Mainz
ändrat desinfektionsprincipen från att dosera klordioxid till UV-desinfektion. Skälet var att undvika
desinfektionsbiprodukter i vattnet. Man var också
tveksam till att ett överskott i nätet verkligen hindrar
återväxt. Man anser att dricksvattenkvaliteten ut från
verket och även distributionsnätets kondition är av
större betydelse. Totalt sett strävar Tyskland mot ett
ökat användande av UV-desinfektion samt membranfiltrering (Jacangelo & Trussel 2002).
I Frankrike är målet att ha så låg klordos som möjligt,
runt 0,1 mg Cl2/l, i hela nätet. För att åstadkomma
detta föreslås kloreringsstationer på flera ställen på
nätet Gatel et al. (2000). Franska forskarna påpekar
samtidigt problemet med att kunna upprätthålla ett
lågt kloröverskott i hela nätet. För att möjliggöra
detta bör vattenreningsprocessen minimera halten
lättnedbrytbart material. De nämner samtidigt att
det är viktigt att inneha klorering för att kontrollera
icke patogena mikroorganismer. När man vidtagit
alla åtgärder för att minska BDOC är klor det enda
sättet att hålla mikrofloran i schack, vare sig den är
patogen eller inte. En allmän iakttagelse är att distributionsnätet och de olika materialen har betydelse för
hur desinfektionsmedlet bryts ner. Därför är det
viktigt att inkludera distributionsnätet i en analys
av desinfektionsstudier (Holt et al. 1998). Även i
Frankrike har membranfiltrering och UV-desinfektion som desinfektionsalternativ ökat (Jacangelo &
Trussel 2002).
Vattenreningsföretag i Nederländerna strävar efter
att använda så lite desinfektionsmedel som möjligt
vilket resultera i låga antal klagomål på lukt och
smak och låg koncentrationen av desinfektionsbiprodukter. I Nederländerna är målet att kontrollera
den mikrobiella tillväxten genom att producera ett
biologiskt stabilt vatten och att använda inerta material i ledningssystemen istället för desinfektion (van
Lieverloo et al. 1998). I Amsterdam där man har
en kraftfull rening som omfattar flera processteg,
innefattande bl.a. infiltration, ozonering, avhärdning, adsorption i kolfilter och långsamfiltrering,
har man sedan ett flertal år ingen desinfektion på
nätet (Welscher et al. 1998).
En utveckling mot en vattenberedningsteknik
som innebär en rening och förbättring av vattnets
biologiska stabilitet är tydlig utomlands. Detta innebär i regel att man på olika sätt får till stånd en
mikrobiologisk rening, kanske också i kombination
med effektivare separationsprocesser, typ membranfilter. Det är viktigt att de biologiska processerna
placeras på ett förnuftigt vis i reningskedjan för att
hindra eventuella mikroorganismer att komma in i
distributionssystemet.
1.4.1 Synen på desinfektion i Norden
Det pågår idag en undersökning som tar upp den
senaste forskningen i desinfektion från bland annat
15
Sverige, Finland och Danmark samt de regelverk/
policies för desinfektionsförfaranden som finns i dessa
länder. Projektet heter ”Erfaringar med klorering
og UV-stråling for desinfeksjon av drikkevatn” och
leds av prof. Hallvard Ødegaard från Institutt for
vann- og miljøteknikk NTNU. En tidigare kartläggning genomförd av Hult m.fl. (2000) har inhämtat information om desinfektionsförfaranden i
Danmark, Finland, Island, Norge och Sverige. Nedanstående information är hämtad från denna rapport
samt en uppföljande artikel skriven av Lund (2003).
I de nordiska länderna, utom Island och till viss
grad Danmark, används klorering som mikrobiologisk barriär vid många vattenverk. En del verk har
dock gått över till alternativa desinfektionsmetoder
som exempelvis UV-desinfektion. Drifterfarenheter
visar att tillfälliga fel förekommer i klordoseringen
i nordiska vattenverk och många anser att klorprocessen borde optimeras (Lund 2003).
I Danmark baseras vattenförsörjningen så gott
som uteslutande på grundvatten. Endast 4 av totalt
3300 verk använder sig av kontinuerlig desinfektion.
Två av dessa desinficerar vattnet med klor. Den generella policyn är att begränsa beredningsprocesserna
av vattnet så mycket som möjligt. Klorering utförs
endast om det är nödvändigt. Man försöker undvika
ozon som desinfektionsmedel med hänsyn till risken
för bildning av bromat. I större distributionssystem
föredras kloramin medan det i mindre system accepteras andra former av klor. Sjaelsö vattenverk är
en föregångare med färdigbunden monokloramin
som flera större vattenverk i Sverige nu tar efter.
Monokloramin anses begränsa riskerna för bildning
av trihalometaner (Hult et al. 2000).
I Finland sammanställs för närvarande inte detaljerade uppgifter om desinfektion. Alla ytvatten
desinficeras dock medan grundvatten inte gör det.
Vanligen ligger kloröverskottet på distributionssystemen under 0,3 mg Cl 2 /l. Många vattenverk i
Finland har mer problem med bildning av kloreringsbiprodukter än i de övriga Nordiska länderna.
Möjligen beror detta på att man mer frekvent analyserar THM men det kanske också beror på att man
generellt har högre humushalter i sitt råvatten. Man
försöker därför i så stor utsträckning som möjligt
bereda vattnet så att distribuerat vatten innehåller
så låga halter organiskt material som möjligt (Hult
et al. 2000).
På Island finns inga nationella regler för desinfektionen. Undantaget är ett fastställt övre gränsvärde
på 1,0 mg Cl2/l som aktivt klor i distributionssystemet. De flesta vattenverken har själva utarbetat
regler för desinfektionen. Desinfektion med klor
förekommer normalt inte på Island. I de fall desinfektion förekommer har UV-ljus installerats (Hult
et al. 2000).
I Norge fanns det 1998 totalt 1559 vattenverk.
Den desinfektionsmetod som användes mest var då
UV-desinfektion (447 vattenverk). Därefter kom desinfektion med natriumhypoklorit (189 vattenverk).
Policyn är att användningen av klorföreningar ska
ske med så låga doser som möjligt. Förklorering av
dricksvattnet undviks då man vill undvika kloreringsbiprodukter. Vid klorering ska vattnet efter 30
min kontakttid ha en halt av fritt klor på minst 0,02
mg/l mätt med titrimetrisk eller absorptionsspektrofotometrisk analysmetod eller 0,04–0,05 mg/l bestämt med DPD-metod och färgkomparator (Hult
et al. 2000).
Ett fåtal vattenverk i Norge använder ozon som
desinfektionsmetod. Klordioxid förekommer inte på
grund av risken för bildning av klorit (Hult et al.
2000).
1.5 Den svenska
desinfektionsfilosofin
I Sverige fanns det 1997 2058 dricksvattenverk. 1711
av dessa var grundvattenverk, 198 ytvattenverk, 19
vattenverk där grundvatten och ytvattnet blandas
och 130 verk med konstgjord infiltration. I de största
vattenverken (försörjer 90 % av befolkningen) användes det 1997 mest natriumhypoklorit som desinfektionsmedel (129 vattenverk av totalt 313 verk).
Därefter kom klorgas som användes på 37 vattenverk. Endast ett fåtal vattenverk använde alternativa
desinfektionsmetoder som UV-desinfektion (Hult
et al. 2000).
Enligt Jacangelo och Trussel (2002) läggs det
idag dock mer och mer fokus på UV-desinfektion
i Sverige och klordioxid fasas ut som desinfektionsmedel.
Enligt Livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör råvattnets kvalitet och
beredningsprocessen vara sådan att endast låga doser
av klorföreningar behöver doseras. Gränsvärdet
för ”Tjänligt med anmärkning” i dricksvattnet är
16
ur estetiskt synvinkel 0,4 mg Cl 2 /l och ur hälsomässig synpunkt 1,0 mg Cl2/l. Några krav på kontakttid som i Norge finns inte.
Inventeringar om desinfektionsmetoder på svenska
vattenverk har man genomfört vid ett par tillfällen
i Sverige (Guzikowski & Stenström 1996; Ranhagen
et al. 1996; Stenström & Sandberg 1996). Slutsatserna från dessa undersökningar är att fördelarna
med desinfektion överväger nackdelarna, men i en
del kommuner har slutdesinfektionen för konservering av dricksvattnet på nätet medvetet stoppats.
Möjligen har många kommuner sett sig tvingade att
ha en slutdesinfektion på grund av kravet på låga
halter av heterotrofer. Måhända kan man kontrollera
situationen på annat sätt, t.ex. med bättre vattenreningsprocess, vilket också framförts av Guzikowski
och Stenström (1996) eller genom åtgärder i ledningsnätet.
I inledningen av denna rapport nämns att man
bör skilja på den desinfektion som tjänstgör som
mikrobiologisk barriär och den desinfektion som
används för konservering av vattnet på nätet. Barriärdesinfektionen kan vara så kallad. ”förklorering”
eller ”mellanklorering” eller bättre ”fördesinfektion
eller mellandesinfektion”, eftersom olika medel eller
åtgärder kan användas. Eftersom oxidationsförfaranden med exempelvis ozon samt desinfektionsmedel
skapar lättnedbrytbart organiskt material, bör dessa
processer följas av processer som avlägsnar materialet
innan det når ledningsnätet.
I den svenska inventeringen framgår inte tydligt
var i processkedjan desinfektionsmedel doseras. Detta
är dock viktigt att veta eftersom det säkert har betydelse för återväxt på nätet och som följd av detta
kanske slutdesinfektionen för konservering av vattnet
på nätet då ytterligare måste ökas. Kruithof m.fl.
(2000) visar tex. att ozon/väteperoxid-behandling
kan ge höga halter av bromater, varför en sådan process ersatts med UV/väteperoxid –behandling som
inte ger detta problem, men som ökar halten AOC,
vilket måste avlägsnas i efterföljande aktiva kolfilter.
En enbart låg efterdesinfektion skyddar förmodligen
inte mot allvarliga föroreningssituationer.
1.6 Undersökningens syfte
Projektet syftar till att studera för- och nackdelar
med olika former av desinfektion och betydelsen för
slutdesinfektionens inverkan på dricksvattenkvaliteten i svenska distributionsnät.
Informationen, som samlats in via enkäter, intervjuer och besök på vattenverk, kan ligga till grund för
att skapa en desinfektionsstrategi vid våra vattenverk.
Syftet med undersökningen är också att utvärdera
hur väl hypotesen framtagen av Prévost el al (2000)
stämmer överens med verkligheten i de olika studerade vattenverken.
1.7 Undersökningens omfattning
Projektet inleddes med en enkät som sändes ut till
samtliga svenska kommuner. Syftet med enkäten var
att klarlägga kommunernas intresse av att bidra med
material till studien samt i vilken omfattning det
fanns material att bearbeta. Efter sammanställning
av enkätsvaren gjordes bedömningen att intresset
för dessa frågor är stort samt att det bör finnas tillräckligt med material för att genomföra en studie.
Svarsfrekvensen på enkäten var 57 %.
Avsikten har varit att kartlägga situationen på
ledningsnätet avseende kloröverskott, antal mikroorganismer (heterotrofer bakterier 2- respektive 7dygns, samt andra typer där data funnits) och dess
variation längs nätet för att spåra eventuella typiska
mönster. Det har även studerats ledningsnät där man
har slutdesinfektion med klorering och ledningsnät
där man inte har slutdesinfektion med klorering samt
fall där man ändrat förfarande.
Det är i första hand heterotrofa bakterier 7d som
har studerats. Anledningen är att det är ofta denna
grupp av bakterier som uppvisar variationer. Övriga
grupper uppvisar generellt värden under analysgränserna. Dock går det att följa variationen i dessa
grupper genom att ange andelen påvisade fall av
mikroorganismerna på ledningsnäten.
I studien har data enbart kartlagts från kommunernas ordinarie provtagningsprogram.
Data har bearbetats från 14 distributionsnät. Parallellt med denna studie har det pågått ett examensarbete vid Göteborgs VA-verk utfört av Susanne
17
Larsson från Luleå Tekniska högskola. De 5 distributionsnäten som studerades av Susanne Larsson har
inte beskrivits separat i denna rapport utan läsare
hänvisas till examensarbetet (Larsson 2003). Endast
i de jämförande studierna mellan vattenverken ingår
alla 14 distributionsnäten.
Följande analyser och uppgifter har samlats in
och studerats där uppgifter har funnits:
• Typ av råvatten och reningsprocess.
• Typ av desinfektion och dos.
• Totalt kloröverskott.
• Organisk substans COD-Mn.
• Mikroorganismer, heterotrofer 2-dygns och 7dygns, koliforma bakterier och E-coli bakterier.
• Bedömd ålder på vattnet i ledningsnät (där uppgifter om detta funnits att tillgå).
• Högreservoarer i distributionsnäten har betydelse för åldern på vattnet vilket också innebär skiftande halter på mikroorganismer i vattnet.
• Påverkan från den naturliga bakteriefloran i råvatten och distributionssystem.
• Yttre förorening exempelvis i samband med ledningsrenovering.
• Eventuella spolningar och stöddesinfektion på ledningsnäten.
• Halten för det organiska materialet i dricksvattnet
utgörs endast av COD-halten i samtliga data från
vattenverken. Detta är en trubbig parameter eftersom endast en mindre mängd organiskt material
som mäts med COD är tillgänglig som näring för
mikroorganismerna.
• Vid beräkningarna av medianhalterna av heterotrofa bakterier 7d, heterotrofa bakterier 2d, koliforma bakterier, E-coli bakterier, totalt kloröverskott och COD har värden som är <1 och <10
satts till 0.
• I studien tas det inte hänsyn till årsvariationer i
förbrukningen på de olika vattenverken.
1.8 Resultatens tillförlitlighet
Idealet hade varit att studera olika desinfektionsmetoder på samma råvatten. Men detta låter sig inte
göras så enkelt. Att byta desinfektionsmetod är ofta
en lång och kostsam process. Inte ens med samma
vattenverk och samma råvatten genom hela studien
kan man vara säker på att underlaget för jämförelser
mellan desinfektionsmetoder blir detsamma över
tiden. Variationer i råvattenkvalitet likväl variationer
i beredningsresultat förekommer och påverkar också
resultatet av desinfektionen.
I jämförelserna mellan verkens vatten finns stora
skillnader i det statistiska materialet från varje vattenverk vilket innebär att osäkerheterna i jämförelserna
ökar. Storleken på vattenverken skiftar mycket och
beredningsprocesserna av vattnet före slutdesinfektion skiljer sig mellan verken vilket betyder att jämförelserna försvåras.
Följande faktorer skulle kunna ge ytterligare skillnader i resultaten inom och mellan vattenverkens
statistiska material:
• Skiftande provtagningsmetodik.
• Förvaring och transporter av prover.
• Varierande provtagningstidpunkter över dygnet.
Detta betyder att åldern på det vatten som analyseras skiftar och kan därmed ge olika resultat
på de mikrobiologiska parametrarna.
• Troligtvis har olika ledningsmaterial olika påverkan
på tillväxten av mikroorganismerna i ledningsnätet.
Det finns alltså ett antal parametrar som utgör osäkerhetsfaktorer i studien. Denna rapport ska därför ses
som ett diskussionsunderlag som skulle kunna bli
startpunkten för mera djuplodande studier och diskussioner.
1.9 Kriterier för urval av
distributionssystem
Vid sammanställning av enkäterna framkom ett
antal intressanta distributionssystem att studera. Vid
urvalet har framförallt följande faktorer beaktats:
• Möjligheter att bidra med material till studien
(ibland har viljan funnits men inte tiden).
• Tillgång till digitalt material och historiska data
för att underlätta sammanställning av materialet.
• Tillgång till kloröverskottsmätningar på distributionsnätet (i de fall klor används).
• Regelbundna provtagningar på återkommande
provtagningsplaster.
• Fler än enstaka provtagningsplatser.
• Möjlighet att studera en före och efter situation i
samband med byte av desinfektionsmetod.
18
av klorgas och minimera risken för eventuella klorgasutsläpp (Guzikowski & Stenström 1996).
Den undersyrlighet och hypokloritjoner som
bildar det fria aktiva kloret reagerar med ett antal
organiska substanser i vattnet. Antingen sker en oxidation eller en bildning av klororganiska produkter.
Studier visar att approximativt 90 % av det tillsatta
kloret oxiderar de organiska molekylerna och 10 %
bildar halogenerade organiska ämnen (Strobel &
Dieter 1990) .
De halogenerade biprodukterna kan indelas i
följande ämnesklasser:
1. Trihalometaner (THM)
2. Klorerade fenoler
3. Halogenerade metan, etan och eten
4. Halonererade acetonitriler
5. Halogenerad polyaromatiska kolväten
6. Klorerade aldehyder och ketoner
2 Desinfektionsmetoder
2.1 Klorgas och Natriumhypoklorit
Natriumhypoklorit är ett starkt oxidationsmedel i
form av en klar svagt gröngul vätska. Den levereras
i dunkar eller andra stora behållare. Vissa vattenverk tillverkar egen natriumhypoklorit genom elektrolys av natriumklorid (koksalt). Hypokloriten har en
starkt oxiderande effekt och kan tillföras vattnet
direkt eller i utspädd form. Klorgas levereras i tryckbehållare. Före doseringen blandas gasen med spädvatten och blandas sedan direkt in i vattnet som ska
desinficeras.
Det finns en jämvikt mellan klor och hypoklorit
i vattenlösningar som är beroende av lösningens
pH-värde, men oberoende om det tillsätts klor eller
natriumhypoklorit till lösningen. Den jämvikten kan
exemplifieras på följande sätt:
Cl2 + H2O ⇔ HOCl + H+ + Cl –
(1)
HOCl ⇔ OCl – + H+
(2)
Den ämnesgrupp som uppmärksammats mest är
THM. Dessa substanser går att finna i dricksvatten
så fort det har klorerats, då främst som kloroform.
Mängden THM som bildas är direkt beroende av
kvantiteten klor som används och mängden organiskt kol i råvattnet. THM och även övriga halogenerade biprodukter är inte akut toxiska men de är
irreversibelt mutanogena, vilket kan innebära en
ökad risk för cancer för de personer som dricker
klorerat vatten (Strobel & Dieter 1990).
I Sverige har kartläggning av trihalometaner i
svenskt dricksvatten genomförts av Livsmedelverket.
Denna har visat att THM-halterna i de flesta fall
understiger gällande svenska gränsvärden (tjänligt
med anmärkning: 50 µg/l, otjänligt 100 µg/l). Halterna är betydligt lägre i Sverige än i USA beroende på
att svenska vattenverk doserar betydligt lägre mängder klor än amerikanska (Guzikowski & Stenström
1996).
Vattnets totala innehåll av klorgas (Cl2), undersyrlighet (HOCl) samt hypokloritjoner (OCl–) kallas
också för ”fritt aktivt klor”.
Eftersom det ingår en vätejon (H+) i ovanstående
jämviktsreaktion är den pH-beroende och hur långt
reaktionen går åt något håll bestäms av just pH.
Mellan pH 3–6 domineras det fria aktiva kloret av
undersyrlighet. Vid pH över 6 sjunker halten undersyrlighet successivt och övergår till hypokloritjoner.
Vid pH över 10 domineras det fria aktiva kloret av
hypokloritjoner (OCl –). Vid pH under 3 är jämvikten helt förskjuten mot klorgas (Cl2).
Då reaktionen kan gå i båda riktningarna innebär det att någon skillnad i desinfektionseffekten
inte finns då natriumhypoklorit eller klorgas används
som desinfektionsmedel. Även om dosering med klor
sänker pH och dosering med hypoklorit höjer pH
är det obetydliga förskjutningar på grund av vattnets
buffertkapacitet. (Thureson 1996).
Klorgas används normalt på större anläggningar
och hypoklorit på mindre. Det finns en tendens att
klorgasanvändning byts ut mot natriumhypoklorit.
Orsaken är att minska den obekväma hanteringen
2.2 Kloramin
Kloramin som desinfektionsmedel används vanligtvis på större ytvattenverk som har intresse av att nå
ut med en desinfektionseffekt i långa ledningsnät.
Kloramin har nämligen en bra stabilitet som ger en
god baktericid effekt långt ut på näten. (Guzikowski
& Stenström 1996).
19
faller snabbt (Guzikowski & Stenström 1996).
Klordioxid ger till skillnad från klor och hypoklorit en försumbar halt av THM. Dock kan det
bildas vissa polära organiska ämnen som har visat
sig ha en cancerogen effekt vid djurtester. Dessutom
sönderfaller 50 % av tillsatt klordioxid till klorit
(ClO –) och 25 % till klorat vid tillsats i vattnet.
Dessa ämnen kan vara toxiska för barn om de överstiger 0,1 mg/l (Strobel & Dieter 1990).
När klor och ammoniak, ammoniumjoner eller kvävehaltiga organiska föreningar reagerar i vatten bildas
organiska och oorganiska kloraminer. Det är bara
oorganiska kloraminer som har betydelse när det
gäller desinfektion av dricksvatten. Den kloramin
som man vill ha är monokloramin som dominerar då
reaktionen sker vid ett pH som överstiger 8,5. Om
reaktionen sker vid ett pH under 5 bildas trikloramin
som är en illaluktande förening (Thureson 1996).
Eftersom reaktionen mellan klor och ammoniumjoner sker långsamt krävs det en lång kontakttid för
att önskad mängd kloramin ska bildas. Den bildade
kloraminen benämns ”bunden aktivt klor”. Efter
reaktionen kommer utgående vattnet att innehålla
en blandning av kloramin samt oreagerad undersyrlighet och hypokloritjoner. Vattnet innehåller
därmed både ”fritt aktivt klor” och ”bunden aktivt
klor”, vilket benämns med samlingsnamnet ”totalt
aktivt klor” (Thureson 1996).
Bildningen av halogenerade biprodukter är betydligt lägre för kloramin än natriumhypoklorit
och klorgas. Dessutom bildas en mindre mängder
lukt och smakämnen som kan verka störande för
konsumenten (Guzikowski & Stenström 1996).
2.4 UV-desinfektion
Det har länge varit känt att UV-ljus har en bakteriedödande effekt och på 1950-talet togs den första
anläggningen för desinfektion av dricksvatten i bruk
i Europa. I Sverige dröjde det ända in på 1980-talet
innan metoden började användas. UV-ljuset framkallar en fotokemisk reaktion i DNA-molekylen
vilket ger upphov till ett flertal skador på molekylen.
Skadorna gör att molekylen inaktiveras och oskadliggörs. (Thureson 1996).
Vid desinfektion med UV-ljus talar man om en
bakteriedödande dos. Denna dos beräknas genom
att multiplicera energimängden som lampan ger med
tiden för exponering. Dessutom har avståndet till
lampan också betydelse för avdödningseffekten. UVljusets intensitet minskar av med kvadraten på avståndet på lampan (Lindström 2004).
På marknaden idag finns de lågtrycks- och medeltryckslampor. Lågtryckslampor förbrukar mindre
energi än medeltryckslampor och ger ett nästan
monokromatiskt ljus (85 % av ljuset vid 254 nm
och resten vid andra ljusvåglängder). Medeltryckslampor ger ett brett spektrum från 200 nm till 320
nm (Lindström 2004).
På Görvälns vattenverk har det genomförts försök där bakteriernas tillväxthastighet mättes i vatten
som behandlats med medeltryckslampa och med lågtryckslampa. Resultaten visade att tillväxthastigheten blev högre med en medeltrycklampa än med
lågtryckslampa. I flaskförsök blev t.o.m. tillväxthastigheten nästan lika hög på ett vatten behandlat
med medeltryckslampa som på råvattnet. Orsaken
till detta kan bero på att medeltryckslampan har
ändrat organiska molekyler lösta i vattnet och gjort
dem mer lättillgängliga för bakterierna (Lindström
2004).
2.3 Klordioxid
Klordioxid användes 1997 på 8 av de 313 största
vattenverken i Sverige. I alla fallen användes metoden
i kombination med antingen hypoklorit eller klorgas
(Hult et al. 2000)
Det är ett kraftigare oxidationsmedel än klor och
hypoklorit varför det främst används på vatten med
höga halter humusämnen eller grundvatten med hårt
bundet järn och mangan (Guzikowski & Stenström
1996).
Det finns två olika sätt att framställa klordioxid.
Antingen blandas natriumklorit med klorgas eller
natriumklorit med saltsyra. Av dessa metoderna är
klorit/klor-metoden den bästa vad det gäller utbyte
i reaktionen och produktens renhet. Klordioxiden
är liksom ozon en instabil gas som måste beredas
strax innan dosering (Lindgren & Pontén 1993)
Under senare år har intresset för klordioxid klingat
av i Sverige på grund av problem med tekniken.
Undersökningar visar att utbytet av klordioxid blir
sämre än beräknat och att bildad klordioxid sönder20
För virus är UV-desinfektion och kloramin ineffektiva, medan klorgas eller natriumhypoklorit,
klordioxid och ozon visar på en hög effektivitet
(Jacangelo & Trussel 2002).
För protozoer är ozon, UV-desinfektion och klordioxid effektiva. Klorgas eller natriumhypoklorit är
verksamma på Giardia medan de är ineffektiva mot
Cryptosporidium Kloramin är helt overksamt mot
protozoer. (Jacangelo & Trussel 2002).
Membranfiltrering som idag vinner mark i bland
annat Tyskland kan också ses som en mikrobiologisk barriär. Den är effektiv att ta bort bakterier i
vattnet samt virus om porstorleken är mindre än
0,01 µm.
Då det gäller den sekundära desinfektionen ute
på nätet är det endast hypoklorit, klorgas och kloramin som har en kvarstående effekt. Övriga metoder
har en momentan hög desinfektionseffekt inne vid
verket men obefintlig sekundär desinfektionseffekt
(Hult et al. 2000).
