Verandering van de drinkwaterkwaliteit in een distributienetwerk

De effecten van transport en opstarten van een nieuwe zuivering

AFSTUDEERRAPPORT

AUTEUR

Gea Terhorst

Technische Universiteit Delft

Afdeling Watermanagement

AFSTUDEERCOMMISSIE

Prof. Dr. Ir. W.G.J. van der Meer Technische Universiteit Delft

Oasen

Prof. Dr. Ing. J.S. Vrouwenvelder Technische Universiteit Delft

King Abdullah University of Science and Technology

Ir. A. Grefte Technische Universiteit Delft

Dr. Ir. J.H.G. Vreeburg Wageningen University & Research centre

KWR Watercycle Research Institute

Dr. Ir. J.Q.J.C. Verberk Evides

Ir. G.A. van Houwelingen Royal HaskoningDHV

G.L. Bakker Vitens

DATUM

Augustus 2013

i

Voorwoord

In dit afstudeerrapport wordt het onderzoek naar de verandering van de drinkwaterkwaliteit

in een distributienetwerk naar aanleiding van transport en opstart van een nieuwe

drinkwaterzuivering beschreven. Dit verslag is het laatste onderdeel van mijn master

Watermanagement aan de faculteit Civiele Techniek van de Technische Universiteit Delft. Het

onderzoek is gedaan in samenwerking met Advies en Ingenieursbureau Royal HaskoningDHV

en Drinkwaterbedrijf Vitens.

Voor dit onderzoek heb ik veel metingen in het distributienetwerk moeten doen en hierbij was

ik afhankelijk van de bewoners. Allereerst wil ik iedereen bedanken die mij in staat stelde op

14 locaties monsters te kunnen nemen. Bijzondere dank gaat uit naar de bewoners van de

Bloklandweg, de Mildijk en de Spijkse Kweldijk waar ik naast MuPFiS metingen ook een half

jaar lang continu metingen met deeltjestellers mocht doen.

Naast de metingen in het netwerk heb ik ook metingen op drinkwaterzuivering Kolff van

waterbedrijf Vitens gedaan. Ook heeft Vitens de deeltjestellers beschikbaar gesteld en is het

grootste gedeelte van de analyses uitgevoerd door het drinkwaterlaboratorium van Vitens.

Graag wil ik Vitens als bedrijf en Josbert Visee, Technisch Specialist Uitvoering van

drinkwaterzuivering Kolff, bedanken voor alle mogelijkheden en hulp die zij mij hebben

verleend tijdens dit onderzoek.

Verder wil ik Royal HaskoningDHV als bedrijf bedanken voor alle middelen die tijdens dit

onderzoek beschikbaar gesteld zijn.

Dan wil ik mijn afstudeercommissie bedanken voor de ondersteuning en het inhoudelijke

commentaar dat ik gedurende het gehele traject van hen ontvangen heb.

Als laatste wil ik mijn vriend, ouders, schoonouders en vrienden bedanken voor alle steun en

bemoedigende woorden, kaartjes, sms’jes en WhatsApp berichten die ik mocht ontvangen

tijdens mijn afstuderen.

ii

iii

Inhoudsopgave

Voorwoord ....................................................................................................................... i

Samenvatting ................................................................................................................. v

Summary ...................................................................................................................... vii

Lijst van afkortingen, eenheden en verbindingen......................................................... ix

1 Inleiding ................................................................................................................... 1 1.1 Achtergrond ............................................................................................................. 1 1.2 Aanleiding ................................................................................................................ 1 1.3 Doelstelling .............................................................................................................. 2 1.4 Onderzoeksvragen .................................................................................................... 2 1.5 Structuurbeschrijving/leeswijzer ................................................................................ 2

2 Materiaal en methode ............................................................................................... 3 2.1 Zuivering ................................................................................................................. 3 2.2 Parameters .............................................................................................................. 4 2.3 Meetmethoden ......................................................................................................... 5 2.4 Onderzoeksgebied .................................................................................................. 10 2.5 Tijdschema ............................................................................................................ 12

3 Metingen door middel van monstername ............................................................... 13 3.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering ................................. 13 3.2 Verandering drinkwaterkwaliteit door verblijf in distributienetwerk ............................ 15 3.3 Conclusies.............................................................................................................. 21

4 Metingen met het Multiple Particle Filtration System ............................................ 23 4.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering ................................. 23 4.2 Verandering waterkwaliteit tijdens verblijf in distributienetwerk ................................. 28 4.3 Conclusies.............................................................................................................. 29

5 Zwevende stof meting met deeltjestellers ............................................................. 31 5.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door verblijf in distributienetwerk ............................ 31 5.2 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering ................................. 41 5.3 Conclusies.............................................................................................................. 41

6 Discussie ................................................................................................................. 43 6.1 Moment metingen .................................................................................................. 43 6.2 Verandering door opstart nieuwe zuivering .............................................................. 43 6.3 Verandering tussen begin en einde distributienetwerk .............................................. 46 6.4 Bedrijfsvoering met betrekking tot de watertoren in Zaltbommel ............................... 46

7 Conclusies en aanbevelingen ................................................................................. 51 7.1 Conclusies.............................................................................................................. 51 7.2 Aanbevelingen ....................................................................................................... 52

Literatuur...................................................................................................................... 53

Bijlagen ........................................................................................................................ 57

iv

v

Samenvatting

De afgelopen decennia is veel onderzoek gedaan naar de kwaliteit van drinkwater tijdens het

zuiveringsproces. De drinkwaterkwaliteit moet echter aan de wettelijke eisen voldoen op het

moment dat het water aan de klant wordt geleverd. Tijdens het transport van de zuivering

naar de klant kan de drinkwaterkwaliteit veranderen ten gevolge van fysische, chemische en

biologische processen in het distributienet. Door onvoldoende inzicht in deze processen,

wordt het distributienetwerk vaak als een ‘black box’ beschouwd.

