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