2.5 Ozon
Ozonering är en gammal teknik vars desinficerande
effekt tidigt upptäcktes. Redan 1893 stod den första
fullskaliga anläggningen färdig i Nederländerna.
Ganska tidigt upptäcktes dock problemet med en
ökad efterväxt av bakterier på distributionsnätet efter
ozonering. Orsaken till detta är som tidigare nämnts
oxidationen av organiska ämnen till mer lättnedbrytbara föreningar. Ozonering bör därför efterföljas
av ett biologiskt beredningssteg, som aktivt kolfilter
eller långsamfilter (Seger 1998).
Oxidationseffekterna som ozon för med sig ger en
desinficerande verkan, nedbrytning av pesticider,
oxidation av det material som annars skulle bilda
klororganiska biprodukter vid desinfektion av klor,
reduktion av lukt och smak samt färgreduktion
(Seger 1998).
Oönskade biprodukter från ozonering är främst
bromater (Guzikowski & Stenström 1996).
I Sverige är ozonering den ovanligaste desinfektionsmetoden och totalt finns det ett 15 tal anläggningar som använder metoder för dess oxiderande
funktion. I övriga Europa är metorden betydligt
vanligare. I bland annat Nederländerna ozoneras
vattnet i en eller två omgångar följt av biologisk
filtrering för att få ett biologiskt stabilt vatten (Seger
1998).
3 Kommuner i studien
I studien har 14 vattenverk från Karlshamn och
Karlskrona i söder till Kiruna i norr bidragit med
underlag för sammanställningar och analyser på
råvatten, utgående dricksvatten samt provpunkter
på distributionsnäten. Det statistiska underlaget för
bearbetning har varierat mellan kommunerna från
2 år ända upp till 16 år. I studien varierar vattenverkens produktionsstorlek mellan 450 m 3/dygn
(Kinda kommun/Rimforsa VV) till 200 000 m3/
dygn (Norrvatten/Görvälns VV).
I tabell 3.1 ges en översiktlig beskrivning på de
olika vattenverkens råvatten, process innan slutdesinfektion samt avslutande slutdesinfektion.
2.6 Effekten av olika
desinfektionsmedel
Behandling med klorgas eller natriumhypoklorit,
klordioxid, ozon och UV-desinfektion är väl etablerade metoder för att reducera bakterier i dricksvattnet. Om kontakttiden och dosen är rätt ger även
kloramin en god desinficerande verkan mot bakterier
(Jacangelo & Trussel 2002).
Tabell 3.1 Vattenverk i undersökning.
Kommun/
Vattenverk
Råvatten
Process
Desinfektionsmetod
Borås kommun/
Sjöbo vattenverk
Ingår i examensarbete
(Larsson 2003)
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande filtrering samt aktivt
kolfilter (Larsson 2003)
Förklorering och
efterklorering med
natriumhypoklorit
21
fortsättning på Tabell 3.1 Vattenverk i undersökning.
Kommun/
Vattenverk
Råvatten
Process
Desinfektionsmetod
Göteborgs VA-verk/
Lackarebäck
Ingår i examensarbete
(Larsson 2003)
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande sedimentering + flotation
Efterföljande kolfilter (Larsson
2003)
Blandning av klor och
klordioxid
Karlshamn kommun/
Långasjön vattenverk
Ingår i examensarbete
(Larsson 2003)
Ytvatten
Kemiskfällning med efterföljande sedimentering och
snabbfilter
(Larsson 2003)
UV-desinfektion
Karlskrona kommun
/Karlskrona vattenverk
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande dynasandfiltrering,
oxidationbassänger med tillsats
av klor/klordioxid samt kolfilter
Mellanklorering med en
blandning av klor och
klordioxid samt
slutklorering med klorgas
(liten dosering av
ammoniumsulfat för
bildning av kloramin)
Endast liten del av klor
ombildas till kloramin
(Stand okt 2004)
Kinda kommun/
Rimforsa vattenverk
Ytvatten
Snabbfiltrering och
långsamfiltrering
Natriumhypoklorit
Kiruna kommun/
Toullovara vattenverk
Ytvatten
Snabbfiltrering
1995–1998 Kloramin
(klorgas och ammoniak)
1999–2000
Natriumhypoklorit
2001- Kloramin
(Natriumhypoklorit och
ammoniak)
Laxå kommun/
Laxå vattenverk
Ytvatten,
efter 2002
grundvatten
Snabbfiltrering
1995-hösten 2003 UVdesinfektion och kloramin
hösten 2003- kloramin
Lycksele kommun/
Lycksele vattenverk
Grundvatten Markoxidation
UV-desinfektion
Sydkraft Norrköping/
Borgs vattenverk
Ingår i examensarbete
(Larsson 2003)
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande sedimentering, snabbfilter
med granulerat aktivt kol samt
långsamfilter
Kloramin
Norrvatten/ Görvälns
vattenverk
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande sedimentering samt
snabbfilter
Klorgas och
ammoniumsulfat
Sotenäs kommun/
Dale vattenverk
Ingår i examensarbete
(Larsson 2003)
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande dynasandfiltrering
Därefter filtrering med aktivt kol
Förklorering med klorgas
eller klordioxid
Växjö kommun/
Sjöuddens vattenverk
Ytvatten
Kemisk fällning med efterföljande sedimentering och
filtrering. Efterföljande filtrering
med aktivt kol
Klordioxid/kloramin fram
till feb 2001 därefter
UV/kloramin
Örebro kommun/
Skråmsta vattenverk
Ytvatten
Kemiskfällning med efterföljande sedimentering och
filtrering, konstgjord infiltration
Natriumhypoklorit
Östersund kommun/
Minnesgärdets vattenverk
Ytvatten
Ozon med efterföljande
snabbfilter
Kloramin 1988–1993
Klorering 1994-
22
pumpar (se översiktligt processchema i figur 3.1.1)
(Årsrapport 2001).
Doseringen av klor styrs idag manuellt med avseende på kloröverskottet. Aktuell dosering är 0,6–
1,0 g Cl2/m3 producerat dricksvatten. Fram till 2004
har doseringen av klorgas varit betydligt högre än
doseringen av ammoniumsulfat vid slutdesinfektionen. Detta betyder att endast en mindre mängd
kloramin har bildats i det utgående dricksvattnet
(Strand, sep 2004).
3.1 Karlskrona kommun/
Karlskrona Vattenverk
Vattenproduktionen från Karlskrona vattenverk baseras på ytvatten från Lyckebyån Distribution sker
till Karlskrona tätort (utom centrala Lyckeby som
försörjs av Afvelsgärde vattenverk) samt samhällena
Rödeby, Nättraby, Hasslö, Sanda, Kullen, Torhamn,
Östra Aspö, Allatorp och Östra Hästholmen. Dessutom försörjs kustartilleriets anläggning på Kungsholmen, ett tappställe vid Tjukö g:a ARV, Uttorps
camping på Sturkö, Ekenabbens fiskhamn samt
barnens gård i Lösen och ett tappställe vid Tjurkö
brofäste (sommarvatten). Totalt försörjer verket ca
40 000 konsumenter och produktionskapaciteten
är ca 1 050 m3/h. Aktuell produktion är ca 11 000
m3/dygn (460 m3/h) (Årsrapport 2001).
Reningsprocessen börjar med att råvatten från
Lyckebyån grov- och finsilas, innan det med 3 råvattenpumpar pumpas till en råvattensnäcka där
kalk och kolsyra doseras för att uppnå rätt fällningspH. Till vattnet doseras aluminiumsulfat (ALG)
och vattnet pumpas sedan upp på 5 Dynasandlinjer
om totalt 40 filter. Här avskiljs utfällt organiskt
material, järn och mangan i de kontinuerliga uppströmsfilter. Efter filtrering tillsätts kalk, kolsyra
och klor/klordioxid för att oxidera resterande mangan. Avskiljningen sker i 3 oxidationsbassänger.
Vattnet filtreras sedan genom kolfilter för att ta bort
smak- och luktämnen samt ev. kvarvarande mangan
i partikelform. Före nertappning av vattnet till lågreservoar, doseras lut och kolsyra till önskat pH och
alkalinitet samt klorgas och ammoniumsulfat för
att uppnå långtidsverkande bakterieskydd på distributionsnätet (Årsrapport 2001).
Dricksvattnet pumpas från de två parallellkopplade lågreservoarerna ut på nätet med 3 st. dricksvatten-
3.1.1 Råvattenkvalitet
Intag av råvatten sker från dammen i Lyckeby genom självfall via två intagsledningar. Vattnet håller
en medeltemperatur kring 10,8 °C och har under
perioden 2000–2002 varierat mellan
–0,6 °C –21,2 °C
Halten COD-Mn i råvattnet är i medeltal 20,8
mg/l och var maximalt under perioden 2000–2002
40 mg/l.
Värden för koliforma bakterier, E-coli bakterier i
inkommande råvatten under perioden 2000–2002
redovisas i tabell 3.1.1. Antalet analyser som ligger
till grund för nedanstående tabell är ca 150 st.
Tabell 3.1.1 Mängden koliforma bakterier och E-coli
bakterier i inkommande råvatten.
Koliforma bakterier (CFU/100 ml)
E-coli bakterier (CFU/100 ml)
Min
22
Max
3500
Medel
419
Median
240
Min
5
Max
1300
Medel
68
Median
33







Figur 3.1.1 Översiktligt processchema för Karlskrona VV (illustration: Pär Samuelsson).
23
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter
om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör det enligt
ovanstående tabell innebära att det finns behov av
att vattnet genomgår 3 mikrobiologiska säkerhetsbarriärer. Idag bedömer man på vattenverket inneha
3 säkerhetsbarriärer i form av kemisk fällning med
efterföljande filtrering, oxidationssteg samt slutdesinfektion med klorgas (viss dosering av ammoniumsulfat till kloramin).
i de centrala delarna och tryckstegringsstationer i
de yttre områdena (Håkansson, sep 2004).
Ledningsmaterial i huvudledningen består av gjutjärn. Materialet i de övriga ledningar på nätet är
fördelat enligt följande: PE och PEH 40 %, Gjutjärn
19 %, segjärn 16 %, PVC 16 %, Galvaniserat stål
4 %, Asbest 2 % och okänt 3 % (Håkansson, sep
2004).
Uppehållstiden på vattnet i de dominerande delarna av ledningsnätet är mellan 0–1,5 dygn som
medelvärde. Det äldsta vattnet uppgår till ca 5 dygn
(Håkansson, okt 2004).
På nätet fanns det 2002 ca 25 provpunkter ute
på ledningsnätet och provtagning skedde som mest
en gång per månad och som minst en gång per kvartal. I och med de nya dricksvattenföreskrifterna finns
det från 2004 ca 50 provpunkter ute på distributionsnätet (Strand, sep 2004).
Problem som har uppstått med vattnet på distributionsnätet är lukt- och smakstörningar. Dock finns
det ingen sammanställd statistik över de klagomål
som inkommit på dricksvattnet (Strand, sep 2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.1.2. I figuren finns följande provpunkter inte utmärkta: Torhamn, Sanda, Kullen, Hästholmen,
Hasslö, Aspö och Tjurkö.
3.1.2 Utgående dricksvatten
från vattenverket
Det utgående dricksvattnets totala kloröverskott från
verket är som börvärde 0,4 mg/l. Värdena har tagits
fram efter flera års erfarenhet (Strand, sep 2004).
E-coli bakterier i utgående dricksvatten har inte
förekommit under åren 2000–2002. Vid ett tillfälle
under 2002 har det påvisats koliforma bakterier.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.1.2 tagits fram. Tabellen illustrerar
dricksvattenkvaliteten ut från Karlskrona Vattenverk
under perioden 2000–2002 för parametrarna CODMn och färgtal samt under perioden 1998–2004 för
övriga parametrar
Antalet analyser som ligger till grund för tabell
3.1.2 är 24 st för COD-Mn, 35 st för färgtal, 156 st
för antal prover med påvisad halt heterotrofa bakt.
2d och 159 st för heterotrofa bakt. 7d.
3.1.4 Sammanställning av analysresultat
Dricksvattnet i alla nätets provpunkter har färgtal
10 mg Pt/l som medianvärde. Koliforma bakterier
har man detekterat vid ett antal tillfällen under år
2000 i provpunkten Rödeby. Dock har det inte påvisats några koliforma bakterier under 2001 och
2002 i Rödeby. Koliforma bakterier har också påvisats vid 3 tillfällen under år 2000 i provpunkten
Kullen vid och 1 tillfälle i punkten Torhamn. Inga
påvisade fall av E-coli bakterier finns på nätet under
perioden 2000–2002.
3.1.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Karlskrona VV har ett 50,6 mil långt distributionssystem på som sträcker sig från Karlskrona stad ut till
kringliggande samhällen (se figur 3.1.2) (Håkansson,
sep 2004).
I distributionssystemet finns flera högreservoarer
Tabell 3.1.2 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
Klor med viss
dosering av
ammoniumsulfat
Färgtal
(mgPt/l)
Min
3,0
<5
Max
5,0
15
Medel
3,7
10
Median
3,6
10
Antal prover med påvisad
mängd heterotrofa bakt
2d 20 °C 1998–2004
Heterotrofa bakt 7d
20 °C 1998–juli 2004
<1
25,2 %
40
6
4
24
Figur 3.1.2 Karlskrona vattenverks distributionsnät.
punkterna på ledningsnätet som innehåller heterotrofa bakterier 2d under perioden 2000–2002.
Figur 3.1.6 visar hur medianhalten heterotrofa
bakterier 7d i nätets provtagningspunkter varierar
med den ökande bedömda åldern på vattnet. Vattnets
bedömda ålder ökar åt höger diagrammet. Medianhalterna för heterotrofa bakterier 7d, heterotrofa bakterier 2d och totalt kloröverskott baseras på totalt ca
570 mätvärden på distributionssystemet under perioden 2000–2002. Den bedömda åldern på vattnet
har tagits fram utifrån intervju med personal på
Karlskrona kommun.
Figurerna 3.1.3 och 3.1.5 finns redovisade i större
format i bilaga B.
Figur 3.1.3 visar hur medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter varierar med
medianhalten av det totala kloröverskottet under
2000–2002. Provpunkterna är sorterade åt höger i
diagrammet efter sjunkande totalt kloröverskott i
ledningsnätet.
Figur 3.1.4 visar mängden heterotrofa bakterier
7d som funktion av det totala kloröverskottet i distributionssystemet under perioden 2000–2002. Syftet
med diagrammet är att undersöka hur bakteriehalten på nätets provpunkter varierar med kloröverskottet.
I figur 3.1.5 jämförs det totala kloröverskottet i
de olika provpunkterna med andelen prover i de
25
CFU/ml
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
Totalt kloröverskott mg/l
1000
0,35
0,25
100
0,2
0,15
10
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,3
0,1
0,05
As
pö
Ve
rk
Vä ö
m
ö
M S
ar
ied
Tr al
os
Ro sö C
se
Sp nho
lm
an
de
lst
or
Tr p
os
sö
Tr V
os
sö
Ö
Tju
rkö
Ku
lle
n
R
Hä öd
eb
ss
leg y
år
de
n
Ha
ss
Nä lö
ttra
by
Lå
ng
ö
Sa
nd
a
Sa
l
t
ö
To
rh
Hä am
sth n
olm
en
0
Va
tte
nv
er
k
Gu et
llb
er
na
Vä
m
öN
H
Ly ästö
ck
eb
yÖ
1
Figur 3.1.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d på distributionssystemet till Karlskrona VV under
perioden 2000–2002. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
10000
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
1000
100
10
1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
0,4
Totalt kloröverskott (mg/l)
Figur 3.1.4 Halten heterotrofa bakterier 7d som funktion av det totala kloröverskottet i de olika provpunkterna.
26
Heterotrofa bakterier 2d %
Totalt kloröverskott mg/l
0,8
0,35
0,3
0,7
0,25
0,6
0,2
0,5
0,4
0,15
0,3
Totalt kloröverskott (mg/l)
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
0,9
0,1
0,2
0,05
0,1
As
pö
Sa
ltö
To
rha
m
n
Hä
sth
olm
en
Sa
nd
a
Lå
ng
ö
Ha
ss
lö
Nä
ttra
by
Ku
lle
n
Rö
de
Hä
by
ss
leg
år
de
n
Tju
rk
ö
M
ar
ied
al
Tr
os
sö
C
Ro
se
nh
o
Sp
lm
an
de
lst
or
p
Tr
os
sö
V
Tr
os
sö
Ö
Ve
rkö
Vä
m
öS
Hä
stö
Ly
ck
eb
yÖ
0
Va
tte
nv
er
ke
t
Gu
llb
er
na
Vä
m
öN
0
Figur 3.1.5 Totalt kloröverskott i de olika provpunkterna med andelen prover i de punkterna på ledningsnätet
som innehåller heterotrofa bakterier 2d. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande kloröverskott för dricksvattnet
åt höger i figuren.
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Totalt kloröverskott mg/l
1000
0,35
0,25
100
0,2
0,15
10
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,3
0,1
0,05
Rö
de
by
Lå
ng
ö
Nä
ttra
by
Sa
ltö
Ö
Tr
os
sö
C
V
Tr
os
sö
Tr
os
sö
Ve
rkö
Ro
se
nh
olm
Hä
ss
leg
år
de
n
Ly
ck
eb
yÖ
Vä
m
öS
Hä
stö
Vä
m
öN
M
ar
ied
al
Sp
an
de
lst
or
p
0
Gu
llb
er
na
Va
tte
nv
er
ke
t
1
Figur 3.1.6 Medianhalten heterotrofa bakterier 7d samt totalt kloröverskott på distributionssystemet till Karlskrona
VV under perioden 2000–2002. Provpunkterna är sorterade efter ökande bedömd ålder på vattnet i de olika
provpunkterna.
27
3.1.5 Diskussion
3.2 Kinda kommun/
Rimforsa vattenverk
Karlskrona VV har under de senaste åren haft en
relativt konstant klordosering som årsmedelvärde på
utgående vatten. Klordosen 0,6–1,0 g Cl2/m3 anger
endast den efterklorering som sker på dricksvattnet
och tar därmed inte med doseringen av klor/klordioxid i oxidationsbassängerna.
Det finns inga tendenser till samband med hypotesen enligt figur 1.3.1 och dricksvattnet ute på distributionsnät till Karlskrona VV. Endast en ökning
av heterotrofa bakterier 7d fås ju lägre det totala kloröverskottet är enligt figur 3.1.3. Figur 3.1.4 visar en
klar tendens att ju lägre det totala kloröverskottet
är desto högre halter av heterotrofa bakterier 7d har
påvisats på nätet.
Figur 3.1.6 visar att det finns en tydlig tendens
att en ökande bedömd ålder på vattnet genererar en
ökad medianhalt heterotrofa bakterier 7d. Ålder på
vattnet stämmer inte överens med ett sjunkande
totalt kloröverskott. Fler faktorer än åldern på vattnet
påverkar därför kloröverskottet i ett ledningsnät.
Det finns ett antal undantag från den ökande
tendensen av heterotrofa bakterier 7d med sjunkande
kloröverskott i figur 3.1.3. Bland annat är medianhalten heterotrofa bakterier 7d mycket höga i provpunkten Tjurkö. Orsaken till detta beror troligtvis
på vattnets långa uppehållstid i punkten. Stödklorering har också skett i punkterna Hasslö fram
till 2003 och till Rödeby fram till 2004. Dock går
det inte att se tydliga tendenser på att medianhalterna heterotrofa bakterier 7d är lägre i dessa punkter
jämfört med övriga. Medianhalten av bakterierna
är t.o.m. betydligt högre i Rödeby. Orsaken till detta
är inte klarlagt trots omfattande utredningar (Strand,
sep 2004). Efter det att stödkloreringen togs bort i
Hasselö 2003 har det funnits en tendens till förbättrade värden för heterotrofa bakterier 7d i punkten.
Då det totala kloröverskottet är över 0,1 mg /l i
Karlskronas ledningsnät ligger 10 av 13 provpunkter
under 30 % av andelen prover med påvisad halt
heterotrofa bakterier 2d. Maxvärdet är något under
40 % (se figur 3.1.5). Då kloröverskottet är under
0,1 mg/l är det endast 1 av 12 provpunkter som
ligger under 30 % av andelen prover med påvisad
halt heterotrofa bakterier 2d. Maxvärdet är 80 %.
Detta visar på att kloröverskottet har en begränsande
effekt på tillväxten av heterotrofa bakterier 2d.
Vattenproduktionen från Rimforsa vattenverk baseras på ytvatten från sjön Åsunden. Verket distribuerar dricksvatten till Rimforsa samhälle i Kinda
kommun och har en produktionskapacitet på 800
m3/dygn. Den normala förbrukningen idag är 450
m3/dygn (Andersson, sep 2004). 2200 personer är
anslutna till verket.
Beredningsprocessen av vattnet börjar med att råvattnet tas in genom en grovsil till en intagsbrunn.
Från brunnen pumpas råvattnet till två snabbfilter
och vidare till en fördelningslåda. Därifrån rinner
vattnet till två långsamfilter och sedan vidare till lågreservoaren där dosering sker av natriumhypoklorit
och lut. I nedanstående processbild (figur 3.2.1) visas
förutom befintlig process ett nytt processteg med
kemfällning och dynasandfiltrering som nyligen är
installerad (Richt, juni 2005). Tre dricksvattenpumpar pumpar ut vattnet på nätet och till vattentornet (Richt, sep 2004).
Slutdesinfektionen sker idag med natriumhypoklorit och doseringen styrs idag med avseende på
flödet och kloröverskottet (Andersson, sep 2004).
Doseringen som årsmedelvärde för 1998–2003 redovisas i tabell 3.2.1. Orsaken till överdoseringen av
klor under 2002 och 2003 beror på att doseringen
endast styrs med avseende på kloröverskottet.
Tabell 3.2.1 Årsmedelvärden för doseringen av natriumhypoklorit
År
Årsmedelvärden
(g Cl2/m3 )
2000
0,67
2001
0,92
2002
1,22
2003
1,16
2004
1,12
3.2.1 Råvattenkvalitet
Råvattnet som tas på 4,5 djup 350 m ut i sjön
Åsunden håller en medeltemperatur på 7,3 °C . På
grund av det begränsade djupet vid vattenintaget
varierar vattentemperaturen mycket under året, från
1–19,0 °C.
28
Figur 3.2.1 Översiktligt processchema.
Halten COD-Mn i råvattnet är i medeltal 6,9 mg/l
och varierade under perioden 2000–2002 mellan
6,5–7,6 mg/l.
Värden för koliforma bakterier och E-coli bakterier i inkommande råvatten under perioden jan
2000–aug 2004 redovisas i tabell 3.2.2. Antalet analyser som ligger till grund för nedanstående tabell är
ca 90 stycken.
3.2.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Det utgående totala kloröverskottet från vattenverket
är som börvärde, vintertid, 0,10 mg/l och sommartid, 0,20 mg/l. Övrig tid är börvärdet 0,15 mg/l.
Värdena har tagits fram efter flera års erfarenhet hur
dricksvattenkvaliteten varierar under året (Andersson,
sep 2004).
E-coli bakterier har inte förekommit i utgående
drickvatten under perioden 2000–mars 2003.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut
från verket har tabell 3.2.3 tagits fram. Värdena är
sammanställda för perioden 2000–mars 2003.
Tabell 3.2.4 visar andelen påvisade fall varje år
av heterotrofa bakterier 7d och 2d i utgående dricksvatten under 2000, 2001 och 2002. Antalet analyser
som ligger till grund för tabell 3.2.4 är 24 st under
2000, 31 st under 2001 och 26 st under 2002.
Tabell 3.2.2 Mängden koliforma bakterier och E-coli
bakterier i inkommande råvatten.
Koliforma bakterier (CFU/100 ml)
Min
<1
Max
2000
Medel
Median
E-coli bakterier (CFU/100 ml)
139
8
Min
<1
Max
10
Medel
Median
1
<1
Enligt vägledningen till Livsmedelsverkets föreskrifter
om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör vattnet från
sjön Åsunden genomgå 1–2 säkerhetsbarriärer enligt
ovanstående tabell. Med långsamfiltreringen och
desinfektion med natriumhypoklorit som finns idag
har verket 2 säkerhetsbarriärer.
3.2.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Rimforsa samhälle har ett distributionssystem på
22,6 mil långt och som består av gjutjärnsledningar
och olika typer av plastledningar (Andersson, sep
2004).
29
Tabell 3.2.3 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
Natriumhypoklorit
Färgtal
(mgPt/l)
Min
4,2
10
Max
5,6
25
Medel
5,0
15
Median
5,3
15
Andel prover med påvisad mängd heterotrofa bakt 2d 20 °C
2000–mars 2003
Andel prover med
påvisad mängd
heterotrofa bakt.
2d 20 °C
Andel prover med
påvisad mängd
heterotrofa bakt.
7d 20 °C
2000
16,7 %
75,0 %
2001
16,3 %
87,1 %
2002
23,1 %
26,9 %
Heterotrofa
bakt 7d
20 °C 2000–
mars 2003
<1
19,5 %
25
3,4 %
4
2
ledningarna. Någon sammanställd klagomålsstatistik finns ej att tillgå (Andersson, sep 2004).
Tabell 3.2.4 Andelen fall med heterotrofa bakterier 7d
och heterotrofa bakterier 2d i utgående dricksvatten
för åren 2000, 2001 och 2002.
År
Andel prover med
påvisad halt koliforma bakterier 35 °C
2000–mars 2003
3.2.4 Sammanställning av analysresultat
Antalet analysresultat på nätet från Rimforsa vattenverk är relativt få vilket betyder att medianhalter
inte kan tas fram. Totalt finns 17 mätvärden på distributionssystemet till Rimforsa vattenverk under
perioden 2000–2002.
För att undersöka vilken påverkan det totala kloröverskottet har på antalet mikroorganismer har tabellen 3.2.5 tagits fram. Denna visar alla analyser av
totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d i
provpunkterna på distributionsnätet. Punkterna är
sorterade efter vattnets ökande ålder neråt i tabellen.