Dit onderzoek heeft als doel meer inzicht te krijgen in de mate van verandering van

drinkwaterkwaliteit over het distributienetwerk. Hierbij wordt gekeken naar de veranderingen

tussen het uitgaande reinwater van de zuivering en het water dat bij de consument uit de

kraan komt. Daarnaast wordt gekeken naar de verandering van de waterkwaliteit door het

opstarten van een nieuwe zuivering. De metingen zijn gedaan in het distributienetwerk van

drinkwaterzuivering Kolff, waar naast de oude zuivering Kolff een nieuwe zuivering is

gebouwd.

Met deeltjestellers, MuPFiS (multiple particle filtration system) en door het nemen van

watermonsters zijn metingen gedaan op drinkwaterzuivering Kolff en op verschillende locaties

in het netwerk gedurende perioden in december 2010, in maart 2011 en in april 2011.

Van de oude zuivering is de beluchting niet tijdig schoongemaakt en het filtermateriaal niet

tijdig vervangen. Hierdoor is de waterkwaliteit van het drinkwater dat de zuivering verlaat, na

juni 2010 verslechterd. Voor juni 2010 lag de mangaanconcentratie rond de 0,007 mg/l en

deze is in de loop van het jaar toegenomen tot gemiddeld 0,025 mg/l in december 2010. Het

zuurstofgehalte van het water is afgenomen van ongeveer 9,5 mg/l in de eerste helft van

2010 tot 8,0 mg/l in december 2010. Door het opstarten van de nieuwe zuivering in april

2011 is de waterkwaliteit hersteld tot het niveau van voor juni 2010.

Om de invloed van de nieuwe zuivering op de drinkwaterkwaliteit in vervolgonderzoek alsnog

te bepalen, moeten de resultaten van begin 2010 worden vergeleken met de resultaten van

metingen gedaan in de loop van 2011. Als de resultaten na het opstarten van de nieuwe

zuivering in de loop van 2011 weer stabiel zijn, kan over de langere termijn bepaald worden

wat de invloed van de nieuwe zuivering is geweest op de drinkwaterkwaliteit.

De oxidatie van ammonium, nitriet en mangaan tijdens het zuiveringsproces is onvolledig.

Door oxidatie is aan het begin van het netwerk een significante afname gemeten voor deze

parameterconcentraties. Voor de hoeveelheid ijzer is geen afname gemeten in het begin van

het netwerk en ligt overal rond de 0,01 mg/l.

De hoeveelheden ijzer en mangaan die het netwerk inkomen, zijn respectievelijk 15% en 2%,

terwijl de rest het netwerk in komt als Fe2+ en Mn2+. Na het opstarten van de nieuwe

zuivering is de hoeveelheid ijzer, Fe2+ en mangaan dat het netwerk inkomt, gelijk gebleven.

Alleen de hoeveelheid Mn2+ is afgenomen, waardoor na het opstarten van de nieuwe

zuivering 5% het netwerk inkomt als mangaan en de overige 95% als Mn2+.

Gedurende alle meetperioden wordt het patroon in het totale deeltjesvolume op de zuivering

gedomineerd door pieken die ontstaan ten gevolg van het terugleveren van drinkwater uit de

watertoren in Zaltbommel richting het distributienetwerk van Kolff. In het distributienetwerk

van drinkwaterzuivering Kolff bezinkt en wervelt sediment op door variatie in waterverbruik

en wordt het patroon in het totale deeltjesvolume juist veroorzaakt door de variatie in het

drinkwaterverbruik.

De deeltjes die vanuit de zuivering het netwerk inkomen gedurende pieken in het totale

deeltjesvolume, bezinken bij laag verbruik en hierdoor verdwijnt de piek. Tijdens

hoogverbruik wervelen de bezonken deeltjes op, waardoor een nieuwe piek ontstaat. Doordat

sediment tijdens transport door het distributienetwerk bezinkt, is het niet mogelijk om de

pieken door het netwerk te volgen. Hierdoor is het niet mogelijk om verblijftijden van het

vi

water tussen de zuivering en verschillende locaties in het netwerk te bepalen met

deeltjestellers. De retentietijd van het water in het netwerk zal in vervolgonderzoek bepaald

moeten worden met een meer conservatieve parameter zoals de geleidbaarheid of de pH.

Door de toename in verbruik tussen begin maart en eind april 2011 neemt de stroomsnelheid

van het water in het distributienetwerk toe. Hierdoor bezinkt minder sediment in het netwerk

en wervelt meer sediment op. Gevolg hiervan is een toegenomen hoeveelheid zwevende stof

in het distributienetwerk. Aangezien sediment microbiologie bevat, is door het toegenomen

verbruik ook de hoeveelheid adenosinetrifosfaat (ATP) en de totale hoeveelheid cellen (TCC)

in het netwerk toegenomen. Aangezien het sediment dat door het hogere verbruik

opgewerveld wordt, langer in het netwerk heeft gelegen, bevat dit sediment ook relatief veel

microbiologie. Dit is terug te zien in de toename van de hoeveelheid ATP/TSS gemeten op de

locaties aan het einde van het distributienetwerk. De hoeveelheid is toegenomen van

gemiddeld 45 µg/g in maart 2010 naar 175 µg/g in april 2010.

De hoeveelheid ATP gemeten op het afgevangen sediment is gemiddeld 0.35 ng per liter

drinkwater en dit is circa 10% van de totale gemeten hoeveelheid ATP in het drinkwater. Dit

percentage komt overeen met het percentage gevonden voor de hoeveelheid TCC in het

water. Hieruit blijkt dat de totale hoeveelheid microbiologie in het drinkwater maar voor een

klein gedeelte bestaat uit microbiologie aanwezig op het oppervlak van in het water zwevend

sediment met een diameter groter dan 1,2 µm.