Vattnets ålder är framtagen utifrån intervju med
personal på Kinda kommun.
Inom distributionssystemet finns en högreservoar
och en tryckstegringsstation.
Idag finns det 6 provpunkter ute på ledningsnätet som provtas 1 gång/år. Provpunkterna Centrum
och Vattentornet provtas i oktober och övriga i april.
Problem som har uppstått med vattnet på ledningsnätet har varit lukt och smakproblem under
sensommaren samt klagomål på för varmt vatten i
Tabell 3.2.5 Alla analyser i provpunkterna på distributionsnätet till Rimforsa VV.
Provdatum
Tävelstad
Centru m
Västerlid
Vattentornet
Totalt kloröverskott (mg/l)
2000-04-12
Heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
3
2001-04-25
0,12
7
2002-04-23
0,27
<1
2000-10-17
0,07
7
2001-10-08
0,07
4
2002-10-08
0,2
20
2000-04-12
11
2001-04-25
0,05
10
2002-04-23
0,09
<1
2000-10-17
0,04
3
2001-10-08
0,05
40
2002-10-08
0,17
<1
Kursgården
2001-04-25
0,04
52
2002-04-23
0,26
<1
Linnäs Sörgården
2000-04-12
10
2001-04-25
0,05
<1
2002-04-23
0,02
<1
30
snabbsandfilter och samlas sedan upp i en dricksvattenkammare. I kammaren desinficeras vattnet
med natriumhypoklorit och ammoniak (kloramin)
och går sedan via två bassänger vidare ut till konsument (Johansson, sep 2004).
Under de senaste åren har slutdesinfektionen av
vattnet ändrats vid två tillfällen. 1998 byttes dosering av klorgas och ammoniak (kloraminbildning) ut
mot natriumhypoklorit och 2001 kompletterades
natriumhypokloriten med ammoniakdosering för att
kloramin skulle bildas (Krekula, okt 2004).
Doseringen av klor styrs idag med avseende på
flödet och målet är att inte överstiga klordoseringen
1 g Cl 2/m3 (Krekula, okt 2004). Doseringen som
årsmedelvärde för 1996–2002 redovisas i tabell 3.3.1.
3.2.5 Diskussion
Rimforsa vattenverk har under perioden 2000–2003
ökat klordoseringen något från ca 0,7 g Cl2/m3 till
ca 1,2 g Cl 2 /m3. De höga klordoseringarna beror
troligtvis på att den höga COD-Mn-halten i vattnet
som orsakar en ökad klorförbrukning. Nyligen har
installationen av kemisk fällning med efterföljande
dynasandfiltrering installerats. Direkt gick utgående
kloröverskott i dricksvattnet upp från 0,2 mg/l till
0,3 mg/l och doseringen av klor kunde minskas
(Andersson, juni 2005). Den kemiska fällning skapar
en reduktion av det organiska materialet som minskar klorförbrukningen.
Den ökade klordoseringen från 2001 till 2002
har genererat en minskad halt heterotrofa bakterier
7d på utgående vatten samt ett ökat totalt kloröverskott i de flesta provpunkter ute på ledningsnätet. I
de flesta provpunkterna har ökningen av överskottet
också minskat mängden heterotrofa bakterier 7d (se
tabell 3.2.5).
Värt att notera är att trots höga klordoseringar
samt höga COD-Mn halter i utgående dricksvatten
är halterna heterotrofa bakterier 7d relativt låga. De
låga halterna skulle också kunna bero på att provtagningarna i punkterna på nätet har skett på våren
och hösten då vattnets temperatur är låg och tillväxten av bakterier är lägre.
Vattnets ålder i provpunkten Linnäs Sörgård är
den högsta av provpunkterna på ledningsnätet. Trots
åldern innehåller vattnet mycket få heterotrofa bakterier 7d vilket skulle innebära att likheter med hypotesen i figur 1.3.1 finns. Dock är antalet provtillfällen
få och trovärdigheten på resultatet blir lägre.
Tabell 3.3.1 Klordosering, Tuolluvaara vattenverk.
År
Årsmedelvärde (g Cl2/m3 )
1996
0,40
1997
0,32
1998
0,59
1999
0,41
2000
0,61
2001
0,62
2002
0,57
3.3.1 Råvattenkvalitet
Råvattnet som tas från Torneälv håller en medeltemperatur på 4,6 °C . Temperaturvarationen på råvattnet har varit mellan 0–9,0 °C under perioden
2002–april 2004.
Halten COD-Mn i råvattnet är i medeltal 1,2 mg/l
under samma period och var maximalt 4,0 mg/l
under 2002–april 2004.
Värden för koliforma bakterier i inkommande råvatten under perioden 2002–april 2004 redovisas i
tabell 3.3.2. E-coli bakterier har inte förekommit i
råvatten under samma period.
Antalet analyser som ligger till grund för nedanstående tabell är ca 86 stycken.
Enligt vägledningen till Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör vattnet
från Torne älv genomgå 2 säkerhetsbarriärer enligt
ovanstående uppgifter eftersom det är ett ytvatten.
Med doseringen av hypoklorit, förutsatt att kontakttiden är tillräckligt lång innan tillsats av ammoniak,
3.3 Kiruna kommun/
Tuolluvaara vattenverk
Vattenproduktionen från Tuolluvaara vattenverk baseras på ytvatten från Torne älv. Distribution sker till
de centrala delarna av Kiruna och försörjer totalt ca
19 000 konsumenter. Verket har en normalproduktion på ca 8000 m3/dygn (Johansson, sep 2004).
Beredningsprocessen börjar med att det tillsätts
kalk till en av de två inkommande råvattenledningarna. Därefter blandas allt råvatten i en bassäng
där koldioxid tillsätts. Vattnet får sedan passera 4
31
har verket idag 1 säkerhetsbärriärer (Johansson, okt
2004).
1999–2000 och då nuvarande desinfektionsmetod
natriumhypoklorit/ammoniak användes från 2001–
2003. Antalet analyser som ligger till grund för
tabell 3.3.3 är 9 st för COD-Mn, 9 st för färgtal,
94 st för antal prover med påvisad halt heterotrofa
bakt. 2d och värdena för heterotrofa bakt. 7d samt
58 st för antal prover med påvisad halt koliforma
bakterier.
Tabell 3.3.2 Mängden koliforma bakterier inkommande
råvatten.
Koliforma bakterier (CFU/100 ml)
Min
<1
Max
50
Medel
4
Median
1
3.3.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
3.3.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Distributionssystemet kopplat till vattenverket är ca
20 mil långt och levererar vatten till Tuolluvaara,
flygfältet samt Kiruna tätort. På nätet finns en tryckstegringstation och en högreservoar (Johansson okt
2004).
På nätet finns idag 6 provpunkter som provtas
allt från en gång per månad till en gång per halvår.
Problem som har uppstått med vattnet på ledningsnätet har varit höga färgtal under vårfloderna.
På grund av överdimensionerade ledningar har uppehållstiden på vattnet blivit extra lång vilket har genererat en del klagomål på lukt och smak i framför
allt de delar av nätet som ligger i närheten av provpunkten Konsum Luossavara (Krekula, sep 2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.3.2.
Det utgående totala kloröverskottet från vattenverket
är som börvärde, vintertid, 0,20 mg/l och, sommartid, 0,40 mg/l. Värdena har tagits fram efter flera års
erfarenhet hur dricksvattenkvaliteten varierar under
året (Krekula, okt 2004).
E-coli bakterier har inte förekommit i utgående
dricksvatten under åren 2001–2003. Vid två tillfällen
under samma period har det förekommit koliforma
bakterier i vattnet.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.3.3 tagits fram. Tabellen illustrerar
dricksvattenkvaliteten då klorgas/ammoniak (kloramin) användes som desinfektionsmetod under
1995–1998, då natriumhypoklorit användes under
Tabell 3.3.3 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
2001–
2003
Kloramin
(klorgas och
ammoniak)
1995–1998
Natriumhypoklorit
1999–2000
Kloramin
(Natriumhypoklorit och
ammoniak)
2001–2003
Färgtal
(mgPt/l)
2001–
2003
Min
Andel prover
med påvisad
mängd
heterotrofa
bakt 2d 20 °C
1995–2003
Andel prover
med påvisad
halt koliforma
bakterier
35 °C 2001–
2003
Antal prover
med påvisad
halt E-coli
bakterier
35 °C 2001–
2003
20,8 %
Heterotrofa
bakt 7d
20 °C 1995–
2003
<1
Max
660
Medel
40
Median
2
Min
33,3 %
<1
Max
49
Medel
15
Median
3
Min
<1
<5
Max
3,0
20
13,1%
3,4 %
0,0 %
<1
40
Medel
<1
<5
4
Median
<1
<5
<1
32
Figur 3.3.2 Distributionssystemet till Tuolluvaara vattenverk.
under 1999–2000. Under 2001–2003 har det inte
funnits några uppgifter på det totala kloröverskottet
i de olika provpunkterna.
Medianhalterna för heterotrofa bakterier 7d på
vattnet ut från Tuollovaara vattenverk baseras på 24
mätvärden under 1995–1998, 9 mätvärden under
1999–2000 och 61 mätvärden under 2001–2003.
Medianhalterna för det totala kloröverskottet har
under 1995–1998 baserats på 24 mätvärden och
under 1999–2000 på 7 mätvärden.
3.3.4 Sammanställning av analysresultat
Figurerna 3.3.3 och 3.3.4 visar hur medianhalten
heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter
varierar med medianhalten av det totala kloröverskottet under 1995– 1998 då desinfektionsmetoden
kloramin (klorgas/ammoniak) användes samt under
1999–2000 då natriumhypoklorit användes. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott i ledningsnätet.
I figur 3.3.5 och 3.3.6 jämförs de tre olika desinfektionsmetoderna med avseende på medianhalten
heterotrofa bakterier 7d respektive andelen prover
på nätet med påvisad halt heterotrofa bakterier 2d.
Figurerna visar enbart en jämförelse mellan de olika
desinfektionsmetoderna och redovisar inte någon sortering efter vattnets ålder eller totala kloröverskott.
Medianhalterna för heterotrofa bakterier 7d på
nätet baseras på totalt 58 värden under 1995–1998,
45 värden under 1999–2000 och 76 värden under
2001–2003. Det totala kloröverskottet på nätet baseras på 58 värden under 1995–1998 och 30 värden
3.3.5 Diskussion
Tuolluvaara vattenverk har under perioden 1995–
2003 haft en klordosering som varierat mellan 0,32–
0,62 g/m 3 som årsmedelvärde. Förändringarna av
slutdesinfektionsmetoden har inte genererat någon
tendens till generell förändring av årsmedelvärdena
för klordoseringen.
Det finns inga tendenser till samband med hypotesen enligt figur 1.3.1 och dricksvattnet ute på
33
100
0,35
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
Hj
alm
ar
Lu
nd
bo
m
sg
år
de
n
Lu
os
sa
va
ra
Ko
ns
um
Ko
ns
um
La
pp
ga
tan
m
äs
s
To
ull
uv
aa
ra
Th
ule
gå
rd
en
0
Ica
sig
na
len
Va
tte
nv
er
ke
t
1
Figur 3.3.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Tuollovaara vattenverks distributionssystem
under perioden 1995–1998 då kloramin (klorgas/ammoniak) användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna
är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
0,35
1000
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Logaritmisk skala av
7 d heterotrofa bakterier (CFU/ml)
0,25
100
0,2
0,15
10
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
La
pp
ga
tan
Hj
alm
ar
Lu
nd
bo
m
sg
år
de
n
Ko
ns
um
Ica
sig
na
len
Lu
os
sa
va
ra
Ko
ns
um
Th
ule
gå
rd
en
m
äs
s
0
To
ull
uv
aa
ra
Va
tte
nv
er
ke
t
1
Figur 3.3.4 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Tuollovaara vattenverks distributionssystem
under perioden 1999–2000 då natriumhypoklorit användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade
efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
distributionsnät till Tuolluvaara vattenverk då figurerna 3.3.3 och 3.3.4 studeras i resultatdelen. I figur
3.3.3 sker endast en ökning av heterotrofa bakterier
7d ju lägre det totala kloröverskottet är och i figur
3.3.4 skiftar medianhalterna heterotrofa bakterier 7d
oberoende av det sjunkande totala kloröverskottet.
I jämförelserna enligt figur 3.3.5 och 3.3.6 går
det att konstatera att lägst medianhalter heterotrofa
bakterier 7d och lägst andel påvisade fall av heterotrofa bakterier 2d i de olika provpunkterna kan
34
1000
Klorgas-ammoniak (kloramin)1995-1998
Natriumhypoklorit 1999-2000
Logaritmisk skala av
7 d heterotrofa bakterier (CFU/ml)
Natriumhypoklorit-ammoniak (kloramin) 2001-2003
100
10
Hj
alm
ar
Lu
nd
bo
m
sg
år
de
n
Lu
os
sa
va
ra
Ko
ns
um
La
pp
ga
tan
Ko
ns
um
m
äs
s
To
ull
uv
aa
ra
Th
ule
gå
rd
en
Ica
sig
na
len
Va
tte
nv
er
ke
t
1
Figur 3.3.5 Jämförelse mellan de olika kloreringsmetoderna av medianhalterna heterotrofa bakterier 7d i de olika
provpunkterna på ledningsnätet.
120%
Klorgas-ammoniak (kloramin)1995-1998
Andelen heterotrofa bakterier 2 d (%)
100%
Natriumhypoklorit 1999-2000
Natriumhypoklorit-ammoniak (kloramin) 2001-2003
80%
60%
40%
20%
Hj
alm
ar
Lu
nd
bo
m
sg
år
de
n
Lu
os
sa
va
ra
Ko
ns
um
La
pp
ga
tan
Ko
ns
um
m
äs
s
To
ull
uv
aa
ra
Th
ule
gå
rd
en
Ica
sig
na
len
Va
tte
nv
er
ke
t
0%
Figur 3.3.6 Jämförelse mellan de olika kloreringsmetoderna av andelen prover med påvisad halt heterotrofa
bakterier 2d i de olika provpunkterna på ledningsnätet.
konstateras då klorgas i kombination med ammoniak
(kloramin) användes under perioden 1995–1998.
Då bytet skedde till natriumhypoklorit ökade medianhalten heterotrofa bakterier 7d samt andelen prover
med påvisade heterotrofa bakterier 2d i de flesta provpunkterna. I figur 3.3.6 finns inga värden att tillgå
för provpunkten Hjalmar Lundbomsgården.
Det ska tilläggas att under de senaste åren har också
en minskad vattenförbrukning samt tillfällen med
högre temperaturer på vattnet eventuellt bidragit med
att halterna bakterier blivit högre.
35
processen inte är optimal. Karbonatutfällningar sker
på kvartsglaset av det nya grundvattnet. Orsaken
till utfällningen beror på att lutdosering sker före UV.
Målsättningen är att koppla in UV-utrustningen
igen och sluta med klorering.
3.4 Laxå kommun/Laxå vattenverk
Vattenproduktionen för Laxå vattenverk baseras idag
på grundvatten från åsformationen Norrudden. Distribution sker till orterna Laxå och Röfors och försörjer idag 4 500 konsumenter. Dess produktion uppgår till ca 1 200 m3/d (50 m3/h). Råvattnet pumpas
till den gamla råvattenledningen för ytvattnet (Båtviken) och rinner sedan med självfall till verket. Här
får vattnet passera ett snabbfilter och sedan pHjusteras med natronlut och desinficeras med kloramin. Kloraminen bildas genom att natriumhypoklorit blandas med ammoniumsulfat. Innan lågreservoaren tillsätts kolsyra till vattnet varefter det sedan
distribueras ut på ledningsnätet (Lantz, sep 2004).
Fram till hösten 1994 användes bara natriumhypoklorit som slutdesinfektionsmetod. Därefter
övergick man till dosering av natriumhypoklorit och
ammoniumsulfat. Från april 1995 fram till hösten
2003 kompletterades desinficeringen med UV. På
grund av beläggningar på kvartsglaset begränsades
intensiteten på UV-desinfektionen relativt snabbt
efter installation, vilket innebar att gränsen för säker
desinficering låg på ca 65–70 m3/h innan bytet av
råvatten utfördes den 14/7 2002 (Lantz, sep 2004).
Från hösten 2003 sker endast dosering av kloramin som styrs med avseende på råvattenflödet Klordoseringens årsmedelvärde för 1994–2003 redovisas
i tabell 3.4.1 (Lantz, sep 2004).
I figur 3.4.1 redovisas ett förenklat processchema
för vattenverket. Notera att UV-desinfektionen idag
är bortkopplad beroende på att dess placering i
Tabell 3.4.1 Klordosering, Laxå vattenverk.
År
Årsmedelvärde (g Cl2/m3 )
1994
0,66
1995
0,40
1996
0,40
1997
0,33
1998
0,34
1999
0,47
2000
0,47
2001
0,42
2002
0,32
2003
0,20
3.4.1 Råvattenkvalitet
Grundvattentäkten består idag av 2 grusbrunnar
(djup ca 18 m) i åsformationen. I normalläget används bara en av brunnarna som produktionsbrunn.
Den andra pumpar upp ett mindre flöde som infiltreras mellan brunnarna och intilliggande väg. Detta
för att inte få eventuellt förorenat vatten från vägen
in mot brunnarna (Lantz, nov 2004).
Under perioden 1994–juni 2002 då ytvatten användes var medeltemperaturen på råvattnet 9 °C och
Figur 3.4.1 Översiktligt processchema, Laxå vattenverk.
36
vattenverket hade 2 barriärer då ytvatten användes
som råvatten. Dessa var UV-desinfektionen och doseringen av natriumhypoklorit (Lantz, nov 2004)
det varierade under perioden mellan 1–22 °C. Mellan
juli 2002–aug 2003 då grundvatten började användas
höjdes medeltemperaturen på råvattnet något till
10 °C. Dock minskade variationen i vattentemperaturen under perioden till 5–16 °C .
Halten COD-Mn i råvattnet är i medeltal 5 mg/l
och var maximalt under perioden 1994–juni 2002
9 mg/l. Efter bytet av vattentäkt till grundvatten
från Norrudden har halten COD-Mn i råvattnet
varit 1 mg/l som medelvärde och var maximalt under
perioden juli 2002–2003 5 mg/l.
Påvisbara halter av E-coli bakterier har endast
funnits i råvattnet vid ett fåtal tillfällen under perioden 1994–juni 2002. Efter bytet av vattentäkt har
det inte förekommit E-coli bakterier i råvattenproverna.
Värden för koliforma bakterier i inkommande
råvatten under perioden 1994–juni 2002 redovisas
i tabell 3.4.2. Ett fåtal prover har innehållit koliforma bakterier efter bytet av vattentäkt i juli 2002.
Antalet analyser som ligger till grund för tabell 3.4.2
är 232 st.
3.4.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Nuvarande börvärde (grundvattnet) för det totala
kloröverskottet i utgående dricksvatten är ca 0,10
mg/l. Låglarmnivå är inställd på 0,07 mg/l. Dessa
gränser är framtagna på tidigare erfarenhet. Det
tidigare ytvattnet krävde en utgående kloröverskott
mellan 0,25–0,50 mg/l beroende på årstid. Dessa
värden var ”fastställda” genom erfarenhet från provtagningar (Lantz, sep 2004).
Koliforma bakterier och E-coli bakterier har inte
förekommit i utgående dricksvatten under åren
1994–juli 2002 eller efter bytet av vattentäkt i aug
2002–aug 2003. Mängden heterotrofa bakterier 7d
och heterotrofa bakterier 2d i utgående dricksvatten
redovisas i tabell 3.4.3.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.4.3 tagits fram. Tabellen illustrerar
dricksvattenkvaliteten under perioden 1995–juli
2002 då UV/kloramin användes. Dessutom redovisas kvaliteten på dricksvattnet efter bytet av vattentäkt mellan aug 2002–aug 2003. Antalet analyser
som ligger till grund för tabell 3.4.3 under perioden
1995–juni 2002 är 46 st för COD-Mn och 355 st
för heterotrofa bakterier 2d och 7d. Antalet analyser
under perioden juli 2002–2003 är 14 st för CODMn och 55 för heterotrofa bakterier 2d och 7d.
Tabell 3.4.2 Mängden koliforma bakterier inkommande
råvatten.
Koliforma bakterier
(CFU/100 ml)
Min
<1
Max
1200
Medel
34
Median
1
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter
om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör vattnet från
dåvarande ytvattenväkt genomgå 2 mikrobiologiska
säkerhetsbarriärer enligt ovanstående uppgifter. Enligt uppgifter från personal på verket uppges det att
Tabell 3.4.3 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
UV/kloramin
april 1995- juni 2002
Ytvatten
UV/kloramin
juli 2002-aug 2003
Grundvatten
Andelen av de totala antalet analystillfällen som påvisat heterotrofa
bakt 2d 20 °C april 1995–aug 2003
Heterotrofa bakt
7d 20 °C april
1995–aug 2003
Min
3,0
<1
Max
6,3
130
Medel
4,4
Median
4,2
1
Min
<1
<1
Max
2,0
Medel
<1
Median
1,1
15,4 %
3,6 %
3
10
1
<1
37
bakterier, E-coli bakterier, mögelsvamp, jäst och
actinomyceter. I nedanstående resultatdel har endast
heterotrofa bakterier 7d, heterotrofa bakterier 2d,
koliforma bakterier, E-coli bakterier medtagits i
studien.
En översikt av distributionsnätet med de olika
provpunkterna redovisas i figur 3.4.2.
Nätet är uppdelat i två separata ledningssystem.
Ett som går norrut och försörjer Laxå och ett som
går söderut och försörjer orten Röfors.
Problem på dricksvattnet som uppstått under åren
då ytvatten användes som råvatten var lukt- och
smakproblem, bakterieproblem samt höga halter organiskt material. De höga humushalterna har i vissa
fall skapat avlagringar och igensättningar. De flesta
klagomålen från konsumenterna under perioden var
på lukt och smak (Lantz, sep 2004).
Under 1998 uppstod problem med färgen i vattnet. Färgtalen på ledningsnätets vatten ökade då
drastiskt och var den primära anledningen till bytet
av vattentäkt (Lantz, sep 2004).
Efter bytet av vattentäkten har inte några klagomål inkommit på vattnet.
3.4.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Laxå har ett avlångt distributionssystem som innefattar en högreservoar (Vattentornet). Ledningsmaterialet i huvudledningarna vid de olika provtagningspunkterna redovisas i tabell 3.4.4.
Tabell 3.4.4 Ledningsmaterial i de olika provpunkterna.
Provpunkt
Ledningsmaterial
Vattentornet
Gjutjärn
Laxå ARV
Gjutjärn
Kommunkontoret
Gjutjärn
Snödroppen
Gjutjärn
Gustav III väg
PVC
LaxSpan
PVC
De 6 provpunkterna som idag utnyttjas provtas en
gång per kvartal De mikrobiologiska parametrar
som analyserades fram till aug 2003 var heterotrofa
bakterier 7 d, heterotrofa bakterier 2 d, koliforma
3.4.4 Sammanställning av analysresultat
Figur 3.4.3 visar hur medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter varierar med
medianhalten av det totala kloröverskottet under
1995–juli 2002 då slutdesinfektionsmetoden UV/
kloramin användes. Eftersom tillförlitliga data för
vattnets ålder i ledningsnätet saknas är provpunkterna sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott i
ledningsnätet.
Figur 3.4.4 visar mängden heterotrofa bakterier
7d som funktion av det totala kloröverskottet på de
6 provpunkterna i distributionssystemet. Syftet med
diagrammet är att undersöka hur bakteriehalten på
nätets provpunkter varierar med kloröverskottet.
Eftersom råvattentäkten har förändrats men inte
beredningsprocessen är det intressant att jämföra
medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter då ytvatten användes som råvatten
och efter bytet till grundvatten (se figur 3.4.5). Provpunkterna är inte sorterade efter vattnets ålder eller
kloröverskott utan visar endast en jämförelse mellan
de olika perioderna.
I tabell 3.4.5 jämförs andelen prover på nätet
som innehåller heterotrofa bakterier 2d då råvattnet
Figur 3.4.2 Laxås distributionssystem.
38
utgjordes av ytvatten och då råvattnet förändrades
till grundvatten.
Alla nedanstående resultat baseras på totalt 187
mätvärden fördelat på 6 provpunkter under åren
1995–aug 2003. Mätvärdena ut från verket baseras
på 338 värden under samma tidsperiod.
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Totalt kloröverskott mg/l
100
0,35
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,3
0,05
1
La
xå
av
lop
ps
ve
rk
La
xS
pa
n
Va
tte
nt
or
ne
t
Ko
m
m
un
ko
nto
re
t
Sn
öd
ro
pp
en
Da
gh
em
III
vä
g
G
us
tav
Ut
g.
La
xå
va
tte
nv
er
k
0
Figur 3.4.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Laxås distributionssystem under perioden 1995–
juli 2002 då UV/kloramin användes som slutdesinfektionsmetod och råvattnet bestod av ytvatten. Provpunkterna
är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
10000
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
.
1000
100
10
1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
0,35
0,4
Figur 3.4.4 Halten heterotrofa bakterier 7d som funktion av det totala kloröverskottet i de olika provpunkter.
39
UV/kloramin grundvattentäkt
UV/Kloramin ytvattentäkt
90
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
80
70
60
50
40
30
20
10
av
lop
ps
ve
rk
La
xå
Sn
öd
ro
pp
en
Da
gh
em
Ko
m
m
un
ko
nto
re
t
Va
tte
nt
or
ne
t
La
xS
pa
n
III
vä
g
G
us
tav
Ut
g.
La
xå
va
tte
nv
er
k
0
Figur 3.4.5 Jämförelse mellan medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter då ytvatten
användes som råvatten och efter bytet av råvatten till grundvatten.
Tabell 3.4.5 Jämförelse mellan ytvattentäkten och råvattentäkten med avseende på andelen prover med påvisbara
halter av heterotrofa bakterier 2d.
Andelen prover med påvisad mängd heterotrofa bakterier 2d på nätet
1995-aug 2003
UV/kloramin (ytvatten)
UV/kloramin (grundvatten)
45,1 % (1995–juli 2002)
3,3 % (aug 2002–aug 2003)
höga åldern på vattnet genererar en högre medianhalt heterotrofa bakterier 7d. Ett undantag från
trenden i figur 3.4.3 är provpunkten LaxSpan som
har en låg medianhalt heterotrofa bakterier 7 d trots
ett lågt kloröverskott. Orsaken till detta beror troligtvis på att vattnets ålder är låg i punkten.
Efter bytet av vattentäkt juli 2002 har CODhalten på utgående dricksvatten minskat och antalet
fall med påvisbara halter heterotrofa bakterier 2d
kraftigt reducerats. Dessutom har medianhalten
heterotrofa bakterier 7d minskat på utgående vatten.
På distributionsnätet har bytet inneburit en kraftig
reducering an medianhalten heterotrofa bakterier 7d
i alla provpunkterna samt en stor minskning av
antalet påträffade fall av heterotrofa bakterier 2 d (se
figur 3.4.5 och tabell 3.4.5).
En minskning av halten organiskt material på
utgående vatten samt en bättre mikrobiologisk kvalitet på vattnet skapar troligtvis en ogynnsam situation för bakterietillväxt på ledningsnätet. Trots en
3.4.5 Diskussion
Efter att Laxå vattenverk bytte desinfektionsmetod
till UV/kloramin 1995 har klordoseringen sänkts
från ca 0,66 mg/l till att vara mellan 0,30–0,47 mg/l
som årsmedelvärde fram till bytet av vattentäkt
2002. Under 2002 sänktes doseringen ytterligare för
att 2003 vara 0,20 mg/l som årsmedelvärde.
Det finns inga tendenser till samband med hypotesen enligt figur 1.3.1 och dricksvattnet ute på distributionsnät till Laxå vattenverk då figurerna i resultatdelen studeras. Orsaken kan vara att uppehållstiden
för vattnet inte är tillräckligt lång för att få en
minskande mängd näring och därmed en minskande
mängd heterotrofa bakterier 7d. Endast en ökning
av heterotrofa bakterier 7d fås ju lägre det totala kloröverskottet är enligt figurerna 3.4.3 och 3.4.4. Känt
är att åldern på vattnet ut till Laxås avloppsreningsverk är hög och omsättningen är låg. Detta förklarar
det låga kloröverskottet och innebär också att den
40
minskning av klordoseringen på vattnet är halterna
heterotrofa bakterier 7d låga i hela ledningsnätet.
Dessutom finns det idag inga klagomål på vattnet
från ortsbefolkningen.
Halten COD-Mn i råvattnet har vid alla provtillfällen under perioden aug 1998–2002 varit <1,0
mg/l.
Koliforma bakterier har detekterats vid 3 tillfällen
i råvattnet under aug 1998–2002. Vid ett av dessa
tillfällen fanns 45 st/100 ml. E-coli bakterier har inte
förekommit i inkommande råvatten under samma
period.
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör vattnet genomgå 1 mikrobiologisk säkerhetsbarriär enligt
ovanstående uppgifter. Med den UV-desinfektion
som finns idag har verket 1 säkerhetsbarriär under
vår och höstfloden. Under övriga delar på året har
verket inga mikrobiologiska säkerhetsbarriärer.
3.5 Lycksele kommun/
Gammplatsens vattenverk
Vattenproduktionen från Lycksele vattenverk baseras
på grundvatten från åsformationen Gammplatsen
invid Ume älv. Distribution sker till Lycksele tätort
samt till orterna Hedlunda och Tannselle 4 km respektive 6 km söder om staden. Totalt försörjer
verket ca 9 000 konsumenter och förbrukningen är
normalt 3 000–3 500 m3/dygn. Maximal kapacitet
för verket är 5 000 m 3/dygn (Rönnmark, sep och
okt 2004).
Beredningsprocessen av vattnet börjar med en
markoxidationsanläggning där syre tas från uteluften
och tillförs till ett grundvattenmagasin genom att
en kompressor trycker ned luften till en syresättningsbrunn. Genom injektion av syre i akviferen
bildas en oxidationszon kring uttagsbrunnarna. Utöver den rent kemiska oxidationen av järn och
mangan aktiveras även vissa järn- och manganbakterier som finns naturligt i grundvatten.
Vattnet pumpas sedan in till vattenverket och
alkaliseras med soda samt desinficeras med UV. UVdesinfektionen används endast då det är högflöden
i Ume älv under vår- och höstflod (Rönnmark, sep
och okt 2004).
3.5.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Förekomst av koliforma bakterier och E-coli bakterier i utgående dricksvatten har endast förekommit
vid ett tillfälle under perioden aug 1998–2002. Detta
uppstod i samband med installationen av markoxidationen under augusti 1998.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.5.1 tagits fram. Tabellen illustrerar
dricksvattenkvaliteten under perioden aug 1998–
2002. Antalet analyser som ligger till grund för
tabell 3.5.1 under perioden aug 1998–2002 är 20 st
för COD-Mn och 61 st för heterotrofa bakterier 2d
och 7d.
3.5.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
3.5.1 Råvattenkvalitet
Lycksele har ett distributionssystem som sträcker sig
från Lycksele centralort ut till samhällena Tannsele
och Hedlunda.
Råvattnet som tas från Gammplatsen håller en temperatur kring 4–5 °C året runt.
Tabell 3.5.1 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
UVdesinfektion
Färgtal
(mgPt/l)
Min
<1
<5
Max
2,0
5
Medel
<1
<5
Median
<1
<5
Andel prover med påvisad
mängd heterotrofa bakt 2d
20° C 1998–2002
Heterotrofa
bakt 7d 20 °C
1998–2002
<1
21,3 %
980
42
<1
41
Inom distributionssystemet finns 2 st högreservoarer,
en större som rymmer 3 000 m3 och en mindre på
300 m3.
På nätet finns idag 3 fasta provpunkter ute på
ledningsnätet som idag provtas 8 ggr/år och några
ytterligare provpunkter som provtas 4 ggr/år. Provtagningen vid lasarettet sker vid leveranspunkt och
inte i det interna ledningsnätet.
Problem som har uppstått med vattnet har varit
många klagomål på manganutfällningar innan verket
byggdes om till markoxidation 1998 (Rönnmark, sep
och okt 2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.5.1. I figuren redovisas inte provpunkten Tannsele
då denna punkt ligger utanför ledningskartans sträckning.
varierar med vattnets bedömda ålder. Provpunkterna
är sorterade efter ökande ålder på vattnet nedåt i
tabellen. Den bedömda åldern på vattnet har tagits
fram utifrån intervju med personal på Lycksele
kommun.
Alla värdena i figurerna baseras på 61 prover ut
från vattenverket under perioden aug 1998–2002
och totalt 49 värden på ledningsnätet.
Tabell 3.5.2 Medianhalten heterotrofa bakterier 7d
samt andelen prover med påvisbara halter av heterotrofa bakterier 2d i nätets provtagningspunkter.
Heterotrofa Andelen prover
med påvisade
bakterier
7d (CFU/ml) halter av heterotrofa bakterier
2d (%)
3.5.4 Sammanställning av analysresultat
Tabell 3.5.2 visar hur medianhalten heterotrofa bakterier 7d samt andelen prover med påvisbara halter av
heterotrofa bakterier 2d i nätets provtagningspunkter
Figur 3.5.1 Gammplatsens vattenverk.
42
Vattenverket
0
21,3 %
Norräng
0
0,0 %
Lasarettet
10
25,0 %
Storgården
0
0,0 %
Furuviksskolan
0
0,0 %
Tannsele
5
50,0 %
3.5.5 Diskussion
3.6.1 Råvattenkvalitet
Vattnet från Gammplatsens vattenverk är idag av
mycket god kvalitet och mängden mikroorganismer
på ledningsnätet är låga i stora delar av ledningsnätet
(se tabell 3.5.2). Detta trots att det inte finns någon
slutklorering på dricksvattnet utan endast UV-desinfektion.
Bidragande orsaker till de låga medianvärdena för
heterotrofa bakterier 7d skulle kunna vara de låga
COD-Mn halterna på utgående vatten och den konstant låga temperaturen på råvattnet.
Andelen prover som innehåller heterotrofa bakterier 2d i utgående dricksvatten är relativt hög (21,3 %).
Eventuellt skulle detta kunna bero på att UV-desinfektionen endast är påslagen under vår- och höstflod.
Råvattnet som tas ur Mälaren håller en låg temperatur året runt. Temperaturen i råvattnet ligger i
medeltal kring 6 °C och överstiger sällan 12 °C .
Halten COD-Mn i råvattnet är som medelvärde
6 mg/l under 1997–2002.
Råvattnet från Mälaren innehåller följande bakteriehalter från 1997–2002 (medelvärden):
• Koliforma bakterier: 7 CFU/100 ml
• E-coli bakterier 2 CFU/100 ml.
• Heterotrofa bakterier 2d 50 CFU/ml.
Antalet värden som ligger till grund för bakteriehalterna i råvattnet är ca 600 analysvärden.
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör vattnet genomgå 2 mikrobiologiska säkerhetsbarriär enligt ovanstående uppgifter. Idag finns 2 säkerhetsbarriärer i form av kemisk fällning med efterföljande
sedimentering samt UV-desinfektion.
3.6 Norrvatten Järfälla/
Görvälns vattenverk
Vattenproduktionen från Görvälns vattenverk baseras på ytvatten från Mälaren. Vatten distribueras
till 13 medlemskommuner i norra Stockholmsområdet med totalt 450 000 konsumenter. Produktionskapaciteten är 200 000 m3 per dygn. I medeltal
lämnar 1,3 m3/sekund dricksvatten vattenverket i
Järfälla. Detta motsvarar ca 112 000 m3/dygn.
Beredningen av råvattnet föregås av en korgbandssil med maskvidden 0,3 mm. Processen baseras
sedan på kemisk fällning med aluminiumsulfat,
sedimentering och filtrering i snabbfilter. Vattnet
pH-justeras med kalk.
Desinficeringen av vattnet skedde tidigare med
klorgas löst i spädvatten samt löst ammoniumsulfat.
Ammoniumsulfat reagerar med klor och bildar kloramin.
Norrvatten har nyligen byggt till med ett extra
processteg med kolfilter. Slutdesinfektionsmetoden
har också förändrats från klor/ammoniumsulfat till
UV-ljus och färdigbunden monokloramin som tillverkas i vattenverket före doseringen. Bearbetade
analysdata från Norrvatten i denna studie gäller för
åren 1997–2002 innan förändringar skett vid vattenverket.
Doseringen av klor och ammoniumsulfat styrdes
tidigare manuellt med avseende på flödet. Klordoseringen var ca 0,45–0,5 g Cl2/m3.
3.6.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Temperaturen i dricksvattnet är ca 8 °C som medelvärde under 1997–2002.
Halten av COD-Mn i dricksvattnet är i medeltal
2,8 mg/l 1997–2002.
Bakterietalen är mycket låga, koliforma bakterier
förekommer inte under åren 1997–2002 och heterotrofa bakterier 7 d ligger kring 3 CFU/ml i medeltal.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.6.1 tagits fram. Tabellen illustrerar
kvaliteten mellan 1997–2002. Antalet analyser som
ligger till grund för tabell 3.4.3 under perioden
1997–2002 är 304 st för COD-Mn och 579 st för
heterotrofa bakterier 2d och 7d.
3.6.3 Distributionssystemet
Norrvatten har ett distributionssystem som sträcker
sig från Järfälla till Knivsta/Uppsala i norr samt till
Vaxholm och Österåker i öster och Solna/Sundbyberg i söder (se figur 3.6.1). Ledningsmaterialet i
huvudledningssystemet består GAP, segjärn, gjutjärn
och betongledningar. Inom distributionssystemet
finns 8 högreservoarer och 4 tryckstegringsstationer
43
Tabell 3.6.1 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
Kloramin (Klorgas och
ammoniumsulfat)
Min
1,9
Max
3,4
Medel
2,8
Median
3,0
Antal prover med påvisad
mängd heterotrofa bakt 2d
20 °C 1998-2002
Heterotrofa bakt 7d
20 °C 1998–2002
<1
16,4 %
800
3
1
Figur 3.6.1 Ledningssystemet för Görvälns vattenverk.
i huvudledningsnätet. I varje medlemskommun finns
sedan ytterligare reservoarer och tryckstegringsstationer. Ledningsdimensionerna i huvudledningssystemet varierar från 300 mm till 1200 mm.
Reservoarerna i Norrvattens nät är utformade så
att en onödig förlängning av vattnets uppehållstid
inte erhålls (Aleljung, april 2005).
Norrvatten har i medeltal 12 provpunkter i varje
kommun, dvs. totalt 156 provpunkter. Man återkommer till varje punkt en gång per kvartal. Provpunkterna finns inne på medlemskommunernas
lokala ledningsnät.
3.6.4 Sammanställning av analysresultat
I figur 3.6.2 har medianvärdena för heterotrofa
bakterier 7d och totalt kloröverskott jämförts mellan
åren 1997–2002. Eftersom tillförlitliga data över
uppehållstiderna i ledningsnätet saknas har en sortering efter totalt kloröverskott genomförts.
Figur 3.6.3 visar det totala kloröverskottet som
funktion av mängden heterotrofa bakterier 7d i distributionssystemet. Syftet med diagrammet är att visa
hur bakteriehalten på nätets provpunkter varierar
med kloröverskottet.
44
Figur 3.6.2 finns redovisad i större format i bilaga C.
0,35
100
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
Ös
ter
åk
er
Va
xh
olm
Si
gtu
na
Up
pla
nd
sB
ro
Up
ps
ala
Tä
by
Da
nd
er
yd
So
lle
ntu
na
Va
lle
ntu
na
Jä
rfä
lla
Su
nd
by
be
rg
So
Up
lna
pla
nd
sV
äs
by
0
Gö
rv
äln
1
Figur 3.6.2 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Görvälns distributionssystem under perioden
1997–2002 då kloramin använd es som slutdesinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt
kloröverskott åt höger i figuren.
10000
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
1000
100
10
1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
0,35
Figur 3.6.3 Heterotrofa bakterier 7d som funktion av det totala kloröverskottet i de olika provpunkterna.
45
0,4
Det finns alltså inget tydligt samband med hypotesen enligt figur 1.3.1 och vattnet i distributionsnät till Görvälns vattenverk, trots vattnets långa uppehållstid i ledningsnätet. Detta skulle kunna bero på
att bakterietalen och COD-halterna är generellt låga
samt att det inte finns någon signifikant skillnad
mellan provpunkter med högre totala kloröverskottet
och provpunkter med lågt totalt kloröverskott. Solna
med en totalklorhalt som är 0,16 mg/l har 14 st/ml
heterotrofa bakterier 7d. Vaxholm som har en totalklorhalt som är 0,03 mg/l har 18 st/ml heterotrofa
bakterier 7d. Högsta medianvärdet på heterotrofa
bakterier 7d finns i Österåker med 30 st/ml.
Antalet klagomål på vattnet var relativt konstant
under 1997–2002 (se figur 3.6.4). Möjligtvis att det
år 2000 fanns fler klagomål på lukt och smak samt
hudproblem. Dock genomfördes inga större förändringar i verket under detta år som skulle styrka
det ökade antalet klagomål. I och med installationen av kolfilter och UV/kloramin har man fått en
drastisk sänkning i antalet klagomål. 2004 fanns
det endast totalt 36 klagomål jämför med 2002 då
man hade ca 160 klagomål.
3.6.5 Klagomålsstatistik
I figur 3.6.4 redovisas den klagomålsstatistik som
sammanställts 1997–2002. Staplarna redovisar det
totala antalet klagomål under respektive år samt en
uppdelning av summan på klagomål för lukt och
smak, allergier och sjukdomssymtom samt missfärgat
vatten.
3.6.6 Diskussion
Figur 3.6.2 visar att ett sjunkande totalt kloröverskott genererar en ökande halt heterotrofa bakterier
7d. Det totala kloröverskottet är som väntat högst vid
Görvälns vattenverk och klingar sedan av längre ut.
Järfälla som ligger i samma kommun som Görvälns
vattenverk och ligger geografiskt närmast hamnar i
sorteringen först på femte plats. Detta beror sannolikt på inverkan från lokalnätet. Det är inte troligt att
det låga kloröverskottet i Järfälla beror på att vattnet
passerat högreservoarer.
Då figur 3.6.3 studeras går det att se tendenser
som liknar resultaten i figur 3.6.2. Ett minskande
totalt kloröverskott genererar en ökande halt heterotrofa bakterier 7 d på ledningsnätet.
200
Utseende
Lukto.smak
Magproblem
Hudproblem
Summa klagomål
180
160
Antal klagomål
140
120
100
80
60
40
20
Figur 3.6.4 Klagomålsstatistik.
46
20
02
20
01
År
20
00
19
99
19
98
19
97
0
natriumhypoklorit som tillsammans med ammoniumsulfaten ger en mer beständig desinfektionseffekt
ute på ledningsnätet. Därefter pumpas vattnet via lågreservoaren ut på distributionsnätet (se en översiktlig
processbild i figur 3.7.1) (Driftinstruktioner 2003).
Från och med februari 2001 ändrades desinfektionsmetoden på Sjöudden då klordioxid/kloramin
(klorgas) ersattes av UV/kloramin (natriumhypoklorit). Orsaken till att bytet skedde var den komplicerade hanteringen av klorgasen. Mellan den 17
feb–25 april 2002 kopplades kloraminen bort och
under dessa två månader användes enbart UV som
desinfektionsmetod. Efter den 25 april började man
med kloramindosering igen (Everling, maj 2005).
Doseringen av klor styrs idag med avseende på
flödet. Målet är att ligga under en under genomsnittlig klordosering som årsmedelvärde på 0,5 g klor/m3
producerat dricksvatten (Everling, maj 2004). Klordoseringen som årsmedelvärde för 1998–2003 redovisas i tabell 3.7.1.
3.7 Växjö kommun/
Sjöuddens vattenverk
Vattenproduktionen från Sjöuddens vattenverk baseras på ytvatten från Helgasjön. Distribution sker till
Växjö stad samt till de närliggande orterna Gemla,
Ingelstad, Nöbbele och Bramstorp. Totalt försörjer
verket ca 60 000 konsumenter och förbrukningen
är ca 13 000 m3/dygn under sommarperioden och
ca 14 500 m3/dygn på vintern. Beredningsprocessen
börjar med att vattnet passerar ett galler med maskstorleken 10 mm i råvattenstationen. I den sista
kammaren innan råvattenpumpen tillsätts en kritaslurry och koldioxid för att öka vattnets hårdhet och
alkalinitet samt för pH-justering. Vattnet pumpas
sedan till en blandningsränna där fällningskemikalie
tillsätts samt eventuell pH-justering med lut. Därefter rinner det dels vidare till en pulsatoranläggning
och dels till en flockningskammare och sedimenteringsbassäng. Vattnet går vidare genom snabbfilter
(filtermedia aktivt kol) för bortfiltrering av restflock
och avlägsning av lukt och smak (Driftinstruktioner
2003).
Före pulsatorn tillsätts också polymer för att förbättra flockuppbyggnaden så att flocken lättare avskiljs i pulsatorn. Ammoniumsulfat doseras till vatten
efter tre av nio snabbfilter för att binda överskottet
av klor till monokloramin (Driftinstruktioner 2003).
Vattnet förs vidare till två parallella UV-aggregat
för desinficering. Direkt efter aggregaten tillsätts
Tabell 3.7.1 Klordosering, Sjöuddens vattenverk.
År
Figur 3.7.1 Processchema, Sjöuddens vattenverk.
47
Årsmedelvärde (g Cl2/m3 )
1998
0,79
1999
0,53
2000
0,52
2001
0,45
2002
0,36
2003
0,37
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter
om dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör det enligt
ovanstående tabell innebära att det finns behov av
att vattnet genomgår 3 säkerhetsbarriärer. Vattenverket har idag 2 säkerhetsbarriärer av den anledningen att ytvattentäkten inom några år kommer att
bytas till en grundvattentäkt. Enligt tillsynsmyndigheten i Växjö bedöms också en tredje säkerhetsbarriär
ge en begränsad effekt på dricksvattnet (Everling, aug
2004).
3.7.1 Råvattenkvalitet
Råvattnet som tas på 2,1 m djup ur Helgasjön håller
en medeltemperatur kring 9,5 °C. På grund av det
begränsade djupet vid vattenintaget varierar vattentemperaturen mycket under året, från 0–22,8 °C ,
vilket innebär bland annat att vattenverket på senare år, då vattentemperaturen varit nära 0 och då
det varit en hög vattenförbrukning (vattenläckor),
fått tillfälliga problem med dålig flockseparering och
hög aluminiumrest (Everling, juni 2004).
Halten COD-Mn i råvattnet är i medeltal 9,0 mg/l
och var maximalt under perioden 1998–2002 11,8
mg/l.
Tidvis har förekomsten av mangan i råvattnet till
verket inte varit möjligt att avskilja i befintlig process (Everling, juni 2004).
Värden för koliforma bakterier och E-coli bakterier i inkommande råvatten under perioden jan
2000–aug 2004 redovisas i tabell 3.7.2. Antalet
analyser som ligger till grund för tabell 3.7.2 är 211
st för både E-coli bakterier och koliforma bakterier.
3.7.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Det utgående totala kloröverskottet från vattenverket
är som börvärde, vintertid, 0,20–0,22 mg/l och,
sommartid, 0,35–0,40 mg/l. Värdena har tagits fram
efter flera års erfarenhet hur dricksvattenkvaliteten
varierar under året (Everling, jun 2004).
Koliforma bakterier och E-coli bakterier har inte
förekommit under åren 1998–aug 2003 och 7 dygns
heterotrofa bakterier ligger kring 3 CFU/ml som
medianvärde beräknat på samma period. Heterotrofa bakterier 2d förekommer i utgående vatten vid
några tillfällen under 2000–aug 2003.
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.7.3 tagits fram. Tabellen illustrerar
dricksvattenkvaliteten då klordioxid/kloramin (klorgas och ammoniumsulfat) användes som desinfektionsmetod under 1998–feb 2001 och då UV/kloramin (natriumhypoklorit och ammoniumsulfat) användes från februari 2001 och framåt. Antalet analyser som ligger till grund för tabell 3.7.3 under perioden
Tabell 3.7.2 Mängden koliforma bakterier och E-coli
bakterier i inkommande råvatten.
Koliforma bakterier
(CFU/100 ml)
E-coli bakterier
(CFU/100 ml)
Min
<1
Max
1600
Medel
43
Median
16
Min
<1
Max
70
Medel
6
Median
4
Tabell 3.7.3 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
UV-abs Färgtal Grumlighet Andel prover
(mgPt/l) (FTU)
(254
med påvisad
nm)
mängd heterotrofa bakt 2d
1998–aug 2003
Heterotrofa
bakt. 7d
(CFU/ml)
2000–aug
2003
Min
1,4
0,03
0,0
0,00
Max
3,8
0,10
40,0
0,82
Medel
2,3
0,06
3,2
0,07
Median
2,3
0,06
3,1
0,07
3
Min
UV/kloramin
(natriumhypoklorit Max
och ammoniumMedel
sulfat)
Median
1,5
0,03
0,7
0,02
<1
2,6
0,08
7,2
0,22
2,1
0,05
2,5
0,06
2,1
0,04
2,0
0,06
Klordioxid/kloramin (klorgas och
ammoniumsulfat)
48
<1
14,8 % (1998–
jan 2001)
38,7 % (feb
2001–aug 2003)
41
7
290
15
7
Uppehållstiden på vattnet i ledningsnätet uppgår
som längst till ca 8 dygn. Det äldsta vattnet beräknas
komma till Ingelstad och Nöbbele. Medeluppehållstiden i systemet uppgår till ca 3 dygn.
Då vattenproduktionen överstiger konsumtionen
pumpas vatten till högreservoar (vattentornet) som
rymmer ca 5 000 m3 uppdelat i två kamrar.
På nätet finns idag 17 provpunkter ute på ledningsnätet som provtas från en gång per månad till
en gång varannan månad.
Problem som har uppstått med vattnet ut från
vattenverket är lukt- och smakstörningar under sensommar och höst. På några delar av ledningsnätet
finns det tidvis en tillväxt av koliforma bakterier
(Everling, jun 2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.7.2. I figuren redovisas inte provpunkter Bramstorp,
Gemla och Ingelstad då dessa provpunkter ligger
utanför ledningskartans sträckning.
1998–aug 2003 är ca 350 st för heterotrofa bakterier
2d och 7d och ca 70 st för övriga parametrar.
3.7.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Växjö har ett distributionssystem som är 42 mil långt
och sträcker sig från Växjö stad ut till samhällena
Nöbbele ca 2,5 mil söder om Växjö stad och Ingelstad ca 1,5 mil från staden (Everling, jun 2004).
Inom distributionssystemet finns 2 st tryckstegringsstation, 2 st tryckreduceringsstationer samt en
högreservoar. Den längsta ledningen är ca 1.4 mil
och går mellan Växjö-Ingelstad och är en PVC-ledning (Strandh, jun 2004).
Ledningsmaterialet i huvudledningen mellan
vattenverket och högreservoaren är huvudsakligen
betongrör. Den sekundära huvudledningen är dock
utförd i gjutjärn (Strand, jun 2004).
Figur 3.7.2 Växjös distributionssystem.
49
sjunkande totalt kloröverskott i ledningsnätet i figur
3.7.3 och 3.7.4 och efter vattnets ökande bedömda
ålder på nätet i figur 3.7.5 och 3.7.6.