Vanuit drinkwaterzuivering Kolff wordt bijna elke nacht gedurende een paar uur water

richting de watertoren in Zaltbommel gepompt met een snelheid van 0,35 m/s. Net zoals in

het begin van het netwerk, bezinkt ook ijzer en mangaan in het begin van de leiding tussen

de zuivering en de watertoren. Op dagen met weinig verbruik wordt vanuit de watertoren in

Zaltbommel water teruggepompt naar het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff.

Dit terugleveren gaat met een snelheid van 1,3 m/s, waardoor bezonken materiaal zoals ijzer

en mangaan weer opwervelt. Door dit terugleveren stroomt water het distributienetwerk in

met een significant hogere ijzer- en mangaanconcentratie en troebelheid ten opzichte van het

water dat direct uit de zuivering het netwerk in gepompt wordt. Op deze momenten is het

ijzergehalte 0,03 mg/l en de troebelheid 0,6 FTE, wat drie keer hoger is dan op momenten

dat niet teruggeleverd wordt. De hoeveelheid mangaan is tijdens terugleveren 8 keer hoger,

wat overeen komt met 0,09 mg/l.

Door te stoppen met het terugleveren van water uit de watertoren, kan de hoeveelheid ijzer

en mangaan per liter water dat het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff instroomt,

afnemen met respectievelijk 6.5% en 18%. Het is niet nodig om te stoppen met leveren van

drinkwater aan Zaltbommel, aangezien dit geen invloed heeft op de kwaliteit van het water

dat het distributienetwerk van Kolff instroomt.

Geconcludeerd wordt dat door het opstarten van de nieuwe zuivering geen significante

verandering is opgetreden in de drinkwaterkwaliteit van zowel het water dat de zuivering

verlaat als het water op de locaties in het distributienetwerk. Wel is een verandering in de

waterkwaliteit gemeten door het toegenomen verbruik, het vaker terugleveren van water uit

Zaltbommel en het niet tijdig onderhouden van de oude zuivering.

vii

Summary

Over the past few decades much research has been done into the quality of drinking water

during the purification process. However, drinking water quality must meet certain legal

requirements when the water is delivered to the consumer. During transport from the

drinking water treatment plant to the consumer the drinking water quality can change as a

result of physical, chemical and biological processes in the distribution network. As a result of

insufficient insight into these processes, the distribution network is often regarded as a 'black

box'.

This research aims to understand the rate of change of drinking water quality along the

distribution network. The changes between the outgoing clear water at the treatment plant

and the water coming out of the consumers tap are compared. Also, the changes in water

quality due to the startup of a new drinking water treatment plant are studied. Research has

been done in the distribution network of drinking water treatment plant Kolff, where a new

treatment plant is built next to the old treatment plant Kolff.

Measurements have been done using particle counters, MuPFiS (multiple particle filtration

system) and by taking water samples measurements at drinking water treatment plant Kolff

and in different locations in the network during periods in December 2010, in March 2011 and

in April 2011.

The aeration system of the old treatment plant was not cleaned in time and the filter material

was not replaced in time. As a result, the quality of the drinking water leaving the treatment

plant deteriorated after June 2010. Before this date the manganese concentration was

around 0.007 mg/l and this is increased to an average of 0.025 mg/l in December 2010. The

oxygen content of the water has decreased from 9.5 mg/l in the first half of 2010 to 8.0 mg/l

in December 2010. After the start-up of the new treatment plant in April 2011, the water

quality has been restored to the level before June 2010.

To determine the influence of the new treatment plant on the drinking water quality, the

results of the measurements from the beginning of 2010 need to be compared with the

results of the measurements done in the course of 2011. If the results are stable after startup

of the new plant, the influence of the new treatment plant on the drinking water quality can

be determined over a longer period of time.

During the treatment process the oxidation of ammonium, nitrite and manganese is

incomplete. By oxidation in the first part of the distribution network a significant decrease in

concentration is measured for these parameters. No decrease is measured for the iron

concentration, it stays constant at approximately 0,01 mg/l throughout the entire network.

The quantities of iron and manganese that enter the network are respectively 15% and 2%,

while the rest enters the network as Fe2+ and Mn2+. After starting up the new treatment plant

the amount of iron, Fe2+ and manganese that entered the network remained the same. Only

the amount of Mn2+ decreased. Some 5% entered the network as manganese and the other

95% as Mn2+.

During all measurement periods the pattern in the total particle volume measured at the

drinking water treatment plant is dominated by peaks caused by pumping back drinking

water from the water tower in Zaltbommel to the distribution network of Kolff. In the

distribution network of drinking water treatment plant Kolff, sediment settles and resuspends

due to water consumption. Hence the variation in the total particle volume of the distribution

network is dominated by the variation in drinking water consumption.

The particles that enter the network during peaks in the total particle volume, settle at

moments of low water use and as a result the peak will disappear. During high water use the

settled particles resuspend, causing new peaks. As sediment settles during transport through

viii

the distribution network, it is not possible to follow the peaks throughout the network.

Because of this, it is not possible to determine the retention time of the water between the

treatment plant and the various locations in the network with particle counters. The retention

time of the water in the network can only be determined with a more conservative parameter

such as the conductivity or pH.

Due to the increase in water use between early March 2011 and late April 2011 the flow

velocity of the water in the distribution network has increased. Because of this, less sediment

settles in the network and more sediment resuspends. Therefore the total amount of

suspended solids in the distribution network has increased. Since sediment contains

microbiology, the amount of adenosine triphosphate (ATP) and the total cell count (TCC) in

the network has also increased as a result of the increased water usage. Since the sediment

that resuspended due to the higher consumption has stayed longer in the network, this

sediment contains relatively more microbiology. This can be observed by the increase in the

amount of ATP/TSS measured at various locations at the end of the distribution network. The

amount increased from an average of 45 µg/g in March 2010 to 175 µg/g in April 2010.

The average amount of ATP measured in the sediment is 0,35 ng per liter drinking water and

this corresponds to approximately 10% of the total amount of ATP in the drinking water. This

rate corresponds to the rate of TCC found in the water. This shows that the total quantity of

microbiology in drinking water consists only for a small portion of microbiology present on the

surface of sediments with a diameter larger than 1,2 µm floating in the water.