I de två senare figurerna finns inte alla provpunkterna med eftersom ett fåtal av dessa inte finns med
i den AQUIS-modell som används för beräkning av
vattnets bedömda ålder.
I figur 3.7.7, 3.7.8 och 3.7.9 jämförs medianhalten
heterotrofa bakterier 7d, andelen prover på nätet som
3.7.4 Sammanställning av analysresultat
Figurerna 3.7.3–3.7.6 visar hur medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter varierar med medianhalten av det totala kloröverskottet
under 1998–jan 2001 då desinfektionsmetoden klordioxid/kloramin användes samt under feb 2001–aug
2003 då nuvarande desinfektionsmetod UV/Kloramin användes. Provpunkterna är sorterade efter
100
0,35
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
1
Ingelstad
Centrum
Öjaby
Evedal
Väster
Gemla
Kampen
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Högstorp
Sundet ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder
Öster
Norr
Sjöudden
0
Figur 3.7.3 Medianhalterna totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem
under perioden 1998–jan 2001 då klordioxid/kloramin användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är
sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
100
0,35
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,3
Totalt kloröverskott mg/l
0,25
0,2
10
0,15
0,1
0,05
Ingelstad
Högstorp
Gemla
Kampen
Öjaby
Sundet ARV
Bramstorp
Centrum
Teleborg
Evedal
Väster
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Öster
Söder
Araby
0
Sjöudden
1
Figur 3.7.4 Medianhalterna totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem
under perioden feb 2001–aug 2003 då UV/kloramin användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är
sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
50
0,35
100
0,3
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
7d
Heterotrofa
bakterier
Heterotrofa
bakterier
7d cfu/ml
CFU/ml
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
Ingelstad
Evedal
Kampen
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Sandsbro
Högstorp
Söder
Centrum
Öster
Gemla
Hovshaga
Väster
Norr
Araby
0
Sjöudden
1
Figur 3.7.5 Medianhalterna heterotrofa bakterier 7d från Växjös distributionssystem under perioden 1998–jan
2001 då klordioxid/kloramin användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter ökande
bedömd ålder på vattnet åt höger i figuren.
0,35
100
Totalt kloröverskott mg/l
0,3
0,25
0,2
10
0,15
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Heterotrofa bakt 7d CFU/ml
0,05
Ingelstad
Evedal
Kampen
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Sandsbro
Högstorp
Söder
Centrum
Öster
Gemla
Hovshaga
Väster
Araby
0
Sjöudden
1
Figur 3.7.6 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem under perioden
feb 2001–aug 2003 då UV/kloramin används som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter vattnets
bedömda ålder i ledningsnätet åt höger i figuren.
innehåller heterotrofa bakterier 2d samt det totala
kloröverskottet i nätets provtagningspunkter då klordioxid/kloramin användes som desinfektionsmetod
och då nuvarande desinfektionsmetod UV/Kloramin
användes. Provpunkterna i figur 3.7.7 och 3.7.8 är
sorterade efter medianhalterna av det totala kloröverskottet enligt figur 3.7.9.
Medianhalterna för heterotrofa bakterier 7d, totalt
kloröverskott samt andelen heterotrofa bakterier 2d
baseras på totalt ca 870 mätvärden på distributionssystemet under perioden 1998–aug 2003.
Figurerna 3.7.3–3.7.9 finns redovisade i större
format i bilaga D.
51
100
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
klordioxid/kloramin
UV/kloramin
10
Bramstorp
Ingelstad
Centrum
Öjaby
Teleborg
Evedal
Västersjukhemmet
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
Sjöudden
1
100,00%
Klordioxid/kloramin
UV/kloramin
90,00%
80,00%
70,00%
60,00%
50,00%
40,00%
30,00%
20,00%
10,00%
Bramstorp
Ingelstad
Centrum
Öjaby
Teleborg
Evedal
Väster-sjukhemmet
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
0,00%
Sjöuddens VV
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
Figur 3.7.7 Jämförelse av medianhalterna heterotrofa bakterier 7d mellan desinfektionsmetoden klordioxid/
kloramin och UV/kloramin i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Provpunkterna är sorterade efter figur 3.7.9.
Figur 3.7.8 Jämförelse av andelen prover med heterotrofa bakterier 2d i de olika provpunkterna mellan desinfektionsmetoden klor/klordioxid och UV/kloramin. Provpunkterna är sorterade efter figur 3.7.9.
Från och med februari 2001 ändrades desinfektionsmetoden.
3.7.5 Klagomålsstatistik
I figur 3.7.10 redovisas den klagomålsstatistik som
sammanställts 1998–2003. Staplarna visar det totala
antalet klagomål under resp. år samt en uppdelning
av summan på klagomål för lukt och smak, allergier och sjukdomssymtom samt missfärgat vatten.
52
0,25
klordioxid/kloramin
UV/kloramin
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,2
0,15
0,1
0,05
Bramstorp
Ingelstad
Centrum
Öjaby
Teleborg
Evedal
Väster
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
Sjöudden
0
Figur 3.7.9 Jämförelse av medianhalterna av totalt kloröverskott mellan desinfektionsmetoden klor/klordioxid
och UV/kloramin i de olika provpunkterna på ledningsnätet.
30
Summa klagomål
Lukt och smak
Allergier och sjukdomssymptom
25
Missfärgat vatten
20
15
10
5
20
03
20
02
20
01
20
00
19
99
19
98
0
Figur 3.7.10 Klagomålsstatistik.
bakterier 7d ut från vattenverket (se tabell 3.7.3).
Dock har medianhalten heterotrofa bakterier 7d
sjunkit marginellt i majoriteten av provpunkterna på
ledningsnätet trots ett minskat kloröverskott (figur
3.7.7). Andelen analyser i de olika provpunkterna där
man detekterat heterotrofa bakterier 2d har ökat i 13
av 17 provpunkter efter bytet av desinfektionsmetod.
Under lång tid har det funnits ett läckage av aktivt
kol från vattenverkverkets filter. Det aktiva kolet kan
agera ”gömställen” för bakterier då vattnet passerar
3.7.6 Diskussion
Sjöuddens vattenverk har under perioden 1998–2002
stadigt sänkt sin klordosering på utgående dricksvatten från 0,76 g/m3 till 0,37 g/m3 (se tabell 3.7.1).
Detta beror delvis på det byte av desinfektionsmetod
som skedde under början av 2001 då UV-desinfektion ersatte klordioxid.
Bytet av slutdesinfektionsmetod har inneburit en
ökad mängd heterotrofa bakterier 2d och heterotrofa
53
UV-desinfektionen. Dessa bakterier som tidigare avdödades med klordioxid kan idag få möjlighet att
tillväxa i efterföljande lågreservoar. Detta kan vara
en eventuell förklaring till de ökade halterna av
heterotrofa bakterier 2d och heterotrofa bakterier
7d i vattnet ut från vattenverket efter bytet till UVdesinfektion februari 2001.
Andelen klagomål efter bytet av desinfektionsmetod har minskat marginellt (se figur 3.7.10). Om
minskningen beror på själva bytet är oklart.
Då medianhalten heterotrofa bakterier 7d jämförs
med sjunkande kloröverskott och ökande bedömd
ålder för vattnet i nätet går det att konstatera att den
tidigare desinfektionsmetoden med klordioxid/kloramin enbart innebar en ökande trend för heterotrofa bakterier 7d ju lägre kloröverskottet var och ju
längre den bedömda ålder på vattnet är (se figur 3.7.3
och 3.7.5). Med den nya desinfektionsmetoden UV/
kloramin går det att konstatera en tendens till sänkning av medianhalten heterotrofa bakterier 7d i den
provpunkt som ligger längst ut på ledningsnätet
(Ingelstad) där kloröverskottet är lågt och där den
bedömda ålder för vattnet är hög (se figur 3.7.4 och
3.7.6). Värt att kommentera är att mätvärdena i provpunkten Ingelstad troligtvis borde vara högre eftersom desinfektion med UV installerades i Ingelstad
under 2002 och sänker därför den totala medianhalten heterotrofa bakterier 7d. Det bedöms alltså
inte finnas tendenser till samband med hypotesen
enligt figur 1.3.1 och dricksvattnet ute på distributionsnät till Sjöuddens VV i varken den tidigare eller
nuvarande slutdesinfektionsmetoden.
Installationen av UV-desinfektion i Ingelstad har
inneburit en förbättring av vattenkvaliteten ur ett
mikrobiellt hänseende. Från Ingelstad har ytterligare
förlängning ledningsnätet byggts ut till Nöbbele. På
grund av UV-desinfektionen i Ingelstad har man
här inte heller fått problem med bakteriell tillväxt.
Ett sjunkande kloröverskott överensstämmer inte
med den bedömda åldern på vattnet på Växjö ledningsnät (se figur 3.7.5 och 3.7.6). Detta tyder på
att fler faktorer än åldern på vattnet påverkar kloröverskottet i ett ledningsnät. Det visar också på svårigheten att göra korrekta uppskattningar av vattnets
ålder på distributionssystemet.
Orsaken till att doseringen av kloramin togs bort
under två månader 2002 var att kommunen ville
undersöka om kloraminen enbart gav en skenbar desinficerande effekt på distributionsnätet. Anledningen
till att man började desinficera med kloraminen
igen efter så kort tid som 2 månader berodde på
att antalet heterotrofa bakterier 2d ökade i utgående
vatten.
Då mätvärdena för heterotrofa bakterier 2d studeras ute på nätet mellan den 17 feb–25 april 2002
går det inte att se en tendens till ökning i någon av
provpunkterna. Även antalet heterotrofa bakterier
7d ökar inte i distributionsnätet under perioden.
Då det totala kloröverskottet är över 0,1 mg/l i
Växjös ledningsnät ligger alla provpunkter under
gränsen 10 CFU/ml för medianhalten heterotrofa
bakterier 7d. Då det totala kloröverskottet understiger 0,1 mg/l ligger 9 av 10 provpunkter över gränsen 10 CFU/ml för medianhalten heterotrofa bakterier
7d (se figur 3.7.3). Detta visar på att kloröverskottet
har en begränsande effekt på tillväxten av heterotrofa bakterier 7d.
3.8 Örebro kommun/
Skråmsta vattenverk
Vattenproduktionen från Skråmsta vattenverk baseras på ytvatten från botten av Svartån. Totalt försörjer verket ca 105 000 konsumenter och förbrukning är ca 1 320 70 00 m3/år (2003) eller 36 200
m3/dygn (Tell, sep 2004).
Reningsprocessen börjar med att vattnet passerar
en kemfällning bestående av fyra linjer med flockningsbassänger (märkt bassängsal i figur 3.8.1) samt
efterföljande sedimentering och sandfiltrering. Därefter pumpas vattnet ut till de tre infiltrationsområdena i Birsta, Jägarbacken, och Eker. Vattnet går
sedan från uttagsbrunnarna in till verket. Det vatten
som kommer från Eker innehåller järn och måste
därför behandlas med luftning och efterföljande filtrering innan mellanreservoaren. Vattnet från Birsta
och Jägarbacken går direkt till reservoaren. I mellanreservoaren sker doseringen av natriumhypoklorit.
Vattnet alkaliseras och pH-justeras med släckt kalk
innan det pumpas till lågreservoaren. (se en översiktlig processbild i figur 3.8.1) (Tell, sep 2004).
Doseringen av natriumhypoklorit styrs idag med
avseende på det totala kloröverskottet i utgående
dricksvatten Förbrukningen som årsmedelvärde för
1998–2003 redovisas i tabell 3.8.1 (Tell, sep 2004).
54
E
Figur 3.8.1 Översiktligt processchema, Skråmsta vattenverk.
Tabell 3.8.1 Klordosering, Skråmsta vattenverk.
År
Tabell 3.8.2 Mängden koliforma bakterier och E-coli
bakterier i inkommande råvatten från Svartån.
Årsmedelvärde (g Cl2/m3 )
1998
0,67
1999
0,76
2000
0,66
2001
0,74
2002
0,64
2003
0,69
Koliforma bakterier
(CFU/100 ml)
E-coli bakterier
(CFU/100 ml)
Min
8
Max
9200
Medel
450
Median
168
Min
4
Max
5400
Medel
111
Median
34
enligt tabell 3.8.2 innebära att det finns behov av 3
säkerhetsbarriärer innan ett dricksvatten av god kvalitet uppnås. Enligt personal på Skråmsta vattenverk
består reningsprocessen idag av 3 st säkerhetsbarriärer i form av den kemiska fällningen, konstgjord
infiltration och dosering av natriumhypoklorit om
råvattnet anses vara ett ytvatten från Svartån. Om
råvattnet anses vara ett grundvatten från infiltrationsområdena Birsta, Eker och Jägarbacken genomgår vattnet 1 mikrobiologisk säkerhetsbarriär i form
av doseringen av natriumhypoklorit (Tell, sep 2004).
Det pågår idag en diskussion om råvattnet ska vara
en ett konstgjort grundvatten eller ett ytvatten från
Svartån.
3.8.1 Råvattenkvalitet
Råvattnet från Svartån har medeltemperaturen 8,1 °C.
Vattnets temperatur varierar över året mellan –0,6–
21,6 °C (värden från 1995–juli 2004).
Medelvärdet av COD-Mn i råvattnet är 17 mg/l
under perioden 1998–aug 2004 och var maximalt
under samma period 32 mg/l.
Värden för koliforma bakterier, E-coli bakterier
och heterotrofa bakterier 2d i inkommande råvatten
under perioden 1995–juli 2004 redovisas i tabell
3.8.2. Antalet analyser som ligger till grund för
tabell 3.8.2 är 110 st.
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter för dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör det
55
På nätet finns idag ca 30 provpunkter ute på ledningsnätet som provtas från en gång per månad till
en gång varannan månad (Sjöström, sep 2004).
Några återkommande problem med vattnet på
ledningsnätet har inte förekommit (Sjöström, sep
2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.8.2 och 3.8.3. Till figurerna finns också tabell
3.8.4 som namnger varje provpunkt.
3.8.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Det utgående totala kloröverskottet från vattenverket
är som börvärde 0,20–0,25 mg/l. Börvärdet har
tagits fram efter erfarenhet hur dricksvattenkvaliteten varierar under året (Tell, sep 2004).
Heterotrofa bakterier 7 d har medianvärdet 1
CFU/ml beräknat på perioden 1998–juli 2004. 2
dygns heterotrofa bakterier förekommer i utgående
vatten vid ett fåtal tillfällen under 1998–juli 2004.
Koliforma bakterier har inte förekommit i utgående
vatten under åren 1998–juli 2004
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.8.3 tagits fram. Tabellen illustrerar dricksvattenkvaliteten under perioden 1998–jul
2004 och baseras på ca 430 värden för COD-Mn,
heterotrofa bakterier 2d och 7d samt ca 1600 värden
för färgtal.
Tabell 3.8.4 Provpunkter på distributionsnätet.
Nr
3.8.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Skråmsta VV har ett distributionssystem på 60 mil
som sträcker sig från Örebro stad ut till kringliggande
samhällen (se figur 3.8.2 och 3.8.3) (Sjöström, sep
2004).
Inom distributionssystemet finns 9 st tryckstegringsstation, 1 st tryckreduceringsstation samt 2 st
högreservoarer. Högreservoaren (Svampen) rymmer
9 000 m3 (Sjöström, sep 2004).
Ledningsmaterial i huvudledningarna består av
betong- och gjutjärnsledningar (Sjöström, sep 2004).
Uppehållstiden för vattnet i ledningsnätet uppgår
till ca 15–18 timmar som medelvärde. Det äldsta
vattnet kommer till Örebros kransorter och är då
2–3 dygn (Sjöström, sep 2004).
Namn
Nr
Namn
3 Svampen
16B Ervalla kyrkby
skola
4 Glomman servus
16C Avdala pumpst.
5 Mosås pumpst.
17B Lanna mätst.
6 Brickebacken
barnst.
18C Torpängens
tryckst.
7 Ormesta slakteri
30 Hidingsta
Banvallsg.
8 Universitetssjukhus kök
33 Almbro klorst.
9B Mätst.
Glanshammarv.
33B B.Atle avfallsverk
10 Wasa konditori
34 Pilängens tryckst.
11 Baronbacken
centr.
35 Örebro-Bofors
flygpl.
11B V:a Mark barnst.
36 Ekeby-Almby
tryckst.
12 Mellringe skola
37 Ekeby-Almby
pumpst.
13 Lundby barnst.
52 Latorp tryckst.
14 Lillån tennishall
53 Garphyttan dagis
15 Hovsta centrum
54 Garphyttan
högres.
Tabell 3.8.3 Dricksvattenkvalitet.
Klorering med
natriumhypoklorit
COD-Mn
(mg/l)
Färgtal
(mgPt/l)
Min
<1
2,5
Max
2,8
5,0
Medel
1,2
2,5
Median
1,3
2,5
Heterotrofa bakt 7d
Antal prover med påvisad
mängd heterotrofa bakt 2d 20 °C 1998–juli 2004
20 °C 1998–2004
<1
3,7 %
400
2
1
56
Figur 3.8.2
Centrala
distributionssystemet till
Skråmsta VV.
Mot provpunkterna
16B Ervalla kyrkby skola
16C Avdala pumpst.
Figur 3.8.3
Provtagningspunkter i
omkringliggande
platser till
distributionssystemet
tillhörande
Skråmsta
vattenverk.
57
1000
0,35
7d Heterotrofa bakterier CFU/ml
0,3
0,25
100
0,2
0,15
10
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier (CFU/ml)
Totalt kloröverskott mg/l
0,05
0
52
11
B
Va
La tten
to ve
V: rps rke
a
try t
15 Mar cks
3
t.
H k
8. 0 H ov bar
Un idi sta ns
ive ngs c t.
rsi ta ent
te
B ru
11 tssj anv m
B uk a
18 aro hus llsg.
n
C
e
To bac t kö
rp ke k
än n
ge ce
ns ntr
try .
ck
9B 7
s
3
.
M Or .S t.
äts m va
e
t. G st mp
lan a sl en
s a
10 ham kter
i
W
a ma
13 sa rv.
k
Lu on
14 ndb dito
Lil y b ri
53 lån ar
n
G
ar tenn st.
p
4.G hyt isha
lom tan ll
d
12 me agis
M n se
ell
r rv
6.B 17B inge us
L
r
i
c
a
16 ke n sko
la
n
B
Er bac a m
k
v
36 alla en ätst.
Ek ky bar
eb rk ns
y- by t.
34 Alm sko
l
Pi by
län try a
ge ck
33 ns t st.
r
33 Alm yck
B
b s
5. At ro k t.
M le a lo
o
rs
54 sås vfall t.
G pu sve
ar m
p
p rk
1 hy sta
37 6C ttan tion
Ek Av hö
da gr
e
35 by-A la p es.
Ö lm um
re
b
br y p pst.
oBo ump
s
fo
rs t.
fly
gp
l.
1
Figur 3.8.4 Totalt kloröverskott och 7d heterotrofa bakterier från Skråmsta distributionssystem under perioden
1998–juli 2004.
Tabell 3.8.6 Distributionsområdet Västerut.
3.8.4 Sammanställning av analysresultat
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
I figur 3.8.4 har medianvärdena för heterotrofa bakterier 7d och totalt kloröverskott jämförts mellan åren
1998–aug 2004.
Vattnets bedömda ålder är svår att redovisa gemensamt för hela distributionssystemet. Därför har
medianhalterna för heterotrofa bakterier 7d i provpunkterna sorterats efter åldern på vattnets i de olika
distributionsområdena som finns i ledningssystemet.
Vattnets ålder redovisas i tabell 3.8.5–3.8.10. Den
bedömda åldern på vattnet har tagits fram utifrån
intervju med personal på Örebro kommun.
Alla nedanstående resultat på nätet baseras på
totalt ca 1 800 mätvärden. Mätvärdena ut från verket
baseras på 430 värden under samma tidsperiod. Figuren 3.8.4 finns redovisad i större format i bilaga E.
18C Torpängens tryckst.
5
52 Latorps tryckst.
5
17B Lanna mätst.
9
53 Garphyttan dagis
10
54 Garphyttan högres.
50
Tabell 3.8.7 Distributionsområdet Österut.
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
7 Ormesta slakteri
36 Ekeby-Almby tryckst.
20
37 Ekeby-Almby pumpst.
60
Tabell 3.8.8 Distributionsområdet Sydost.
Tabell 3.8.5 Distributionsområdet Centrum.
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
Vattenverket
1
10 Wasa konditori
6
8 Universitetssjukhuset kök
4
11 B V:a Mark barnst.
2
12 Mellringe skola
7
11 Baronbacken centr.
3
13 Lundby barnst.
6
7
4 Glomman servus
58
6
6 Brickebacken barnst.
10
33B Atle avfallsverk
20
33 Almbro klorst.
20
30 Hidingsta Banvallsg.
20
5 Mosås pumpstation
40
Tabell 3.8.9 Distributionsområdet Norr.
3.8.6 Diskussion
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
3 Svampen
Skråmsta vattenverk har under perioden 1998–2003
haft en relativt konstant klordosering med 0,64–
0,76 g/m3 som årsmedelvärden.
Tendensen är att ett sjunkande totalt kloröverskott genererar en ökande halt heterotrofa bakterier
7d då medianhalten heterotrofa bakterier 7d jämförs
med sjunkande kloröverskott i nätet under perioden
1998–aug 2004 (se figur 3.8.4). Det totala kloröverskottet är som väntat högst vid Skråmsta vattenverk
och klingar sedan av längre ut.
Enligt tabellerna 3.8.5–3.8.10 finns en tendens
till ökande medianhalter heterotrofa bakterier 7d då
vattnets bedömda ålder ökar. Undantag där vatten
med hög ålder har relativt låga medianhalter heterotrofa bakterier 7d finns dock representerade. Orsaken
till detta beror på att stödklorering utförs samt regelbundna spolningar av vissa avsnitt ute på distributionsnätet.
I provpunkten ”18C Torpängens tryckstegringsstation” doseras natriumhypoklorit i syfte att öka
kvaliteten på vattnet hos konsumenterna vid provpunkterna 52 Latorps tryckstegringsstation, 53
Garphyttans dagis och 54 Garphyttans högreservoar.
Klordoseringen genererar ett högt totalt kloröverskott
i framförallt 52 Latorps tryckstegringsstation (se
10
3
9B Mätst. Glanshammarv.
14 Lillån tennishall
10
15 Hovsta centrum
2
16B Ervalla kyrk by skola
20
16C Avdala pumpst.
60
Tabell 3.8.10 Distributionssystemet Sydväst.
Heterotrofa bakterier
7d (CFU/ml)
34 Pilängens tryckst.
35 Örebro-Bofors flygpl.
50
170
3.8.5 Klagomålsstatistik
I figur 3.8.5 redovisas den klagomålsstatistik som
sammanställts 1996–1999. Staplarna redovisar det
totala antalet klagomål under respektive år samt en
uppdelning av summan på klagomål för färg, smak,
grumlighet, lukt, klor, kalkutfällningar och Fe- samt
Mn-utfällningar.
60
färg
smak
grumlighet
50
lukt
klor
kalkutfällningar
Fe, Mn utfällningar
40
Antal klagomål
summa
30
20
10
Figur 3.8.5 Klagomålsstatistik.
59
99
19
98
19
97
19
19
96
0
figur 3.8.4) samt låga medianhalter av heterotrofa
bakterier 7d i framförallt provpunkterna 18C Torpängens tryckstegringsstation, 52 Latorps tryckstegringsstation och 53 Garphyttans dagis (se tabell 3.8.5).
I provpunkten 33 Almbro klorst.doseras också
natriumhypoklorit för att öka kvaliteten på vattnet
till konsumenter runt provpunkten 30 Hidingsta.
Samtidigt spolas de två provpunkterna 1 gång/dygn.
Provpunkterna 37 Ekeby-Almby pumpstation,
16C Avdala pumpst. och 35 Örebro Bofors flygplats
spolas 1 gång/dygn för att tillväxt av heterotrofa
bakterier 7d inte ska ske.
Det finns inga tendenser till samband med hypotesen enligt figur 1.3.1 och dricksvattnet ute på distributionsnät till Skråmsta vattenverk enligt figurerna
i resultatdelen. Endast en högre halt av heterotrofa
bakterier 7d fås ju lägre det totala kloröverskottet
och ju äldre vattnet blir.
Under perioden 1996–1999 har antalet klagomål/
år varit relativt konstant.
flockar avskiljs i efterföljande snabbfilter. Vattnet
desinficeras med natriumhypoklorit så att ett kloröverskott på 0,3–0,35 mg/l fås i utgående dricksvatten. Ett översiktligt processchema visas i figur
3.9.1 (Dahlsten, sep 2004).
Mellan 1988–2004 har beredningsprocessen varit
densamma förutom att slutdesinfektionen har förändrats vid 2 tillfällen. Mellan 1988–1993 doserades
klorgas tillsammans med ammoniumsulfat och bildade därmed kloramin i utgående dricksvatten. 1994
avvecklades ammoniumsulfaten och enbart klorgas
doserades fram till 1998 då natriumhypoklorit började användas. Vid bytet mellan klorgas och natriumhypoklorit skedde ingen pH-förändring på vattnet
(Dahlsten, sep 2004).
Klordoseringen från 1988 fram till idag har som
årsmedelvärde varit 0,4–0,5 g/m3 under den kallare
delen av året och 0,5–0,6 g/m3 under den varmare
delen. Dosering av klor styrs med avseende på kloröverskottet i utgående vatten (Dahlsten, sep 2004).
3.9.1 Råvattenkvalitet
3.9 Östersunds kommun/
Minnesgärdets vattenverk
Råvattnet som tas från 35 m djup i Storsjön håller
en medeltemperatur på 5,9 °C under perioden 1988–
2002. Under samma period har temperaturen på
råvattnet varierat mellan 0,5–15 °C .
Halten COD-Mn i råvattnet var i medeltal 3 mg/l
under perioden 1988–2002 och har varierat mellan
0–6,1 mg/l under samma period.
Värden för koliforma bakterier och E-coli bakterier i inkommande råvatten under perioden 1988–
2002 redovisas i tabell 3.9.1.
Antalet analyser som ligger till grund för tabell
3.9.1 är ca 640 st.
Vattenproduktionen från Minnesgärdets vattenverk
baseras på ytvatten från Storsjön. Distribution sker
till Östersund stad samt till de närliggande platserna
Frösön och Brunflo. Verket har en produktionskapaciteten på 42 000 m3/dygn (Dahlsten, sep 2004).
Den normala produktionen är ca 15 000 m3/dygn.
Ca 50 000 personer är anslutna till verket.
Råvattnet alkaliseras genom tillsats av kalk och
koldioxid i inkommande pumpstation. Därefter
oxideras föroreningar i vattnet med ozon. Bildade
Figur 3.9.1 Översiktligt processchema, Minnesgärdets vattenverk.
60
E-coli bakterier har inte förekommit i utgående
dricksvatten inte under åren 1988–2002.
Antalet analyser som ligger till grund för tabell
3.9.2 är för COD-Mn 54 st mellan 1988–1993 och
191 st mellan 1994–2002, för färgtal 54 st mellan
1988–1993 och 197 st mellan 1994–2002, för andel
prover med påvisad halt heterotrofa bakt. 2d 220 st
mellan 1988–1993 och 449 st mellan 1994–2002,
för andel prover med påvisad halt koliforma bakterier
219 st mellan 1988–1993 och 449 st mellan 1994–
2002 och för heterotrofa bakt. 7d 206 st mellan
1988–1993 och 443 st mellan 1994–2002.
Tabell 3.9.1 Mängden koliforma bakterier och E-coli
bakterier i inkommande råvatten.
Koliforma bakterier
(CFU/100 ml)
E-coli bakterier
(CFU/100 ml)
Min
<1
Max
10000
Medel
37
Median
5
Min
<1
Max
111
3
Medel
Median
<1
Enligt vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter
för dricksvatten (SLVFS 2001:30) bör det enligt
tabell 3.9.1 innebära att det finns behov av 1–2 säkerhetsbarriärer innan ett dricksvatten av god kvalitet
uppnås. Med den ozonbehandling och desinfektion
med natriumhypoklorit som finns idag har verket 2
säkerhetsbarriärer.
3.9.3 Distributionssystemet samt
problem på systemet
Minnesgärdets VV har ett distributionssystem som
är 32 mil långt och innehåller 10 reservoarer samt
ca 15 tryckstegringsstationer (Jonsson, sep 2004).
På nätet finns idag 16 provpunkter som provtas från en gång per månad till en gång varannan
månad.
Vid ett tillfälle har problem med tillväxt av heterotrofa bakterier 7d uppkommit vid Eriksbergs reservoar. Troligtvis har brott på en ledning varit en av
orsakerna till det uppkomna problemet (Jonsson, sep
2004).
En översikt av distributionsnätet redovisas i figur
3.9.2.
3.9.2 Utgående dricksvattenkvalitet
från vattenverket
Det utgående totala kloröverskottet från vattenverket
är som börvärde 0,3–0,35 mg/l. Värdena har tagits
fram efter flera års erfarenhet hur dricksvattenkvaliteten varierar under året (Dahlsten, sep 2004).
För att åskådliggöra dricksvattenkvaliteten ut från
verket har tabell 3.9.2 tagits fram. Tabellen illustrerar
en jämförelse av kvaliteten på vattnet då kloramin
användes som desinfektionsmetod under 1988–1993,
då klorgas och natriumhypoklorit användes 1994
och framåt.
Tabell 3.9.2 Dricksvattenkvalitet.
COD-Mn
(mg/l)
Kloramin
1988–1993
Klorgas och
natriumhypoklorit 1994–
2002
Färgtal
Antal prover med
(mgPt/l) påvisad mängd
heterotrofa bakt 2d
20 °C 1988–2002
Andel prover med
påvisad halt koliforma bakterier
35 °C 1988–2002
Heterotrofa
bakt 7d 20 °C
1988–juli
2002
Min
<1
<5
<1
Max
4,0
15
Medel
2,0
<5
Median
2,0
5
Min
<1
<5
<1
Max
3,6
20
5200
Medel
2,0
<5
Median
2,0
<5
18,6 %
0,9 %
430
15
2
20,7 %
1,8 %
60
5
61
Figur 3.9.2 Minnesgärdets distributionssystem.
under 1988–1993 då kloramin användes, 1994–
2002 nuvarande desinfektionsmetod med klor användes. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande
totalt kloröverskott i ledningsnätet åt höger i diagrammet.
3.9.4 Sammanställning av analysresultat
Figurerna 3.9.3–3.9.4 visar hur medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter varierar med medianhalten av det totala kloröverskottet
0,35
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
Totalt kloröverskott mg/l
0,3
0,25
100
0,2
0,15
10
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
1000
0,05
0
Va
tte
nv
er
Fa
ke
br
t
iks
ga
Fr
tan
ös
öd
2M
äs
al
Te
ter
xa
b
co
ag
Rå
ar
na
dh
us
ga
tan
To
rv
all
a
re
se
Ro
rv
se
oa
nh
r
ill
re
se
rvo
ar
Va
lla
sk
ola
n
Jä
ga
Er
r
g
iks
år
de
be
n
rg
re
se
rvo
Va
m
ar
sta
re
se
rvo
ar
OK
Br
un
flo
Rå
dh
us
et
Lu
gn
Ri
vik
se
re
se
rvo
ar
Kv
ar
Fr
ns
ös
ve
öZ
dt
oo
ryc
ks
teg
rin
g
1
Figur 3.9.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från under perioden 1988–1993 då kloramin användes
som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
62
I figur 3.9.5 jämförs medianhalten heterotrofa bakterier 7d i nätets provtagningspunkter då de olika
slutdesinfektionsmetoderna användes. Provpunkterna
är sorterade efter vattnets bedömda ålder i leningsnätet och ökar åt höger i figuren. Åldern på vattnet
har tagits fram utifrån intervju med personal på
Östersunds kommun.
I figur 3.9.6 görs samma jämförelse med andelen
prover i punkterna som innehåller heterotrofa bakterier 2d.
1000
0,35
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Totalt kloröverskott mg/l
0,3
0,25
100
0,2
0,15
10
0,1
Totalt kloröverskott (mg/l)
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
0,05
1
re
se
rvo
ar
Fr
ös
öZ
oo
Lu
gn
vik
Va
m
sta
Fr
ös
öd
al
Va
lla
sk
ola
n
La
To
sa
rv
re
all
tte
a
t
re
se
rv
oa
r
Jä
ga
Er
rg
iks
år
be
de
rg
n
re
se
rvo
ar
OK
Ro
Br
se
un
nh
flo
ill
re
se
rvo
Kv
ar
ar
ns
R
åd
ve
dt
hu
ryc
se
t
ks
teg
rin
Ri
g
se
re
se
rvo
ar
Fa
br
iks
ga
tan
Va
tte
nv
2er
M
ke
Te
äs
t
xa
ter
co
ba
Rå
ga
rn
dh
a
us
ga
tan
0
Figur 3.9.4 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från under perioden 1994–2002 då klor användes
som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
1000
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
100
10
Fr
ös
öd
al
Rå
Ro
dh
se
us
nh
et
ill
re
se
rvo
ar
La
sa
re
tte
t
To
Lu
rv
g
nv
all
ik
a
re
se
rv
oa
r
Jä
g
Er
ar
gå
iks
rd
be
en
rg
re
se
rvo
ar
Va
lla
sk
ola
Ri
Kv
se
n
ar
re
ns
se
ve
rvo
dt
ar
ryc
ks
teg
rin
g
Fr
ös
öZ
oo
OK
Va
Br
un
m
sta
flo
re
se
rvo
ar
Fa
br
iks
ga
tan
Va
tte
nv
2er
M
ke
Te
äs
t
xa
ter
co
ba
ga
Rå
rn
dh
a
us
ga
tan
1
Figur 3.9.5 Jämförelse av medianhalterna heterotrofa bakterier 7d mellan de olika desinfektionsmetoderna i de
olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda ålder ökar åt höger i figuren.
63
Figurerna 3.9.3–3.9.7 finns redovisade i större format
i bilaga F.
0,7
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
Fr
ös
öd
al
Rå
Ro
dh
se
us
nh
et
ill
re
se
rvo
ar
La
sa
re
tte
t
To
Lu
rv
gn
all
vik
a
re
se
rv
oa
r
Jä
g
Er
ar
gå
iks
rd
be
en
rg
re
se
rvo
ar
Va
lla
sk
ola
Ri
Kv
se
n
ar
r
ns
es
ve
er
vo
dt
ryc
ar
ks
teg
rin
g
Fr
ös
öZ
oo
OK
Va
Br
un
m
sta
flo
re
se
rvo
ar
Va
tte
nv
2er
M
ke
Te
äs
t
xa
ter
co
ba
ga
Rå
rn
dh
a
us
ga
tan
0
Fa
br
iks
ga
tan
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
I figur 3.9.7 jämförs sedan det totala kloröverskottet i
provpunkterna. Även i detta fall ökar den bedömda
ålder på vattnet åt höger i figuren.
Antalet prover som tjänat som underlag för figurerna har varit ca 850 prover under perioden 1988–
1993 och ca 1700 prover under 1994–2002.
Figur 3.9.6 Jämförelse av andelen prover med heterotrofa bakterier 2d mellan de olika desinfektionsmetoderna
i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda ålder ökar åt höger i figuren.
0,35
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
Totalt kloröverkott (mg/l)
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
Fr
ös
öd
al
Rå
Ro
dh
se
us
nh
et
ill
re
se
rvo
ar
La
sa
re
tte
t
To
Lu
rv
gn
all
vik
a
re
se
rv
oa
r
Jä
ga
Er
rg
iks
å
rd
be
en
rg
re
se
rvo
ar
Va
lla
sk
ola
Ri
Kv
se
n
ar
re
ns
se
ve
r
vo
dt
ryc
ar
ks
teg
rin
g
Fr
ös
öZ
oo
OK
Va
Br
un
m
sta
flo
re
se
rvo
ar
Fa
br
iks
ga
tan
Va
tte
nv
2er
M
ke
Te
äs
t
xa
ter
co
ba
ga
Rå
rn
dh
a
us
ga
tan
0
Figur 3.9.7 Jämförelse av medianhalterna av det totala kloröverskottet mellan de olika desinfektionsmetoderna
i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda ålder ökar åt höger i figuren.
64
klor. De provpunkter där det finns ett totalt kloröverskott med båda metoderna är överskottet högre med
klor än med kloramin (se figur 3.9.6).
Medianhalterna heterotrofa bakterier 7d är lägre
med klor i de 5 provpunkterna med yngst vatten. I
majoriteten av övriga punkter är medianhalterna lägre
då vattnet behandlats med kloramin än då vattnet
behandlats med klor (se figur 3.9.6).
Andelen prover med detekterbara halter av heterotrofa bakterier 2d är i majoriteten av provpunkterna
lägre så vattnet behandlats med kloramin. Dessutom
varierar inte andelen lika mycket i de olika provpunkterna med kloramin.
3.9.5 Diskussion
Minnesgärdets vattenverk har under perioden 1988–
2002 haft en klordosering som slutdesinfektion som
varit relativt konstant på årsmedelvärdet 0,4–0,5
g/m 3 under den kallare delen av året och 0,5–0,6
g/m3 under den varmare delen
I de 4 provpunkterna med högst kloröverskott i
Minnesgärdets distributionssystem fås en låg medianhalt heterotrofa bakterier 7d. I övrigt skiftar medianhalterna heterotrofa bakterier 7d relativt oberoende
av det totala kloröverskottet i nätet (se figur 3.9.3
och 3.9.4). De 4 provpunkterna med yngst vatten
har också låga medianhalter heterotrofa bakterier 7d.
I övrigt skiftar även i detta fall medianhalterna
oberoende av vattnets ålder (se figur 3.9.5). Att jämföra figur 3.9.3–3.9.5 med hypotesen i figur 1.3.1
är av dessa orsaker svåra att genomföra. Orsaken till
de skiftande halterna på nätet är inte klarlagda, men
en förklaring skulle kunna vara de många reservoarer
på nätet som troligtvis skapar stora variationer på
vattnets ålder under dygnet.
Vid jämförelser mellan de olika desinfektionsmetoderna kan man konstatera att ett detekterbart
kloröverskott finns i fler provpunkter då vattnet behandlas med kloramin än då vattnet behandlas med
3.10 Jämförelser mellan
vattenverken
För att jämföra de 14 studerade vattenverkens desinfektionseffekt har ett antal diagram tagits fram. Dessa
redovisas i figur 3.10.1–3.10.5 samt i tabell 3.10.2. I
figurerna har fördelningen av antalet heterotrofa
bakterier 7d på distributionsnäten i respektive vattenverk redovisats. Alla prover på näten har medtagits
Tabell 3.10.1 Vattenverkens desinfektionsmetoder som ingår i jämförelserna.
Kommun / Vattenverk
Desinfektionsmetod
Borås kommun / Sjöbo vattenverk
Förklorering och efterklorering med natriumhypoklorit
Göteborgs VA-verk / Lackarebäck
Blandning av klor och klordioxid
Karlshamns kommun /Långasjön vattenverk
UV-desinfektion
Karlskrona kommun
/Karlskrona vattenverk
Mellanklorering med en blandning av klor och klordioxid samt slutklorering med klorgas (liten dosering
av ammoniumsulfat för bildning av kloramin)
Endast liten del av klor ombildas till kloramin
Kinda kommun / Rimforsa vattenverk
Natriumhypoklorit
Kiruna kommun / Toullovara vattenverk
Kloramin (klorgas och ammoniak)
Laxå kommun / Laxå vattenverk
UV-desinfektion och kloramin
Lycksele kommun / Lycksele vattenverk
UV-desinfektion
Norrvatten / Görvälns vattenverk
Kloramin (klorgas och ammoniumsulfat)
Sydkraft Norrköping / Borgs vattenverk
Kloramin
Sotenäs kommun / Dale vattenverk
Förklorering med klorgas eller klordioxid
Växjö kommun / Sjöuddens vattenverk 1
Klordioxid/kloramin
Växjö kommun / Sjöuddens vattenverk 2
UV/kloramin
Örebro kommun / Skråmsta vattenverk
Natriumhypoklorit
Östersund kommun / Minnesgärdets vattenverk 1
Kloramin
Östersund kommun / Minnesgärdets vattenverk 2
Klorering (klorgas och senare natriumhypoklorit)
65
i fördelningen och dessa har delats in i följande kategorier av antalet heterotrofa bakterier 7d: <1 CFU/ml,
1–10 CFU/ml, 11–100 CFU/ml, 101–1000 CFU/ml,
1 001–10 000 CFU/ml, 10 001–100 000 CFU/ml.
Andelen prover som ligger inom varje kategori har
sedan redovisats i figurerna. Figurerna 3.10.1–3.10.5
samt tabell 3.10.2 finns redovisade i större format i
bilaga G.
Vattenverkens desinfektionsmetoder som ingår i
jämförelserna finns redovisade i tabell 3.10.1 ovan.
I figur 3.10.1 har vattenverken delats in med avseende på produktionsmängden vatten för varje verk.
Jämförelser mellan de olika desinfektionsmetoderna
har sedan genomförts inom olika produktionsintervall för vattenverken. Produktionsmängden för verken
ökar åt höger i diagrammet.
I produktionsstorleksgrupp (2 000–10 000 m3/
dygn) (se figur 3.10.1) är den största andelen med
låga halter heterotrofa bakterier 7d mest dominerande i Lycksele och Karlshamn. Båda vattenverken
använder sig av UV-ljus som slutdesinfektion. Sotenäs
med sin förklorering med klorgas eller klordioxid
samt efterföljande slutdesinfektion med klordioxid
har störst andel höga halter heterotrofa bakterier 7d
på ledningsnätet.
I produktionsstorleksgruppen 10 000 – 20 000
m3/dygn har Sjöuddens vattenverk i Växjö med
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
Produktionsmängd
(m³/dygn)
450
100%
1200
4 500-7 000
3 000-3 500
8 000
9 300
UV-ljus/kloramin som slutdesinfektionsmetod lägsta
tillväxt av heterotrofa bakterier 7d ute på ledningsnätet. Karlskrona med mellanklorering bestående av
klor/klordioxid samt en slutdesinfektion med kloramin har största andel av de högre halterna heterotrofa bakterier 7d på ledningsnätet.
Då nästa storleksgrupp studeras (20 000–40 000
3
m /dygn) går det att konstatera att vattenverket i
Norrköping med kloramin som slutdesinfektion har
den största andelen med låga halter heterotrofa bakterier 7d. Sämst resultat på ledningsnätet fås med
vattenverket i Borås där förklorering och slutdesinfektion sker med natriumhypoklorit.
I produktionsgruppen med 90 000–115 000 m3/
dygn har jämförelsen mellan Lackarebäcks vattenverk
i Göteborg och Görvälns vattenverk (Norrvatten)
genomförts. Fördelningen av låga och höga halter
av heterotrofa bakterier 7d ute på ledningsnäten är
likvärdiga på verkens distributionssystem. Möjligtvis är spridningen av halterna något högre i Göteborg
vilket då skulle tala för att Görvläns desinfektionsmetod med kloramin ger ett något bättre resultat.
I figur 3.10.2 har verken jämförts med avseende
på klordosen inom varje desinfektionsmetod. Inom
varje grupp ökar klordosen år höger i diagrammet.
Resultaten i figur 3.10.2 visar att en något högre
dosering av kloramin då UV-desinfektion används
13 000–14 500
11 000
36 000
23 000
15 000
13 000–14 500
15 000
30 400
112 000
92 000
80%
60%
40%
20%
No
rrv
at
te
n
ko
m
m
un
So
ten
äs
ko
m
m
un
Ki
ru
na
ko
m
Ka
m
rls
un
ha
m
n
ko
m
Ka
m
un
rls
kro
na
ko
m
m
un
Vä
xjö
ko
m
m
un
2
Vä
xjö
ko
m
Ö
m
ste
un
rsu
1
nd
ko
m
Ö
m
ste
un
rsu
1
nd
ko
m
m
un
2
Bo
rå
s
ko
m
Sy
m
un
dk
ra
ft N
or
rkö
pin
g
Ör
eb
ro
ko
m
Gö
m
un
teb
or
g
sV
Ave
rk
ko
m
m
un
Ly
ck
se
le
La
xå
Ki
nd
a
ko
m
m
un
0%
400–2 000
m³/dygn
<1 CFU/ml
2 000–10 000
m³/dygn
1–10 CFU/ml
10 000–20 000
m³/dygn
11–100 CFU/ml
101–1000 CFU/ml
20 000–40 000
m³/dygn
1001–10 000 CFU/ml
90 000–115 000
m³/dygn
10 001–100 000 CFU/ml
Figur 3.10.1 Jämförelse mellan de olika desinfektionsmetoderna inom olika produktionsintervall. Produktionsmängden för vattenverken ökar åt höger i diagrammet.
66
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
Klordos
årsmedelvärden
(g/m³) 100%
0
0
0,1
0,2
0,35–0,45
0,45–0,5
0,4-0,6
0,57–0,62
0,5
0,6
0,6–1,0
0,3–0,8
0,67–1,22
0,4–0,6
1,5
0,64–0,76
80%
60%
40%
20%
UV-ljus
<1 CFU/ml
Ös
ter
su
nd
Ly
ck
se
le
ko
m
Ka
m
rls
un
ha
m
n
ko
m
m
un
La
xå
ko
m
m
Vä
un
xjö
ko
m
m
Sy
un
dk
2
ra
ft N
or
rk
öp
ing
No
rrv
att
en
ko
m
m
un
1
Ki
ru
na
ko
m
m
Vä
un
xjö
ko
m
m
Ka
un
rls
1
kro
na
ko
m
Gö
m
un
teb
or
gs
VA
-ve
So
rk
ten
äs
ko
Ös
m
ter
m
su
un
nd
ko
m
m
un
2
Ör
eb
ro
ko
m
m
un
Ki
nd
a
ko
m
m
un
Bo
rå
s
ko
m
m
un
0%
UV-ljus/kloramin
1–10 CFU/ml
11–100 CFU/ml
Klor/klordioxid
klordioxid/kloramin
Kloramin
101–1000 CFU/ml
1001–10 000 CFU/ml
Klor
10 001–100 000 CFU/ml
Figur 3.10.2 Jämförelse av klordosen inom varje desinfektionsmetod. Inom varje grupp ökar årsmedelvärdena
för klordosering åt höger i diagrammet.
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
Medianhalt COD
utgående
<1
dricksvatten (mg/l)
Variation COD-halt <1–2
(mg/l) 100%
<1
1
1,3
1,3
<1–3
<1–2
<1–2
<1–2,8
2,0
1–3
1–3
2,0
<1–4
2,0
2,3
2,1
<1–3,6 1,5–2,6
3
1,4–3,8 1,9–3,4
3,7
4,2
3–5
3-6,3
5,3
7,7
4,2–5,6
<1–14
80%
60%
40%
20%
<1 st
1–10 st
11–100 st
101–1000 st
1001–10 000 st
No
Ka
rrv
at
rls
te
kro
n
na
ko
m
m
un
La
xå
ko
m
m
un
Ki
nd
a
ko
m
m
un
Bo
rå
s
ko
m
m
un
ko
m
Gö
m
un
teb
or
gs
VA
-ve
rk
Ör
eb
ro
ko
Ka
m
m
rls
un
ha
m
n
ko
m
Sy
m
un
dk
ra
ft N
o
Ö
rrk
ste
öp
rsu
ing
nd
ko
m
Ös
m
un
ter
su
1
nd
ko
m
m
un
Vä
2
xjö
ko
m
m
un
Vä
2
xjö
ko
m
m
un
1
ko
m
m
un
So
ten
äs
Ki
ru
na
Ly
ck
se
le
ko
m
m
un
0%
10 001–100 000 st
Figur 3.10.3 Jämförelser mellan vattenverken med avseende på ökande medianhalter COD-halter i utgående
dricksvatten från vattenverket.
i kombination med kloramin verkar ge lägre tillväxt
av heterotrofa bakterier 7d på ledningsnätet. När
enbart kloramin används verkar en låg till måttlig
dosering ge den lägsta tillväxten. Undantag från
detta är Kiruna som har en relativt hög dosering
kloramin och en stor andel av låga halter heterotrofa bakterier 7d. Dock bidrar troligtvis också den
låga temperaturen på vattnet till den låga tillväxten
67
Temperaturvariation
råvatten (°C )
0,0–9,0
4,0–5,0
1,1–15,4
0,5–15,0
0,0–12,0
0,5–15,0
1,5–20,2
1,0–19,0
-0,6–21,6
2,2–20,7
2,0–20,0
1,0–22,0
-0,6–21,2
0,0–22,8
1,7–23,8
0,0–22,8
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
100%
80%
60%
40%
20%
No
Ö
ste
rrv
at
rsu
te
nd
n
ko
m
Ö
m
ste
un
rsu
1
nd
ko
m
m
un
2
Bo
rå
s
ko
m
m
un
Ki
nd
a
ko
m
Gö
m
un
teb
or
gs
V
AKa
ve
rls
rk
ha
m
n
ko
m
m
un
So
ten
äs
ko
m
m
un
La
xå
ko
m
m
Ör
un
eb
ro
ko
Ka
m
m
rls
un
kro
na
ko
m
m
un
Vä
xjö
ko
m
m
un
Vä
1
xjö
ko
m
m
Sy
un
dk
2
ra
ft N
or
rkö
pin
g
ko
m
m
un
Ki
ru
na
Ly
ck
se
le
ko
m
m
un
0%
<1 st
1–10 st
11–100 st
101–1000 st
1001–10 000 st
10 001–100 000 st
Figur 3.10.4 Jämförelser mellan vattenverken med avseende på ökande temperaturvariation på råvattnet.
Variationen ökar åt höger i diagrammet.
av heterotrofa bakterier 7d. En relativt hög dosering
av natriumhypoklorit verkar ge den lägsta tillväxten
av heterotrofa bakterier 7d på näten. Ett undantag
från detta konstaterande är Borås där en mycket hög
totaldosering av natriumhypoklorit ger en högre tillväxt på ledningsnätet.
I figur 3.10.3 har verken jämförts med avseende
på ökande medianhalt COD i utgående dricksvatten.
Halten COD ökar åt höger i diagrammet.
I figur 3.10.4 har verken delats in efter ökande
temperaturvariation på inkommande råvatten till
vattenverken. Variationen ökar åt höger i diagrammet.
Resultaten i figurerna 3.10.3 och 3.10.4 visar att
COD-halterna i utgående dricksvatten och temperaturvariationerna i råvattnet inte verkar ha någon
större betydelse för tillväxten av heterotrofa bakterier
7d på ledningsnäten. Exempelvis har Norrköping
trots sin stora variation på råvattnets temperatur låg
tillväxt av heterotrofa bakterier 7d. Lycksele som har
den lägsta tillväxten av heterotrofa bakterier 7d har
dock låga COD-halter samt en jämn låg temperatur
på råvattnet.
I figur 3.10.5 har verken jämförts med avseende
på verkens beredningsprocess före slutdesinfektion
inom varje desinfektionsmetod.
Beredningsstegen har i figuren förkortats. Förkortningarna står för:
KI = Konstgjord infiltration
KF = Kemiska fällning
KFi = aktivt kolfilter
SF = Snabbsandfilter
O3 = Ozonbehandling
Dynasand = kontinuerlig dynasandfiltrering
LF = långsamfiltrering
Då beredningsprocesserna jämförs i 3.10.5 kan följande konstateras:
1. Då UV/kloramin används som slutdesinfektionsmetod genereras en lägre tillväxt av heterotrofa bakterier 7d på ledningsnätet då kemfällning och filtrering med aktivt kolfilter (Växjö)
används än då enbart snabbfiltrering sker (Laxå).