Almost every night, for a few hours, drinking water is pumped from treatment plant Kolff to

the water tower in Zaltbommel at a rate of 0,35 m/s. Just as in the beginning of the

distribution network, iron and manganese settle also in the beginning of the conduit between

the treatment plant and the water tower. On days with low water use, water is pumped back

from the water tower in Zaltbommel directly into the distribution network of drinking water

treatment plant Kolff. This is done with a flow rate of 1,3 m/s, so iron and manganese

resuspend. By pumping back water, water with a significantly higher iron and manganese

concentration and turbidity enters the distribution network compared to the water that is

pumped into the network directly from the treatment plant. At these moments the iron

concentration is 0,03 mg/l and the turbidity is 0,6 FTE, which is three times higher than at

moments that no water is pumped back. The amount of manganese is 8 times higher during

the time that water is returned, which corresponds to 0,09 mg/l.

The amount of iron and manganese per liter drinking water entering the distribution network

of drinking water treatment plant Kolff, can be decreased by respectively 6,5% and 18% if

water is no longer pumped back from the water tower. It is not necessary to stop the

pumping of drinking water to the water tower in Zaltbommel as this does not affect the

quality of the drinking water entering the distribution network of Kolff.

It can be concluded that the start-up of the new drinking water treatment plant did not cause

significant changes in the drinking water quality, neither in the water that leaves the

treatment plant nor in the water at consumer sites. However, a change in water quality was

measured due to the increased water use, due to the frequency of pumping water back from

Zaltbommel and due to the lack of maintenance at the old treatment plant.

ix

Lijst van afkortingen, eenheden en verbindingen

Lijst van gebruikte afkortingen

ATP Adenosinetrifosfaat

FSS Hoeveelheid vaste zwevende stof in het water (Fixed Suspended Solids)

ICP-MS Inductief gekoppeld plasma massaspectrometrie (Inductively Coupled Plasma

Mass Spectrometry)

MuPFiS Filtratiesysteeem met meerdere filters (Multiple Particle Filtration System)

PPB Aantal per miljard (Parts Per Billion)

TCC Totaal aantal cellen (Total Cell Count)

TSS Totale hoeveelheid zwevende stof in het water (Total Suspended Solids)

VSS Hoeveelheid vluchtige zwevende stof in het water (Volatile Suspended Solids)

WLB Waterleidingbesluit

Lijst van gebruikte eenheden

°C Graden Celsius / Temperatuur

FTE Formazine Troebelings Eenheid / Troebelheid

g Gram

h Uur (Hour)

l Liter

m3 Kubiekemeter

mg Milligram / 10-3 gram

ml Milliliter / 10-3 liter

ng Nanogram / 10-9 gram

pg Picogram / 10-12 gram

pH Zuurgraad

µg Microgram / 10-6 gram

Lijst van gebruikte chemische verbindingen

Al3+ of Al Aluminium

Al(OH)3 Aluminiumhydroxide

C Koolstof

Ca2+ of Ca Calcium

CaCO3 Calciumcarbonaat

CO2 Koolstofdioxide / Koolzuur

CO32- Carbonaat

Fe2+ of Fe IJzer

Fe(OH)3 Ijzerhydroxide

Fe(OOH) IJzeroxide-hydroxide

HCO3- Waterstofcarbonaat / Bicarbonaat

HNO3 Salpeterzuur

Mn2+ of Mn Mangaan

MnO2 Mangaandioxide

NH4+ Ammonium

NO2- Nitriet

NO3- Nitraat

O2 Zuurstofgas

x

1

1 Inleiding

1.1 Achtergrond

Schoon drinkwater is de belangrijkste levensbehoefte van de mens (UNDP, 2011). Drinkwater

wordt niet alleen gebruikt om te drinken, maar ook voor zaken als persoonlijke hygiëne,

voedselbereiding, auto’s wassen en tuin sproeien.

De Nederlandse overheid eist dat drinkwater dat geleverd wordt aan consumenten, zoals

huishoudens, bedrijven en overheidsinstellingen, altijd schoon genoeg is om veilig te

gebruiken. Om deze zekerheid te bieden, moet de kwaliteit van het drinkwater voldoen aan

door de overheid gestelde eisen (Drinkwaterbesluit, 2011 en Waterleidingbesluit, 2011).

In Nederland wordt water door 10 waterleidingbedrijven gezuiverd tot drinkwater (Vewin,

2009) en via drinkwaterdistributienetwerken naar de klant getransporteerd. Het

waterleidingbedrijf is verantwoordelijk voor de waterkwaliteit. Het drinkwater dient bij de

tappunten van de verbruikers aan de kwaliteitseisen van de overheid te voldoen (VROM, 2011

en Drinkwaterbesluit 2011).

Naast de eisen gesteld door de overheid hebben waterleidingbedrijven streefwaarden

opgesteld die strenger zijn dan deze eisen. De waterleidingbedrijven hebben zichzelf deze

streefwaarden opgelegd om onder andere de klanttevredenheid en het imago te verbeteren

en om corrosie van het leidingmateriaal en afzetting in het leidingnet te verminderen (o.a.

Vitens, 2010).

De analyse van de drinkwaterkwaliteit wordt door de waterleidingbedrijven zelf verzorgd. De

uitkomsten van deze analyses worden gecontroleerd door de Inspectie Leefomgeving en

Transport (ILT) (voorheen VROM-inspectie) (VROM, 2011).

1.2 Aanleiding

Op het moment dat het water bij de klant aan komt, moet de kwaliteit aan de gestelde eisen

voldoen (VROM, 2011 en drinkwaterbesluit 2011). In de afgelopen decennia is veel

onderzoek gedaan naar het zuiveringsproces van drinkwater. Het distributienetwerk maakt

drinkwatertransport mogelijk van de zuivering naar de tappunten (de klanten). Tijdens dit

transport kan de drinkwaterkwaliteit veranderen ten gevolge van fysische, chemische en

biologische processen in het distributienetwerk (Disconto, 2009). In deze processen is

onvoldoende inzicht, waardoor het distributienetwerk grotendeels als een black box

beschouwd wordt.