2. I gruppen av vattenverk som enbart har kloramin
som slutdesinfektion fås den lägsta tillväxten
av heterotrofa bakterier 7d på nätet då kemisk
fällning, långsamfilter och kolfilter används
(Norrköping). Störst tillväxt fås då ozonering
tillsammans snabbfilter används (Östersund).
3. I de två grupperna där klor/kloramin och klor/
klordioxid har vattenverken likartade processteg
68
Beredningssteg
före desinfektion
KI
KF/KFi
S
KF/KFi
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
100%
KF/LF/K
Fi
KF/SF
O3/SF
SF
KF/DynaKF/KFi sand/KFi
KF/SF/
KFi
KF/DynaKF/KI
sand/KFi O3/SF
SF/LF
KF/KI
80%
60%
40%
20%
UV-ljus
<1 CFU/ml
No
rrv
att
en
ko
m
m
un
1
Ki
ru
na
ko
m
m
Vä
un
xjö
ko
m
m
Ka
un
rls
kro
1
na
ko
m
Gö
m
un
teb
or
gs
VA
-ve
So
rk
ten
äs
ko
Ös
m
ter
m
su
un
nd
ko
m
m
un
2
Ör
eb
ro
ko
m
m
un
Ki
nd
a
ko
m
m
un
Bo
rå
s
ko
m
m
un
Ös
ter
su
nd
Ly
ck
se
le
ko
Ka
m
m
rls
un
ha
m
n
ko
m
m
un
La
xå
ko
m
m
Vä
un
xjö
ko
m
m
Sy
un
dk
2
ra
ft N
or
rk
öp
ing
0%
UV-ljus/kloramin
1–10 CFU/ml
11–100 CFU/ml
Kloramin
klordioxid/kloramin
101–1000 CFU/ml
1001–10 000 CFU/ml
Klor/klordioxid
Klor
10 001–100 000 CFU/ml
Figur 3.10.5 Jämförelse av beredningsprocessen före desinfektion inom varje desinfektionsmetod.
före klorering. Det som skiljer dem åt är att två
av verken har mellanklorering och förklorering
(Karlskrona och Sotenäs) och två enbart har en
slutklorering (Göteborg och Växjö). Då enbart
slutklorering används fås en lägre tillväxt av bakterier på nätet.
4. I gruppen där klor används som slutdesinfektion
fås den lägsta tillväxten av bakterier på nätet då
snabbsandfilter och långsamfilter används. Även
i detta fall fås de största tillväxten då ozonering
med efterföljande snabbsandfilter används.
verket trots det ger en tillväxt av koliformer på ledningsnätet.
Beredningsprocessen verkar också ha betydelse
för tillväxten av koliforma bakterier på näten. Kan
beredningen inte avskilja koliforma bakterier i tillräckligt hög grad påvisas det koliforma bakterier ut
på ledningsnäten.
I vissa ledningsnät påvisas koliforma bakterier mest
under sommarsäsongen (däribland Växjö) medan det
på andra vattenverk påvisas i enstaka provpunkter
(exempelvis Karlskrona). Förekomsten av koliformer
vid reservoarer i samtliga kommuner i studien är inte
överrepresenterade.
I tabell 3.10.2 har man jämfört vattenverkens råvattenkvalitet, antal mikrobiologiska säkerhetsbarriärer,
samt andelen prover på utgående dricksvatten och
på distributionsnäten avseende, koliforma bakterier
samt heterotrofa bakterier 2d mellan de olika vattenverken. Endast de vattenverk som har sammanställda
uppgifter om de studerade parametrarna har redovisats i studien.
I tabell 3.10.2 går det att konstatera att råvattnets
kvalitet mätt i mängd koliforma bakterier verkar ha
betydelse för tillväxten av koliformer är på ledningsnätet. Exempel är Karlskrona och Växjö där tre
respektive två mikrobiologiska säkerhetsbarriärer
med god avskiljning av koliforma bakterier inne vid
3.10.1 Diskussion
Då jämförande slutsatser ska dras utifrån ovanstående figurer och nedanstående tabell finns det antal
osäkerheter som försvårar möjligheterna till att dra
säkra slutsatser. Dessa finns tidigare beskrivna under
rubriken ”1.8 Resultatens tillförlitlighet”.
Utifrån de jämförande figurerna kan man konstatera att enbart UV-ljus som desinfektionsmetod
på mindre vattenverk ser ut att stå sig bra i sin funktion då det gäller bakteriell tillväxt på ledningsnätet
69
Tabell 3.10.2 De studerade vattenverkens råvattenkvalitet, antalet mikrobiologiska säkerhetsbarriärer, samt
andelen prover på utgående dricksvatten och på distributionsnäten innehållandes E-coli bakterier, koliforma
bakterier samt heterotrofa bakterier 2d.
Vattenverk
Antal
Andel prover i
Andel prover på nätet
mikrobio- utgående dricksvatten innehållandes
logiska
innehållandes
säkerhetsbarriärer
Råvattenkvalitet
Medianvärden
(CFU/100 ml)
E-colibakterier
Koliforma
bakterier
Koliforma Heterotrofa Koliforma
bakterier bakterier 2d bakterier
Heterotrofa
bakterier 2d
Lycksele (UV-ljus)
0
0
1
0,0 %
21,3 %
0,0 %
Laxå (UV-ljus/
kloramin )
0
1
2
0,0 %
15,4 %
0,0 %
Växjö (UV-ljus/
kloramin)
4
16
2
0,0 %
38,7 %
5,4 %
27,0 %
Kiruna (kloramin)
0
1
0
3,4 %
13,1 %
0,0 %
48,0 %
Östersund (kloramin)
0
10
2
0,9 %
18,6 %
4,0 %
27,2 %
Karlskrona (mellanklorering:klor/klordioxid, slutdesinfektion: kloramin)
33
240
3
0,0 %
25,2 %
6,3 %
37,5 %
Växjö (klordioxid/
kloramin)
4
16
2
0,0 %
14,8 %
3,5 %
19,8 %
Kinda (natriumhypoklorit)
0
8
2
3,7 %
19,5 %
10,0 %
41,2 %
Östersund (natriumhypoklorit )
0
10
2
1,5 %
18,8 %
2,0 %
34,2 %
Östersund (klorgas)
0
4
2
2,0 %
22,2 %
1,0 %
26,6 %
UV-ljus
UV-ljus/kloramin
kloramin
klordioxid/ kloramin
natriumhypoklorit
klorgas
jämfört med andra metoder. Dock ska man vara försiktigt med att dra för stora slutsatser utifrån dessa
jämförande studier. Lycksele vattenverk har ett grundvatten som råvatten med låg halt biologiskt tillgängligt organiskt material vilket skapar ogynnsamma förhållanden för tillväxt av bakterier på nätet. Dessutom
är temperaturen på vattnet låg och varierar mycket
lite under året, vilket sänker tillväxthastigheten på
bakterier. Karlshamns vattenverk har tillsammans
med UV-ljus också installerat ett kolfilter med 15
min kontakttid vilket troligtvis minskar halten AOC
(Assimilerat Organiskt Kol) och därmed sänker tillväxtpotentialen för bakterier på ledningsnätet (se
figur 3.10.5). I större distributionssystem verkar UV-
16,2 %
ljus tillsammans med en något högre dosering av
kloramin samt enbart en låg till måttlig dosering av
kloramin ge den lägsta tillväxten av bakterier på
ledningsnäten.
Enligt vad man konstaterat i figur 3.10.5 kan man
möjligen sluta sig till att vissa beredningssteg, däribland kemiskt fällning, aktivt kolfilter och långsamfilter minskar mängden biologiskt tillgängligt
organiskt material och skapar ett mer biologiskt
stabilt vatten. Detta genererar mindre gynnsamma
förhållanden för tillväxt av bakterier på näten. De beredningssteg som troligtvis generar mer lättillgängligt
organiskt material är ozonering samt för- och mellanklorering. Detta skapar mer gynnsamma förhållande
70
för bakteriell tillväxt vilket också avspeglar sig i antalet heterotrofa bakterier 7d på de ledningsnät som
innehar dessa beredningssteg.
Råvattnets kvalitet mätt i mängd koliforma bakterier verkar ha betydelse för tillväxten av koliformer
på ledningsnätet. Dessutom verkar beredningsprocessen också ha betydelse för tillväxten av koliforma
bakterier på näten.
Hypotes
Kommun
Stöder
Osäkert
X
Karlskrona
Kinda
X
Kiruna
X
Laxå
X
Lycksele
X
Norrvatten
X
Växjö
X
Örebro
X
Östersund
4 Sammanfattande
slutsatser för vidare
diskussion
Stöder inte
X
reservoarers utformning starkt bidra till en ökad tillväxt på distributionssystemet. Ett fullskaligt distributionsnät är en komplex miljö där många olika
faktorer spelar in i tillväxten av mikroorganismer.
Att förutsäga återväxt i detalj i ett fullskaligt distributionssystem är också begränsat av vår möjlighet att
beräkna vattnets uppehållstid i ett komplext system.
Efter intervjuer som genomförts med personal på
de 9 studerade vattenverken kan man också konstatera att hypotesen är svår att styrka eftersom man
aldrig låter ett vatten bli tillräckligt gammalt. Åtgärder genomförs för att minimera vattnets ålder i
ledningssystemen genom mindre ledningsdimensioner samt regelbundna spolningar i de ledningar där
vattnet tenderar att bli gammalt.
Dessutom finns stödkloreringar på olika punkter
ute på distributionssystemen vilket innebär att det
totala kloröverskottet plötsligt ökar och oxiderar
organiskt material samtidigt som det avdödar mikroorganismerna. Detta minskar möjligheterna att verifiera den teoretiska hypotesen.
Då olika slutdesinfektionsmetoder ska jämföras
är det en fördel att det sker på samma distributionssystem. Detta har studien lyckats att finna i tre av
de undersökta vattenverken:
• I Kiruna bytte man slutdesinfektion från kloramin (ammoniak och klorgas) mot natriumhypoklorit och sedan tillbaka till kloramin (natriumhypoklorit och ammoniak). Lägst medianhalter
heterotrofa bakterier 7 d och lägst andel påvisade
fall av heterotrofa bakterier 2d i de olika provpunkterna fick man då klorgas i kombination med
ammoniak (kloramin) användes under perioden
1995–1998.
• I Växjö där klordioxid/kloramin (klorgas) ersattes av UV/kloramin (natriumhypoklorit) 2001
Syftet med detta projekt var att studera för- och
nackdelar med olika former av slutdesinfektion och
betydelsen för dricksvattenkvaliteten på olika distributionsnät i Sverige. Dessutom ville man utvärdera
hur väl hypotesen framtagen av Prévost m.fl. (2000)
stämmer överens med verkligheten i de olika studerade distributionsnäten. Den teoretiska hypotesen
beskriver hur mikrobiell tillväxt på ledningsnätet
varierar med det totala kloröverskottet. Enligt hypotesen reduceras antalet mikroorganismer efter tillsatt klordos och är få när vattnet lämnar vattenverket.
Klor sönderdelar organiskt material och skapar biologiskt lätt tillgängligt kol. Ute i distributionssystemet ökar den mikrobiologiska aktiviteten eftersom
det finns lätt tillgänglig näring samtidigt som desinfektionseffekten avklingat. När näringen förbrukats
minskar tillväxten igen.
Om man relaterar till projektets syften har ett
antal slutsatser kunnat tas fram som kan i framtiden
ligga till grund för vidare diskussioner.
I nästa spalt följer en sammanfattande tabell som
beskriver hur väl den teoretiska hypotesen framtagen
av Prévost m.fl (2000) stämmer överens med de 9
studerade distributionssystemen.
Varför är det då så svårt att styrka hypotesen i studierna på verkliga distributionssystem? Det är högst
troligt att det inte enbart är näringsämnen i vattnet
som påverkar tillväxten av mikroorganismer i ledningsnäten. Även andra faktorer som korrosion och
biofilmstillväxt i ledningar spelar in. Dessutom kan
71
minskade tillväxten av heterotrofa bakterier 7d på
nätet efter bytet. Andelen analyser i de olika provpunkterna där man detekterat heterotrofa bakterier 2d ökade dock i 13 av 17 provpunkter efter
bytet av desinfektionsmetod.
• I Östersund där ett byte från kloramin till klor
skedde hade utgående vatten lägsta antal heterotrofa bakterier 7d då verket utnyttjade kloramin
mellan 1988–1993. Andelen prover med detekterbara halter av heterotrofa bakterier 2d var i majoriteten av provpunkterna också lägre då vattnet
behandlats med kloramin. Dessutom varierade
inte andelen prover med påvisade halter av heterotrofa bakterier 2d lika mycket i de olika provpunkterna med kloramin som slutdesinfektion.
kloramin samt enbart kloramin verkar generera den
minsta mikrobiella tillväxten på ledningsnäten. Dock
har verken med dessa slutdesinfektionsmetoder också
vatten som troligtvis innehåller låga halter biologiskt
tillgängligt organiskt material, vilket i sig skapar
ogynnsamma förhållanden för tillväxt av bakterier
ute på ledningsnäten.
I jämförelserna mellan verken visas det hur viktigt
det är att inte bara titta på slutdesinfektionens effekt
utan även noggrant överväga beredningsstegen före
slutdesinfektionen.
Några belägg för att slopad slutklorering vid vattenverket ger en förbättrad vattenkvalitet på distributionsnätet har man inte funnit i studien. Ett minskande kloröverskott har visat sig ge en ökad tillväxt
av bakterier på ledningsnäten vilket innebär att
klorering av dricksvattnet i svenska ledningssystem
är en viktig ingrediens för att bibehålla vattnets biologiska stabilitet. Dock är det viktigt att fortsätta
jämföra kloreringens effekter med effekterna av alternativa desinfektionsmetoder för att eventuellt i
framtiden hitta ett bra alternativ till vår nuvarande
vanligaste slutdesinfektionsmetod.
En sammanfattande slutsats för denna studie är
alltså att fortsätta klorera det är farligare att låta bli.
Av de ovanstående uppgifterna går det att konstatera
att då två av verken använt sig av kloramin har tillväxten av heterotrofa bakterier 7d och 2d blivit lägre.
I Växjö byttes klordioxiden ut mot UV vilket resulterade i lägre halter heterotrofa bakterier 7d på nätet
men högre andel av analyserna på ledningssystemet
med påvisbara halter av heterotrofa bakterier 2d.
Då de olika verken jämförs med varandra kan
man konstatera att UV, UV i kombination med
72
Referenser
Skriftliga referenser
Block J.C., Mathieu L., Servais P., Fontvieille D. & Werner P. (1992). Indigenous
bacterial inocula for measuring the biodegradeable dissolved organic carbon in
waters. Water Res., Vol. 26, s. 481–486.
Clement J.A. (1998). Overview of American Disinfectant Residual Practices.
Specialized Conference on Drinking Water Distribution With or Without Disinfectant Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept.1998.
Driftsintruktioner Växjö VV (2003). Tekniska förvaltningen Växjö kommun.
Gatel D., Servais P., Block J.C., Bonne P. & Cavard J. (2000). Microbiological
water quality management in the Paris suburbs distribution system. Journal of
Water Supply: Research and Technology-AQUA. Vol. 49, No. 5, Oct. 2000, pp.
231–241.
Gatel D., Servais P., Block J.C., Bonne P. & Cavard J. (1998). The need for and
use chlorine. Specialized Conference on Drinking Water Distribution With or
Without Disinfectant Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept.
1998.
Geldreich E. (1996). Microbiological Quality of Water Supply in Distribution
Systems, CRC Lewis Publishers, Boca Raton, FL 1996.
Gibbs R.A., Scutt J.E. & Croll B.T. (1993). Assimiliable organic carbon concentrations and bacterial numbers in a water distributions system. Wat. Sci. Technol.
27:159–166.
Glaze W.H. & Weinberg H.S. (1993). Identification and occurance of ozonation
by-products in drinking water. AWWA Research Foundation and American Water
Works Association.
Guzukowski G. & Stenström T. (1996). Desinfektion av dricksvatten 1.-Metoder
och rutiner vid svenska vattenverk. Vatten 52:279–282.
Guzukowski G. & Stenström T. (1996). Desinfektion av dricksvatten 1.-Metoder
och rutiner vid svenska vattenverk. Vatten 52:279–282.
Hambsch B., Schmiedel U., Wernner P. & Frimmel FH. (1993). Investigations on
the biodegradability of chlorinated fulvic-acids. Acta Hydrochemica et Biologica,
Vol. 21, No. 3, June 1993, pp. 167–173.
73
Holt D.M., Gauthier V., Merlet N. & Block J-C. (1998). Importance of disinfectant demand of materials for maintaining residuals in drinking water distribution systems. Specialized Conference on Drinking Water Distribution With
or Without Disinfectant Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept.
1998.
Hult A., Bagge L., Zacheus O., Sigurdardóttir Á. & Lund V. (2000). Klorering
av dricksvatten- Ett samnordiskt projekt för att samla aktuella erfarenheter som
underlag för framtida strategier. © Nordisk ministerråd, Køpenhamn 2000.
(TemaNord 2000:525).
Jacangelo J.G. & Trussel R.R. (2002). International report: water and wastewater,
issues and practices. Wat. Sci. Technol., Vol. 2, No. 3, pp. 147–157.
Kruithof J.C., Kamp P.C. & Belosevic M. (2000). UV/H 2O2 treatment: The
ultimate solution for pesticide control and disinfection. Conference: Innovations in conventional and advanced water treatment plants, Amsterdam, The
Netherlands, Sept. 26–29, 2000, pp. 30.1– 30.30.
Langvik V.A. & Holmbom B. (1994). Formation of mutagenic organic byproducts and AOX by chlorination of fractions of humanic water. Water Research.
Vol. 28, No.3, Mar 1994, pp. 553–557.
Larsson, S. (2003). Slutdesinfektionens betydelse för vattenkvaliteten på distributionsnätet. Luleå tekniska högskola. (2003:181).
LeChevallier M.W. (1998). Benefits of Employing a Disinfectant Residual in
Distribution Systems. Specialiezed Conference on Drinking Water Distribution
With or Without Disinfectant Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–
30, Sept. 1998.
Lethola M., Miettinen I. & Martikainen P. (2002). Biofilm formation in drinking
water affected by low concentrations of phosphorus. Can. J. Microbiol. 48: 494–
499
Lethola, M., Miettinen, I., Vartiainen, T. & Martikainen, P. (1999). A new Sensitive Bioassay for Determination of Microbially Available Phosphourus in Water.
Applied and Environmen al Microbiology, May, 1999, pp. 2032–2034.
Levi Y. (2004). Minimizing potential for changes in microbial quality of treated
water. © World Health Organization. Safe Piped Water: Managing Microbial
Water Quality i Piped Distribution Systems. Edited by Richard Ainsworth. IWA
Publishing, London UK, pp. 20–37.
Lindgren M. & Pontén, E. (1993). Användningen av klordioxid Reaktorstudier
och halter i distributionssystemet vid nio vattenverk. Svenska vatten- och avloppsföreningen, VAV, rapport nr 1993-05.
Lindström Å. (2001). Jämförande studie av olika desinfektions-behandlingars effekt
på bakteriell tillväxt i dricksvatten. Uppsala Universitet (Master thesis in biology)
74
Lund V. (2003). Klorering av drikkevann-erfaringer fra nordiske land. (Elektronisk)
Folkehelseinstituttet. Tillgänglig: <http://www.fhi.no/artikler/?id=27924 (200505-06).
Långmark J. (2004). Biofilms an microbial barriers in drinking water treatment
and distribution. Doctoral Thesis, Department of Land and Water Resources
Engeneering, Royal Institute of Technology (KTH).
Miettinen I.T., Vartiainen T. & Martikainen P.J. (1997). Phosphorus and Bacterial
Growth in Drinking Water. Applied and Environmental Microbiology. Aug. 1997,
pp. 3242–3245.
Prévost M., Laurent P., Desjardins R. Mailly J. & Servais P. (2000). Controling
Bacterial regrowth in distributions systems. IV International conference, Water
Supply and Water Quality, Krakow-Poland, 11–13 Sept. 2000.
Ranhagen L., Kuivinen J., Stenström T. & Erlandsson B. (1996). Desinfektion
av dricksvatten II.- Livsmedelsverkets kartläggning av trihalometaner i svenska
dricksvatten. Vatten 52:283–290.
Rook J. (1974). The formation of halogens during chlorination of natural waters.
J. Soc. Wat. Treatm. Exam. 23:234–243.
Sathasivan, A., Ohgaki, S. (1999). Application of new bacterial regrowth potential method for water distribution system- a clear evidence of phosphorus limitation. Wat.Res. Vol.33, No.1, pp. 137–144.
Sathasivan A., Ohgaki S., Yamamoto K. & Kamiko N. (1997). Roleof inorganic
phosohorus in controlling regrowth in water distribution system. Wat. Sci.Tech.
Vol. 35, No. 8, pp. 37–44.
Schmidt W., Hambsch B. & Petzoldt H. (1998). Formation of Bioavailable Disinfection By-Products. Specialized Conference on Drinking Water Distribution
With or Without Disinfectant Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–
30, Sept. 1998
Seger A. (1998). Ozonbehandling följt av långsamfiltrering vid dricksvattenframställning. Svenska vatten- och avloppsföreningen, VAV, rapport nr 1998-11.
Servais P., Laurent P. & Gatel D. (1995a). Characterization of dissolved organic
matter biodegradability in waters: impact of water treatment and bacterial regrowth in distribution systems. Proc. AWWA-WQTC, Ann. Conf., New Orleans,
LA.
Servais P., Laurent P., Billen G. & Gatel, D. (1995b). Development of a model of
BDOC an bacterial biomass fluctuations in distribution systems. Revue des Sciences
de lÉau. 8(4)427–462.
Statens livsmedelsverk (2001). Vägledningen till Livsmedelverkets föreskrifter för
dricksvatten. (SLV FS 2001:30).
75
Stenström T. & Sandberg E. (1996). Desinfektion av dricksvatten III. – En litteraturöversikt av identifierade biprodukter och risken för hälsoeffekter vid hög
eller otillräcklig klorering. Vatten 52:291–298.
Stenström T. & Szewzyk U. (2004). Mikrobiell tillväxt från råvatten till kran i
dricksvattensystem. Svenskt Vatten, VA-Forksrapport nr 2004-07.
Strobel K. & Dieter H.H (1990). Toxicological Risk/benefit- aspects of Drinking
Water Chlorination and of Alternative Disinfection Procedures. Z. Wasser Abwasser – Forsch, nr 23, s 152–162.
Thureson L. (1996). Dricksvattenteknik Efterbehandling • Distribution. Svenska
vatten- och avloppsföreningen. (VAV Publikation P73). s. 49–66.
Trussel R.R. (1998). An Overview of Disinfectant Residuals in Drinking Water
Distribution Systems.DVGW/IWSA/AWWA/IWW Specialized Conference on
Drinking Water Distribution With or Without Disinfectant Residual, Mülheim
an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept.1998
Van der Kooij D. (1992). Assimiliable organic carbon as an indicator of bacterial
regrowth. J. Am. Wat. Works Assoc. 84(2):57–65.
Van der Kooij D., Schellar J. & Hiemstra P. (1998). Distributing drinking water
without disinfectant: Highest achievement or hight of folly? Specialiezed Conference on DrinkingWater Distribution With or Without Disinfectant Residual,
Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept. 1998.
Van Lieverloo J.H.M., van Buuren R., Veenendaal G. & van der Kooij D. (1998).
Controlling Invertibrates in Distribution Systems with Zero or Low Disinfectant
Residual. Specialiezed conference on DrinkingWater Distribution With or
Without Disinfectant Residual, Mülheim an derRuhr, Germany, 28–30, Sept.
1998.
Welscher R.A.G., Schellart J.A. & de Viesser P.M. (1998). Experiencies with
fifteen years of drinking water distribution without a chlorine residual. Specialized
conference on DrinkingWater Distribution With or Without Disinfectant Residual,
Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept. 1998.
Yeh H-H., Tseng I-C. & Lai, W-L. (1998). Chlorine residual and assimilable
organic carbon(AOC) for drinking water quality control in Taiwan. Specialiezed
Conference on DrinkingWater Distribution With or Without Disinfectant
Residual, Mülheim an der Ruhr, Germany, 28–30, Sept. 1998.
Årsrapport för år 2001 Karlskrona Vattenverk. (2001). Karlskrona Kommun.
76
Muntliga referenser
Aleljung P. (april 2005), Norrvatten
Andersson S. (sep 2004 och juni 2005), Kinda kommun
Dahlsten H. (sep 2004) Östersund kommun
Everling J. (maj, juni, aug 2004 och maj 2005), Växjö kommun
Håkansson P. (sep 2004). Karlskrona kommun
Jonsson K. (sep 2004), Östersund kommun
Johansson C. (sep 2004). Kiruna kommun
Krekula I. (sep och okt 2004). Kiruna kommun
Richt J. (sep 2004 och juni 2005), Kinda kommun
Rönnmark L. (sep och okt 2004), Lycksele kommun
Strand M. (sep 2004), Karlskrona kommun
Strandh K.E. (juni 2004), Växjö kommun
Sjöström K. (sep 2004), Örebro kommun
Tell A. (sep 2004), Örebro kommun
77
Bilaga A : Beskrivning av HSB-modellen
och Sancho-modellen
HSB-modellen
Huvudprocesserna som man tar hänsyn till i Sanchomodellen är:
1. hydrolysen av DOC av bakterier och tillväxten
av fria och fastsittande bakterier på de hydrolyserade produkterna samt frigörelsen av organiskt
material då bakterierna dör.
2. Bildandet av biofilm på insidan av ledningarna.
3. Den kemiska konsumtionen av fritt klor och inverkan av det fria kloret på aktiviteten och avdödandet av fria och fastsittande bakterier.