Om inzicht te krijgen in deze processen moet onderzoek gedaan worden naar de

waterkwaliteitsverandering in distributienetwerken. De reden dat weinig onderzoek gedaan is

naar de waterkwaliteitsverandering in distributienetwerken, is dat dit onderzoek vaak

kostbaar en plaats specifiek is.

Een achttal bedrijven zijn een samenwerkingsverband aangegaan om het inzicht in deze

processen te vergroten (Innowator, 2009). Dit samenwerkingsverband bestaat uit PWN

Waterleidingbedrijf Noord-Holland, Vitens NV, Dunea, Brabant Water, UReason Holding BV,

DHV BV, Technische Universiteit Delft en Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu.

Het onderzoek is onderverdeeld in drie werkpakketten:

1. Waterkwaliteit in het distributienetwerk;

2. Calamiteitenmodel;

3. Ontwikkeling trainingsomgeving.

Het eerste werkpakket ‘Waterkwaliteit in het distributienetwerk’ heeft als doel inzicht te

krijgen in de biologische, fysische en chemische stabiliteit van het drinkwater in het leidingnet

en hierbij behorende kritische parameters. Daarnaast moeten modellen van chemische en

biologische stabiliteit in het leidingnet ontwikkeld worden (Disconto, 2009).

Om het doel van werkpakket 1 te halen, moet onderzoek gedaan worden naar

drinkwaterkwaliteit in distributienetwerken.

2

1.3 Doelstelling

Dit rapport maakt deel uit van werkpakket 1 van het project Disconto en beschrijft een

deelonderzoek waarin metingen uitgevoerd zijn in het distributienetwerk voor en na het in

bedrijf nemen van een nieuwe zuivering. Het doel van het onderzoek is “Inzicht krijgen in de

mate van verandering van drinkwaterkwaliteit over het distributienetwerk en in de

verandering van deze kwaliteit door het overgaan naar een nieuwe zuivering.”

1.4 Onderzoeksvragen

Om het onderzoeksdoel te bereiken moet op de volgende onderzoeksvragen antwoorden

gegeven worden:

1. Wat is de kwaliteit van het water dat de waterzuivering verlaat en wat is de kwaliteit

van het water geleverd bij de klant? Waardoor worden mogelijke verschillen in de

waterkwaliteit veroorzaakt?

2. In welke mate verandert de drinkwaterkwaliteit na opstarten van de nieuwe zuivering

en kan deze verandering verklaard worden door de overgang naar het nieuwe

zuiveringsproces?

1.5 Structuurbeschrijving/leeswijzer

Na dit hoofdstuk wordt in hoofdstuk 2 beschreven hoe de parameterkeuze gemaakt is en

welke meetmethoden gekozen zijn.

In hoofdstuk 3 worden de analyseresultaten beschreven van de monsternamen. Daarnaast

wordt ingegaan op de verandering van de waterkwaliteit in het distributienetwerk tussen de

zuivering en de consument. Ook wordt nagegaan wat de invloed is van het opstarten van de

nieuwe zuivering op de waterkwaliteit in het distributienetwerk. De resultaten van de MuPFiS

(multiple particle filtration system) metingen worden behandeld in hoofdstuk 4, waarna in

hoofdstuk 5 aandacht wordt besteed aan de resultaten van de deeltjestellers.

In hoeverre de resultaten van de drie meetmethoden uit hoofdstuk 3, 4 en 5 elkaar

ondersteunen wordt aangegeven in het hoofdstuk 6. Ten slotte bevat hoofdstuk 7 de

conclusies van de verandering van de waterkwaliteit over het distributienetwerk en de

aanbevelingen die hier uit volgen.

3

2 Materiaal en methode

Dit hoofdstuk beschrijft achtereenvolgend: de onderzochte drinkwaterzuivering en het

bijbehorende onderzoeksgebied, de gekozen parameters en waarom voor deze parameters is

gekozen, de gebruikte meetmethoden en de meetlocaties. Met een toelichting van de

planning die tijdens dit onderzoek is aangehouden, wordt dit hoofdstuk afgesloten.

2.1 Zuivering

Voor dit onderzoek is gekeken naar de waterkwaliteit in het distributienetwerk van

drinkwaterzuivering Kolff. Deze zuivering is onderdeel van waterleidingbedrijf Vitens en ligt in

Waardenburg (provincie Gelderland). Drinkwaterzuivering Kolff bestaat uit een beluchting- en

filtratiestap, waarna het water via een tussen- en een reinwaterkelder het distributienetwerk

ingepompt wordt (Tabel 1). De door deze zuivering geleverde waterkwaliteit voldoet

grotendeels aan de wettelijk gestelde eisen van het waterleidingbesluit (WLB) en aan de door

Vitens gestelde streefwaarden (Tabel 2, Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010).

Om de drinkwaterkwaliteit volledig te laten voldoen aan de wettelijke eisen en aan de door

Vitens gestelde streefwaarden van ammonium, nitriet, mangaan, de totale hardheid en de

zuurgraad, wordt een nieuwe drinkwaterzuivering gebouwd.

De nieuwe zuivering, die naast de oude wordt gebouwd, bestaat net zoals de oude zuivering

uit een beluchting- en filtratiestap en wordt uitgebreid met een onthardingsinstallatie en een

tweede filtratiestap (Tabel 1).

Door vertraging van de bouw van de nieuwe zuivering was het niet mogelijk om de

onthardingsstap mee te nemen in dit onderzoek. Wanneer in dit verslag gesproken wordt

over het opstarten van de nieuwe zuivering, dan wordt hier het opstarten van de beluchting

en de twee filtratiestappen in de nieuwe zuivering bedoeld.

Tabel 1: Zuiveringsstappen van oude en nieuwe zuivering.

Oude zuivering Nieuwe zuivering

Winning Winning - bestaand

Beluchting - sproeivloer en venturi Beluchting in bovenwater voorfilters

Enkellaags snelfiltratie - zand Dubbellaags voorfiltratie - zand en antraciet

Tussenkelder Tussenkelder

Reinwaterkelder Pelletontharding - met natronloog

Distributie Dubbellaags nafiltratie - zand en antraciet

Reinwaterkelder - bestaand

Distributie - bestaand

4

Tabel 2: Overzicht van enkele waterkwaliteit parameters, gemeten in het uitgaande

reinwater van drinkwaterzuivering Kolff (Jan 2010 – Nov 2010). Oranje gekleurde waarden

voldoen niet aan de streefwaarden van Vitens en roze gekleurde parameters voldoen niet

aan de wettelijke eisen.

2.2 Parameters

Parameters waarvan de meetwaarden niet voldoen aan de streefwaarden van Vitens zijn

ammonium, mangaan, nitriet en de zuurgraad. De totale hardheid voldoet zelfs niet aan de

wettelijke eisen (Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010). De totale hardheid is een

conservatieve parameter, welke nagenoeg niet meer verandert over het netwerk en net als

de zuurgraad voornamelijk verandert door opstarten van de ontharding (Moel et al., 2005).

Aangezien tijdens dit onderzoek de onthardingsstap in de nieuwe zuivering nog niet was

opgestart, worden deze parameters niet meegenomen.

De nieuwe beluchting- en filtratiestappen kunnen niet alleen van invloed zijn op de waarden

van ammonium, nitriet en mangaan, maar ook op de troebelheid van het water en het

zuurstof- en ijzergehalte. (Moel et al., 2005). Deze zes parameters worden tijdens dit

onderzoek gemeten (Tabel 3).

Aeromonas is de laatste parameter die niet voldoet aan de streefwaarden van Vitens (Tabel

2). Om beter inzicht te krijgen in de biologische processen wordt het totale aantal cellen (TCC)

en de hoeveelheid adenosinetrifosfaat (ATP) in het water gemeten. TCC is de gemeten

hoeveelheid cellen per watervolume en geeft een indicatie van de hoeveelheid microbiologie

in het water (Hammes et al., 2008). Ook ATP wordt veel gebruikt als microbiologische

indicator (Deiniger & Lee, 2001, Delahaye et al., 2003 en Siebel et al., 2008). De

watertemperatuur en retentietijd zijn van invloed op de hoeveelheid ATP in het water (Wielen,

2010) en worden ook meegenomen in dit onderzoek. De retentietijd is de verblijftijd van het

water in het netwerk (Vreeburg, 2007). In deze context is de retentietijd de tijd die het water

nodig heeft om van de zuivering of een meetpunt naar één van de andere meetpunten te

stromen.

Zwevende deeltjes in het drinkwater hebben invloed op de hoeveelheid microbiologie in het

water (Cui, 2010, Gauthier et al., 1999 en Zachareus et al, 2001). In dit onderzoek wordt de

totale hoeveelheid zwevende deeltjes (TSS) in het water gemeten en daarnaast wordt de

hoeveelheid vluchtige (VSS) en vaste deeltjes (FSS) bepaald.

Parameters Eenheid 5% Gem. 95%

Aeromonas per 100 ml < 1000 < 20 12 0.0 14.2 44.3

Ammonium mg NH4/l ≤ 0.20 ≤ 0.05 48 0.004 0.053 0.102

Calcium mg Ca/l - - 12 78.3 84.4 90.6

Coliformen (37°C) per 100 ml < 1 < 1 49 < 1 < 1 < 1

Geleidbaarheid mS/m ≤ 125 ≤ 80 12 47.7 48.4 49.1

IJzer mg Fe/l ≤ 0.20 ≤ 0.05 46 0.009 0.016 0.023

Kleurintensiteit mg Pt/Co/l ≤ 20 ≤ 10 4 4.4 5.3 6.1

Kalium mg K/l - - 4 2.75 2.86 2.97

Koloniegetal (22°C) per ml < 100 < 100 49 0.0 14.5 51.7

Magnesium mg Mg/l - - 12 10.05 10.84 11.63

Mangaan mg Mn/l ≤ 0.05 ≤ 0.01 50 0.000 0.013 0.027

Natrium mg Na/l ≤ 150 ≤ 120 4 16.4 17.4 18.4

Nitraat mg NO3/l ≤ 50 ≤ 25 4 3.3 3.5 3.8

Nitriet mg NO2/l ≤ 0.10 ≤ 0.03 49 0.026 0.046 0.065

Sulfaat mg SO4/l < 150 < 100 4 16.1 18.9 21.6

Totale hardheid mmol/l 1.0 ≤ X ≤ 2.5 1.0 ≤ X ≤ 1.2 12 2.38 2.55 2.72

Troebelheid FTE ≤ 1 ≤ 0.4 47 0.09 0.20 0.31

Waterstofcarbonaat mg HCO3/l ≥ 60 ≥ 90 12 269.8 276.8 283.9

Zuurgraad pH 7.0 ≤ X ≤ 9.5 7.8 ≤ X ≤ 8.3 49 7.29 7.36 7.43

Zuurstof mg O2/l ≥ 2 ≥ 4 49 8.5 9.2 9.9

Eisen WLB

Streef-

waarden

Aantal

metingen

Normale verdeling

5

Tabel 3: Parameters gemeten tijdens dit onderzoek.

Fysisch – chemisch Biologisch

Ammonium ATP

FSS TCC

IJzer VSS

Mangaan

Nitriet

Temperatuur

Troebelheid

TSS

Zuurstof

2.3 Meetmethoden

Om de parameters te onderzoeken wordt gebruik gemaakt van de volgende drie

meetmethoden (Tabel 4), zie ook Paragraaf 2.3.1 t/m 2.3.3:

Monstername: Deze methode wordt veel gebruikt door drinkwaterbedrijven. Het is

mogelijk om met de watermonsters veel verschillende parameters te analyseren van

zowel fysisch-chemische als biologische aard.