Idag finns det ingen möjlighet att få till stånd en
fullständig identifikation av olika biologiskt nedbrytbara organiska ämnen i dricksvatten eftersom
analysmetoderna är för oprecisa. Genom en indirekt
metod att mäta bakteriell tillväxt kan man istället
få fram vilka BDOC-ämnen som finns i vattnet.
Dessa ämnen kan sedan med HSB-modellen uppdelas i tre klasser beroende på hur lättnedbrytbara
ämnena är. HSB-modellen går ut på att analysera
resultaten av den bakteriella tillväxten mot en biomassakurva. Med modellen delas BDOC in i tre
klasser: substrat direkt tillgängliga för bakterier, substrat som lätt kan bli hydrolyserade av bakterier och
substrat som är svåra att hydrolysera för bakterierna
(Servais et al. 1995a).
Variablerna i modellen utgörs av:
1. Mängden fria bakterier.
2. Mängden adsorberade bakterier.
3. Mängden fastsittande bakterier.
4. BDOC-halten som är uppdelad i de tre klasserna enligt HSB-modellen.
5. Koncentrationen av fritt klor.
Sancho-modellen
Sanchomodellen togs fram för att kunna beräkna
ändringen av klorkoncentrationen, BDOC-koncentrationen samt massan av fri och fastsittande bakterier
i dricksvattenledningar med minskande diameter
som funktion av vattnets uppehållstid (Servais et al.
1995b).
78
79
ö
a
y
lö
tö
S
V
n
N
a
t
C
Ö
al
p
kö
Ö
by
n
kö
en
stö
ss trab ång and Sal am men
ö
olm stor ssö
er mö ried ssö
jur Kull öde rde
rke lbern mö Hä eby
a
s
h
t
V
L
e
h
T
s
l
S
n
H
r
ol
l
v
k
R egå
Vä Ma Tro se nde Tro Tro
Vä
Nä
To ästh
l
en
yc
Gu
t
o
s
t
L
a
s
R
H
Va
Sp
Hä
1
10
100
1000
Totalt kloröverskott mg/l
pö
As
CFU/ml
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.1.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d på distributionssystemet till Karlskrona VV under perioden 2000–2002. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande
totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Bilaga B: Figurer till Karlskrona kommun
Totalt kloröverskott (mg/l)
80
t
na
öN
rke
er
äm
ve
llb
u
V
n
G
tte
Va
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
Ö
stö
by
Hä
ke
c
Ly
rkö
Ve
l
V
C
Ö
p
da
öS
ö
olm
or
sö
sö
m
rie
ss
lst
ä
nh
a
os
os
o
e
r
e
r
r
V
M
d
s
T
T
T
an
Ro
Sp
ö
rk
Tju
n
n
by
lle
de
de
Ku
år
Rö
g
le
ss
Hä
lö
ss
Ha
by
ttra
Nä
ö
ng
Lå
a
nd
Sa
ltö
Sa
n
en
m
rha
olm
o
h
t
T
s
Hä
Totalt kloröverskott mg/l
pö
As
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.1.5 Totalt kloröverskott i de olika provpunkterna med andelen prover i de punkterna på ledningsnätet som innehåller heterotrofa bakterier 2d. Provpunkterna är
sorterade efter sjunkande kloröverskott för dricksvattnet åt höger i figuren.
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
Heterotrofa bakterier 2d %
Totalt kloröverskott (mg/l)
81
ln
vä
r
Gö
1
10
rg
be
y
b
nd
u
S
y
sb
ä
V
ds
n
pla
Up
lna
So
lla
fä
r
Jä
na
na
u
u
t
t
n
n
lle
lle
So
Va
yd
er
d
n
Da
by
Tä
o
Br
s
d
lan
p
Up
la
sa
p
Up
a
un
t
g
Si
Totalt kloröverskott mg/l
lm
ho
x
Va
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
er
åk
r
te
Ös
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.6.2 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Görvälns distributionssystem under perioden 1997–2002 då kloramin använd es som slutdesinfektionsmetod.
Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
100
Bilaga C: Figurer till Norrvatten Järfälla/Görvälns vattenverk
Totalt kloröverskott (mg/l)
82
1
10
Totalt kloröverskott mg/l
Ingelstad
Öjaby
Evedal
Väster
Gemla
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Högstorp
Sundet ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder
Öster
Norr
Sjöudden
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.7.3 Medianhalterna totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem under perioden 1998–jan 2001 då klordioxid/kloramin användes
som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
Centrum
100
Kampen
Bilaga D: Figurer till Växjö kommun/Sjöuddens vattenverk
Totalt kloröverskott (mg/l)
83
1
10
Totalt kloröverskott mg/l
Ingelstad
Högstorp
Kampen
Öjaby
Sundet ARV
Bramstorp
Centrum
Teleborg
Evedal
Väster
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Öster
Söder
Araby
Sjöudden
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.7.4 Medianhalterna totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem under perioden feb 2001–aug 2003 då UV/kloramin användes
som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Heterotrofa bakterier 7d cfu/ml
Gemla
100
Totalt kloröverskott (mg/l)
84
Ingelstad
Kampen
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Sandsbro
Högstorp
Söder
Centrum
Öster
Gemla
Hovshaga
Väster
Norr
Araby
Sjöudden
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.7.5 Medianhalterna heterotrofa bakterier 7d från Växjös distributionssystem under perioden 1998–jan 2001 då klordioxid/kloramin användes som desinfektionsmetod.
Provpunkterna är sorterade efter ökande bedömd ålder på vattnet åt höger i figuren.
1
10
7d
Heterotrofa
bakterier
Heterotrofa
bakterier
7d cfu/ml
CFU/ml
Totalt kloröverskott mg/l
Evedal
100
Totalt kloröverskott (mg/l)
85
Totalt kloröverskott mg/l
Ingelstad
Kampen
TeleborgTeleborg
Vattentornet
Sandsbro
Högstorp
Söder
Centrum
Öster
Gemla
Hovshaga
Väster
Araby
Sjöudden
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.7.6 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från Sjöuddens distributionssystem under perioden feb 2001–aug 2003 då UV/kloramin används som
desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter vattnets bedömda ålder i ledningsnätet åt höger i figuren.
1
10
Heterotrofa bakt 7d CFU/ml
Evedal
100
Totalt kloröverskott (mg/l)
86
Centrum
Öjaby
Teleborg
Evedal
Västersjukhemmet
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
Sjöudden
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
Figur 3.7.7 Jämförelse av medianhalterna heterotrofa bakterier 7d mellan desinfektionsmetodenklordioxid/kloramin och UV/kloramin i de olika provpunkterna på ledningsnätet.
Provpunkterna är sorterade efter figur 3.7.9.
1
10
klordioxid/kloramin
UV/kloramin
Ingelstad
100
Bramstorp
87
Öjaby
Teleborg
Evedal
Väster-sjukhemmet
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
Sjöuddens VV
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
Figur 3.7.8 Jämförelse av andelen prover med heterotrofa bakterier 2d i de olika provpunkterna mellan desinfektionsmetoden klor/klordioxid och UV/kloramin. Provpunkterna
är sorterade efter figur 3.7.9.
0,00%
10,00%
20,00%
30,00%
40,00%
50,00%
60,00%
70,00%
80,00%
Klordioxid/kloramin
UV/kloramin
Centrum
90,00%
Ingelstad
100,00%
Bramstorp
88
Centrum
Öjaby
Teleborg
Evedal
Väster
Gemla
Kampen
Högstorp
Sundets ARV
Sandsbro
Vattentornet
Hovshaga
Araby
Söder-Vårdskolan
Öster
Norr
Sjöudden
Figur 3.7.9 Jämförelse av medianhalterna av totalt kloröverskott mellan desinfektionsmetodenklor/klordioxid och UV/kloramin i de olika provpunkterna på ledningsnätet.
0
0,05
0,1
0,15
Totalt kloröverskott (mg/l)
0,2
klordioxid/kloramin
UV/kloramin
Ingelstad
0,25
Bramstorp
89
Totalt kloröverskott mg/l
7d Heterotrofa bakterier CFU/ml
t
n
.
i
.
i
ll
.
t.
t.
.
rke ckst nst. trum llsg. ök ntr. kst. mpe kter rv. itor rns sha agis rvus kola äts nst. ola kst. kst lorst verk tion res. pst pst. gpl.
e
d
r
c
i
r
a
e
s
k
v try
k
a
a
g
d
c
c
e
s
k
n
m
a
a
m
t
a
n
y
l
a
c
l
n
a
s
t
m fly
l
n
b
y
y
s
r
ö
m
v
e
u
tte ps rk b ta c anv use ken s tr 3.S ta s am a ko by ten ttan en inge nna n b by y tr ns t bro vfa mps n h la p y pu ors
a
r
r
a
e
d
n
b
y
s
a
k
l
B
a
V to M
a
m el
r
k
b
lm e
of
n
e
e
sh as
kh ac
ån h
pu tt
La
vs a
m ge
rm lan W 3 Lu Lill arp lom M 7B bac la ky y-Al ilän 3 A Atl ås phy Avd -Alm ro-B
La V:a Ho gst ssju onb äng
O G 10 1 14
3 B os ar C
l
e
t
G 4.G 12 1
y
b
52 B
15 idin site Bar Torp
7. tst.
3
ick rva keb 34 P
33 . M 4 G 16 keb Öre
r
5
1
H
r
E
E
B
ä
1
1
.
e
5
E
5
0
C
1 8
6 6B 36
M
3 niv
35
1
37
1
U
9B
8.
1
10
100
1000
Figur 3.8.4 Totalt kloröverskott och 7d heterotrofa bakterier från Skråmsta distributionssystem under perioden 1998–juli 2004.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier (CFU/ml)
Bilaga E: Figurer till Örebro kommun/Skråmsta vattenverk
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Totalt kloröverskott (mg/l)
90
t
al
a
flo
se
en
lan
ar
ar
ar
ar
n
öd
rn
u
d
o
o
o
o
o
r
u
s
a
h
k
n
å
rv
rv
ö
g
rv
s
rv
Br
åd
rg
Fr
se
se
lla
ata
se
se
ba
K
a
R
r
e
e
a
g
e
e
g
r
r
r
O
te
V
lr
us
a
Jä
rg
äs
hil
sta
all
e
dh
n
M
v
b
m
å
e
r
s
R
Va
os
To
rik
o
R
c
E
xa
Te
2
n
a
t
ga
iks
r
b
Fa
t
rke
e
v
en
t
t
Va
1
10
100
ik
oo
ar
nv
g
Z
o
g
v
rin
sö
er
g
Lu
ö
s
te
re
Fr
ks
c
se
y
i
tr
R
ed
v
ns
ar
v
K
Totalt kloröverskott mg/l
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.9.3 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från under perioden 1988–1993 då kloramin användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter
sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
1000
Bilaga F: Figurer till Östersunds kommun/Minnesgärdets VV
Totalt kloröverskott (mg/l)
91
1
10
100
l
t
t
r
r
r
r
flo
da
se
en
tte
lan
a
a
a
g
n
oa
ö
u
d
e
o
o
o
o
n
r
r
u
v
s
i
h
k
v
r
r
v
v
r
å
a
r
ö
d
r
s
r
e
B
s
g
Fr
se
lla
se
se
teg
K
ar
Rå
es
La
s
r
e
e
g
re
r
r
O
k
Va
c
ill
g
Jä
se
lla
try
er
Ri
nh
va
b
e
d
r
s
iks
ve
To
Ro
Er
ns
r
a
Kv
ik
o
r
nv
Zo
oa
g
v
ö
u
r
L
ös
se
Fr
re
sta
m
Va
Totalt kloröverskott mg/l
Heterotrofa bakterier 7d CFU/ml
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figur 3.9.4 Totalt kloröverskott och heterotrofa bakterier 7d från under perioden 1994–2002 då klor användes som desinfektionsmetod. Provpunkterna är sorterade efter
sjunkande totalt kloröverskott åt höger i figuren.
t
a
rn
rke
a
e
n
v
g
ata
ba
en
t
r
g
t
s
te
Va
hu
äs
d
M
Rå
o
c
a
ex
T
2n
a
t
ga
ir ks
b
Fa
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
1000
Totalt kloröverskott (mg/l)
92
o
r
n
lo
r
vik
lan
ar
ar
n
g
nf
Zo
oa
de
o
o
oa
o
g
n
r
u
v
i
k
v
v
ö
r
r
v
r
u
r
r
r
s
s
e
B
L
gå
se
se
rö
lla
se
teg
K
ar
es
e
a
s
r
F
e
g
r
re
r
O
k
V
c
g
Jä
se
lla
sta
try
er
Ri
va
b
m
d
r
e
iks
Va
To
sv
Er
n
ar
Kv
Figur 3.9.5 Jämförelse av medianhalterna heterotrofa bakterier 7d mellan de olika desinfektionsmetoderna i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda
ålder ökar åt höger i figuren.
l
t
t
r
te
da
se
t
a
ö
u
e
r
vo
ös
dh
sa
er
Fr
a
s
Rå
L
l re
hil
n
se
Ro
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
t
a
rn
rke
a
e
tan
ag
nv
a
b
e
t
r
t
sg
te
Va
hu
äs
d
M
Rå
o
ac
ex
T
2n
ta
ga
s
ik
br
Fa
1
10
100
1000
Logaritmisk skala av
heterotrofa bakterier 7d (CFU/ml)
93
t
na
rke
ar
e
n
v
g
ata
ba
en
t
r
g
t
te
us
Va
äs
dh
M
å
R
co
a
x
Te
2
tan
a
g
iks
r
b
Fa
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
l
t
et
da
tte
ar
ö
us
e
o
r
s
h
ö
d
rv
sa
Fr
se
Rå
La
e
r
l
hil
n
se
Ro
ik
n
lo
r
oo
ar
lan
ar
ar
nv
g
nf
Z
o
de
o
oa
o
o
g
n
r
u
v
i
k
v
v
ö
r
r
v
r
u
å
r
r
r
s
s
g
B
L
e
a
e
rg
ö
se
se
K
es
all
ste
re
Fr
es
ga
r
re
r
O
k
V
ä
e
c
g
J
s
lla
sta
try
er
Ri
va
b
m
d
r
s
a
ik
V
ve
To
Er
ns
r
a
Kv
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
Figur 3.9.6 Jämförelse av andelen prover med heterotrofa bakterier 2d mellan de olika desinfektionsmetoderna i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda
ålder ökar åt höger i figuren.
Andel prover med påvisade halter heterotrofa bakterier 2d (%)
94
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
t
al
et
tte
ar
öd
us
e
o
r
s
h
a
ö
d
rv
Fr
as
se
Rå
L
e
lr
hil
n
se
Ro
ik
lo
r
oo
ar
en
lan
ar
ar
nv
g
nf
Z
o
d
o
oa
o
o
g
n
r
u
v
i
k
v
v
ö
r
r
v
r
u
å
r
r
r
s
g
B
L
e
a
e
rg
ös
se
se
K
es
all
ste
re
Fr
es
ga
r
re
r
O
k
V
ä
e
c
g
J
s
lla
sta
try
er
Ri
va
b
m
d
r
s
a
ik
V
ve
To
Er
ns
r
a
Kv
Kloramin 1988-1993
Klor 1994-2002
ålder ökar åt höger i figuren.
Figur 3.9.7 Jämförelse av medianhalterna av det totala kloröverskottet mellan de olika desinfektionsmetoderna i de olika provpunkterna på ledningsnätet. Vattnets bedömda
t
na
rke
ar
e
n
v
g
ata
ba
en
t
r
g
t
s
te
Va
hu
äs
d
M
Rå
o
c
a
ex
T
2n
a
t
ga
ir ks
b
Fa
Totalt kloröverkott (mg/l)
95
xå
La
11–100 CFU/ml
xjö
Vä
1
101–1000 CFU/ml
un
m
m
ko
15 000
23 000
30 400
36 000
92 000
112 000
1001–10 000 CFU/ml
10 001–100 000 CFU/ml
n
k
te
1
2
un
un
er
ing
at
m
m
v
p
v
un
un
r
m
r
m
A
m
m
rkö
ko
ko
No
or
sV
om
om
s
o
k
k
N
r
g
rå
b
ft
xjö
or
re
nd
nd
Bo
kra
eb
Vä
Ö
t
su
su
d
r
r
ö
G
Sy
ste
ste
Ö
Ö
90 000–115 000
20 000–40 000
10 000–20 000
m³/dygn
m³/dygn
m³/dygn
2
un
m
m
ko
15 000
13 000–14 500
13 000–14 500
11 000
un
m
m
ko
9 300
n
na
am
ro
k
h
rls
rls
Ka
Ka
2 000–10 000
m³/dygn
un
m
m
ko
8 000
1–10 CFU/ml
na
ru
Ki
un
m
m
ko
<1 CFU/ml
äs
ten
o
S
un
m
m
ko
un
m
m
ko
4 500-7 000
3 000-3 500
400–2 000
m³/dygn
le
se
ck
y
L
un
m
m
o
k
1200
Figur 3.10.1 Jämförelse mellan de olika desinfektionsmetoderna inom olika produktionsintervall. Produktionsmängden för vattenverken ökar åt höger i diagrammet.
a
nd
Ki
un
m
m
ko
0%
20%
40%
60%
80%
Produktionsmängd
(m³/dygn)
450
100%
Bilaga G: Figurer till jämförelser mellan vattenverken
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
96
n
am
h
rls
Ka
0
xå
La
<1 CFU/ml
xjö
Vä
0,2
0,45–0,5
0,4-0,6
0,57–0,62
0,5
0,6–1,0
0,6
0,3–0,8
0,67–1,22
0,4–0,6
1,5
0,64–0,76
1–10 CFU/ml
11–100 CFU/ml
101–1000 CFU/ml
1001–10 000 CFU/ml
10 001–100 000 CFU/ml
1
en
2
1
un
rk
un
un
un
un
un
att
m
m
m
m
m
n
ve
m
un
u
rr v
un
m
m
m
m
m
m
m
m
m
ko
ko
ko
VA
ko
ko
ko
No
m
m
om
a
o
s
s
o
a
r
k
s
n
a
k
ko
å
g
d
ä
r
r
n
jö
n
ru
eb
d
bo
Ki
Ki
Bo
ten
nd
äx
kro
Ör
un
e
o
u
t
s
V
s
l
r
s
S
r
te
Gö
ter
Ka
Ös
Ös
Klor/klordioxid
Klor
klordioxid/kloramin
UV-ljus/kloramin
Kloramin
ing
öp
k
r
or
tN
f
ra
dk
y
S
2
0,35–0,45
un
m
m
ko
0,1
un
m
m
ko
UV-ljus
un
m
m
ko
0
Figur 3.10.2 Jämförelse av klordosen inom varje desinfektionsmetod. Inom varje grupp ökar årsmedelvärdena för klordosering åt höger i diagrammet.
ele
ks
c
Ly
un
m
m
ko
0%
20%
40%
60%
80%
Klordos
årsmedelvärden
(g/m³) 100%
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
97
na
ru
Ki
1–10 st
n
am
h
rls
Ka
1–3
1–3
2,0
<1–4
2,0
2,1
<1–3,6 1,5–2,6
2,0
2,3
3
3–5
3,7
3-6,3
4,2
4,2–5,6
5,3
10 001–100 000 st
7,7
<1–14
n
te
un
un
un
un
at
m
m
m
m
rr v
m
m
m
m
o
o
k
k
ko
No
ko
s
a
xå
a
å
d
r
a
n
n
L
Ki
Bo
kro
rls
a
K
1,4–3,8 1,9–3,4
1
2
g
2
1
pin
un
un
un
un
ö
m
k
m
m
m
rr
m
m
m
m
ko
ko
No
ko
ko
t
f
ö
j
ö
d
j
a
d
x
r
n
x
n
Vä
dk
su
Vä
rsu
er
t
e
Sy
t
s
s
Ö
Ö
11–100 st
101–1000 st
1001–10 000 st
un
m
m
ko
<1–2,8
<1–2
un
m
m
ko
1,3
1,3
ro
eb
Ör
rk
-ve
A
V
<1 st
gs
or
b
e
t
Gö
un
m
m
ko
<1–2
<1–3
äs
ten
o
S
un
m
m
ko
1
<1
Figur 3.10.3 Jämförelser mellan vattenverken med avseende på ökande medianhalter COD-halter i utgående dricksvatten från vattenverket.
ele
ks
c
Ly
un
m
m
ko
0%
20%
40%
60%
80%
Medianhalt COD
utgående
<1
dricksvatten (mg/l)
Variation COD-halt <1–2
(mg/l) 100%
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
98
na
ru
i
K
un
m
m
ko
0,5–15,0
0,5–15,0
1,1–15,4
1,0–19,0
2,0–20,0
1,5–20,2
1,0–22,0
2,2–20,7
-0,6–21,2
-0,6–21,6
0,0–22,8
0,0–22,8
1,7–23,8
n
1
2
g
te
rk
1
2
un
un
un
un
un
un
un
at
m
m
un
m
ve
un
m
m
pin
v
m
un
un
m
r
ö
m
m
m
m
r
m
m
m
m
m
m
m
o
rk
m
VA
m
ko
ko
ko
ko
m
m
No
ko
ko
or
sk
ko
ko
å
s
a
o
gs
ko
ko
N
ä
n
r
x
a
r
å
d
ö
t
r
j
n
f
n
o
n
x
eb
La
xjö
am
ra
nd
nd
ro
Ki
Bo
ote
teb
Vä
Ör
sk
sh
Vä
su
su
dk
S
ö
l
l
r
r
r
r
y
G
S
ste
ste
Ka
Ka
Ö
Ö
10 001–100 000 st
<1 st
1–10 st
11–100 st
101–1000 st
1001–10 000 st
0,0–12,0
Figur 3.10.4 Jämförelser mellan vattenverken med avseende på ökande temperaturvariation på råvattnet. Variationen ökar åt höger i diagrammet.
ele
ks
c
Ly
un
m
m
ko
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0,0–9,0
4,0–5,0
Temperaturvariation
råvatten (°C )
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
99
S
2
KF/SF
O3/SF
SF
KF/DynaKF/KFi sand/KFi
KF/SF/
KFi
KF/DynaKF/KI
sand/KFi O3/SF
SF/LF
11–100 CFU/ml
UV-ljus/kloramin
101–1000 CFU/ml
Kloramin
1001–10 000 CFU/ml
klordioxid/kloramin
Klor
10 001–100 000 CFU/ml
Klor/klordioxid
1
en
2
1
un
rk
un
un
un
un
un
att
m
m
m
m
m
n
ve
m
un
u
rv
un
m
m
m
m
m
r
m
m
m
m
ko
ko
ko
VA
ko
m
ko
ko
No
m
s
s
om
a
ro
ko
s
na
a
k
ko
å
g
d
b
ä
r
u
r
n
n
r
e
n
o
xjö
ro
nd
Ki
Ki
Bo
nd
Ör
ote
teb
Vä
su
lsk
r
su
S
ö
r
r
te
G
te
Ka
Ös
Ös
KF/LF/K
Fi
g
pin
ö
rk
or
tf N
ra
dk
Sy
un
m
m
ko
KF/KFi
1–10 CFU/ml
xjö
Vä
un
m
m
ko
UV-ljus
xå
La
<1 CFU/ml
n
am
lr sh
Ka
un
m
m
o
k
KF/KFi
Figur 3.10.5 Jämförelse av beredningsprocessen före desinfektion inom varje desinfektionsmetod.
ele
ks
c
Ly
un
m
m
ko
0%
20%
40%
60%
80%
100%
KI
Beredningssteg
före desinfektion
Andel prover heterorofa bakterier 7d (CFU/ml)
KF/KI
100
16
1
10
4
0
0
Växjö (UV-ljus/kloramin)
Kiruna (kloramin)
Östersund (kloramin)
klorgas
natriumhypoklorit
2
klordioxid/ kloramin
4
0
Östersund (klorgas)
2
kloramin
10
0
Östersund (natriumhypoklorit )
2
UV-ljus/kloramin
8
0
Kinda (natriumhypoklorit)
2
3
2
0
2
2
1
2,0 %
1,5 %
3,7 %
0,0 %
0,0 %
0,9 %
3,4 %
0,0 %
0,0 %
0,0 %
Koliforma
bakterier
22,2 %
18,8 %
19,5 %
14,8 %
25,2 %
18,6 %
13,1 %
38,7 %
15,4 %
21,3 %
Heterotrofa
bakterier 2d
Antal mikrobiologiska Andel prover i utgående
säkerhetsbarriärer
dricksvatten innehållandes
UV-ljus
16
4
Växjö (klordioxid/kloramin)
240
1
0
Laxå (UV-ljus/kloramin )
Karlskrona (mellanklorering:klor/klor33
dioxid, slutdesinfektion: kloramin)
0
Koliforma
bakterier
0
E-colibakterier
Råvattenkvalitet
Medianvärden (CFU/100 ml)
Lycksele (UV-ljus)
Vattenverk
1,0 %
2,0 %
10,0 %
3,5 %
6,3 %
4,0 %
0,0 %
5,4 %
0,0 %
0,0 %
Koliforma
bakterier
26,6 %
34,2 %
41,2 %
19,8 %
37,5 %
27,2 %
48,0 %
27,0 %
16,2 %
Heterotrofa
bakterier 2d
Andel prover på nätet
innehållandes
Tabell 3.10.2 De studerade vattenverkens råvattenkvalitet, antalet mikrobiologiska säkerhetsbarriärer, samt andelen prover på utgående dricksvatten och på distributionsnäten
innehållandes E-coli bakterier, koliforma bakterier samt heterotrofa bakterier 2d.
Desinfektion på ledningsnätet – effekten på dricksvattenkvaliteten
Box 47607 117 94 Stockholm
Tfn 08 506 002 00
Fax 08 506 002 10
E-post [email protected]
www.svensktvatten.se