MuPFiS (multiple particle filtration system): Met deze methode kunnen zowel

fysisch-chemisch als biologische parameters gemeten worden. Het materiaal dat

achterblijft op de filters wordt geanalyseerd. Hierdoor wordt bepaald waaruit het

sediment in het water bestaat en in welke mate de hoeveelheid en de samenstelling van

het sediment verandert.

Deeltjesteller: Met een interval van drie minuten wordt de hoeveelheid zwevende

deeltjes in het water gemeten. Met deze resultaten wordt berekend wat het totale

deeltjesvolume in het water is. Ook worden deeltjestellers gebruikt voor het bepalen van

de retentietijd (Vreeburg, 2007 en Verberk et al., 2006 & 2007).

Tabel 4: De gemeten parameters per meetmethode.

Monstername MuPFiS Deeltjestellers

Ammonium ATP TSS

ATP FSS

IJzer IJzer

Mangaan Mangaan

Nitriet TCC

Temperatuur TSS

Troebelheid VSS

Zuurstof

2.3.1 Monstername

Watermonsters worden uit een tappunt op de zuivering of bij klanten genomen door hiervoor

opgeleide werknemers van Vitens. Voor het nemen van een goed drinkwatermonster is het

van belang dat het tappunt zo dicht mogelijk achter de watermeter zit en regelmatig gebruikt

wordt. Op deze manier heeft het water een korte afstand door het gebouw afgelegd en is een

relatief goede en constante doorspoeling van de binnenleidingen gegarandeerd.

Om (bacteriologische) besmetting van het water te voorkomen en de hoeveelheid

toegevoegde zuurstof aan het water te beperken wordt de eventueel aanwezige percolator

(het roostertje, rubberringetje en bijbehorend houder) van de kraan verwijderd.

Water in het distributienetwerk heeft een relatief constante watertemperatuur, welke bij lage

stroomsnelheden nagenoeg gelijk is aan de temperatuur van de omliggende grond (Verkerk

et al., 1998 en Molen et al., 2008). Zodra het water langere tijd in het leidingwerk na de

6

huisaansluiting stil staat, kan deze watertemperatuur toenemen door de hogere

omgevingstemperatuur in het gebouw. Om te bepalen of het bemonsterde water direct uit de

distributieleiding komt, moet de temperatuur van het water dat uit het tappunt stroomt

minimaal één minuut constant zijn voordat er monsters genomen mogen worden.

Eerst worden alle monsters genomen voor de analyse van de fysische en chemische

parameters. Hierna wordt de kraan ontsmet met een gasbrander of ethanol. De microbiologie

die groeit op de kraankop wordt hierdoor gedood. Het is van belang dat de kraan tussen het

ontsmetten en het nemen van de monsters voor de analyse van de biologische parameters

even gelopen heeft, zodat alle ethanolresten en dode bacteriën uit de kraan verwijderd

worden.

De monsters worden gekoeld vervoerd naar het laboratorium van Vitens of het

Waterlaboratorium, waar de watermonsters geanalyseerd worden.

Aantoonbaarheidsgrens en meetonzekerheid

Voor elke parameter is, afhankelijk van de gebruikte analyse, een aantoonbaarheidsgrens

bekend (Tabel 5 en Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010). Onder de

aantoonbaarheidsgrens wordt de laagste concentratie verstaan die met een betrouwbaarheid

van 95% kan worden vastgesteld. Wanneer tijdens dit onderzoek een analyseresultaat kleiner

is dan deze grens, wordt de aantoonbaarheidsgrens schuin gedrukt weergegeven.

De streefwaarden van Vitens en de wettelijke eisen waar aan het drinkwater moet voldoen,

zijn aangegeven in Tabel 2. Voor ATP is geen streefwaarde of eis opgesteld. Wanneer de

meetresultaten niet voldoen aan de streefwaarden van Vitens zijn ze oranje gekleurd en

wanneer ze ook niet voldoen aan de wettelijk gestelde eisen, zijn de resultaten roze gekleurd.

Tabel 5: Aantoonbaarheidsgrens en meetonzekerheid per parameter.

Definitie toe- en afname

Voor de analyseresultaten wordt gekeken of sprake is van een significante afname tussen het

begin en einde van het netwerk of voor en na het opstarten van de nieuwe zuivering. Hierbij

moet rekening gehouden worden met de meetonzekerheid (Tabel 5), welke aangeeft binnen

welke range de werkelijk in het water aanwezige concentratie kan vallen. De

watertemperatuur gemeten met de thermometer kan 0,3 °C afwijken van de werkelijke

watertemperatuur en deze meetonzekerheid is gebruikt voor de watertemperatuur.

Tussen twee opeenvolgende meetlocaties in het netwerk is een afname te zien als de

meetwaarde op de locatie waar het water vandaan komt (punt A) hoger is dan de

meetwaarde op de locatie waar het water naartoe stroomt (punt B). Hierbij moet de

meetwaarde van punt A vermenigvuldigd worden met de ondergrens van de

meetonzekerheid (m.o.) en de meetwaarde van punt B waar de waarde naar toe gaat met de

bovengrens van de meetonzekerheid.

Meet-

onzekerheid

[%]

Ammonium mg NH4/l 0.0132 94.7 - 106.9

Adenosinetrifosfaat ng/l - -

IJzer (na aanzuren) mg/l 0.01 94.5 - 108.1

Mangaan (na aanzuren) mg/l 0.005 96.8 - 105.9

Nitriet mg NO2/l 0.00104 94.2 - 110.7

Temperatuur in situ °C - -

Troebeling FTE 0.06 88.5 - 111.5

Zuurstof mg/l - 94.6 - 105.4

Aantoonbaar-

heidsgrens

7

Een significante afname is te zien als:

(Waarde locatie A)*(ondergrens m.o.) > (waarde locatie B)*(bovengrens m.o.)

Terwijl een significante toename te zien is als:

(Waarde locatie A)*(bovengrens m.o.) < (waarde locatie B)*(ondergrens m.o.)

Of sprake is van een afname door het opstarten van de nieuwe zuivering wordt bepaald door

de waarden gemeten voor het opstarten van de nieuwe zuivering (Voor), te vergelijk en met

de resultaten gemeten na het opstarten van de nieuwe zuivering (Na).

Hierbij is sprake van een significante afname als:

(hoogste meting Na)*(bovengrens m.o.) < (laagste meting Voor)*(ondergrens m.o.)

Voor een significante toename geldt hetzelfde principe:

(laagste meting Na)*(ondergrens m.o.) > (hoogste meting Voor)*(bovengrens m.o.)

2.3.2 Multiple Particle Filtration System

De MuPFiS is een filtratieapparaat met vier parallelle leidingdelen en een gezamenlijke

aansluiting op een tappunt. Elke leidingdeel bestaat uit één filterhouder en een watermeter

(Figuur 1). Per meting met de MuPFiS worden dus vier filters gebruikt en wordt per filter met

bijbehorende watermeter bepaalt hoeveel water door dit filter gestroomd is.

Tijdens dit onderzoek zijn Whatman ‘glass microfibre filters’ met een poriegrootte van 1,2 µm

gebruikt. Voordat de filters in de MuPFiS gebruikt worden, zijn ze schoongespoeld met

gedestilleerd water, gedroogd in een oven bij een temperatuur van 100 °C, afgekoeld in een

exsiccator en gewogen. Om biologische aangroei in de MuPFiS zo veel mogelijk te

verwijderen, wordt de MuPFiS voor gebruik minimaal vijf minuten doorgespoeld met

leidingwater en worden de filterhouders van de MuPFiS schoongemaakt met steriele

schoonmaakdoekjes. Na het plaatsen van de filters in de filterhouders en het aflezen van de

watermeters, wordt de voeding opengezet en stroomt het leidingwater voor minimaal drie

uur door de MuPFiS. Hierna worden de filters uit de MuPFiS verwijderd en de watermeters

nogmaals afgelezen. Drie van de vier filters zijn gebruikt voor analyse:

Filter 1: TSS, VSS en FSS analyse.

Filter 2: ICP-MS analyse (inductively coupled plasma mass spectrometry).

Filter 3: ATP en TCC analyse.

Filter 4: Reserve.

8

Figuur 1: Opstelling MuPFiS bij een van de klanten thuis.

TSS, VSS en FSS analyse

De filters voor de TSS analyse worden na filtratie nogmaals in de oven bij een temperatuur

van 100 °C geplaatst, afgekoeld in een exsiccator en gewogen. Het verschil in massa van het

filter voor en na de meting wordt veroorzaakt door de hoeveelheid op het filter

achtergebleven materiaal. De hoeveelheid TSS in mg/l is bepaald door de massa van het

achtergebleven sediment te delen door de hoeveelheid water dat door het filter gestroomd is.

Uit de formule van TSS wordt de relatie met VSS en FSS duidelijk:

TSS = VSS + FSS

In de ‘Standard Methods for the examination of water and waste water’ (20e editie) wordt

aangegeven dat voor analyse van zwevende deeltjes (SS) minimaal 2,5 mg materiaal nodig is

(Carrera et al., 2008 en Greenberg, 1999). Filters met een hoeveelheid TSS lager dan 2,5 mg

worden dan ook niet meegenomen tijdens het onderzoek.

De hoeveelheid VSS wordt op dezelfde manier bepaald als de hoeveelheid TSS, maar nu

wordt een oven met een temperatuur van 550 °C gebruikt. Hierdoor wordt het VSS deel

verbrand en blijft het FSS deel achter op het filter. Het verschil in massa van het filter voor en

na plaatsing in deze oven geeft het aan hoeveel VSS aanwezig was op het filter. Het verschil

in massa tussen het filter na plaatsing in deze oven en het oorspronkelijke, lege filter is de

hoeveelheid FSS.

ICP-MS analyse

Een inductief gekoppeld plasma massaspectrometer (ICP-MS) is een massaspectrometer

waarbij gebruik gemaakt wordt van inductief gekoppeld plasma. Met deze techniek kunnen

zeer lage concentraties gemeten worden en dit kan voor sommige parameters aflopen tot wel

10-12 gram per liter.

De filters voor de ICP-MS analyse worden opgestuurd naar de het laboratorium van Vitens.

Ook wordt doorgegeven hoeveel water door de filters gestroomd is gedurende de MuPFiS

9

meting. Naast de hoeveelheid mangaan en ijzer wordt tijdens de ICP-MS analyse nog voor 24

andere elementen de concentratie in het drinkwater bepaald (Tabel 6). Op deze manier wordt

bepaald uit welk materiaal het sediment bestaat dat in het drinkwater aanwezig is. De

analyseresultaten worden weergegeven in mg of μg stof per liter gefilterd water.

Tabel 6: Elementen geanalyseerd met ICP-MS meting.

Aluminium Calcium Lood Seleen

Antimoon Chroom Magnesium Strontium

Arseen IJzer Mangaan Uranium

Barium Kalium Molybdeen Vanadium

Beryllium Kobalt Natrium Zilver

Boor Koper Nikkel Zink

Cadmium Kwik

ATP en TCC analyse

De filters gebruikt voor de ATP en TCC analyse worden in 15 ml water, gekoeld naar het

Waterlaboratorium gebracht. Hier wordt de 15 ml water geanalyseerd. De waarden die het

laboratorium rapporteert, zijn de hoeveelheid cellen per ml en de hoeveelheid ATP per liter.

Tijdens de MuPFiS meting is meer water door het filter gestroomd. Om de juiste

hoeveelheden TCC en ATP per liter gefilterd water te bepalen worden de volgende formules

gebruikt:

Factor = 0.015 [l] / Volume gefilterd water [l]

Hoeveelheid ATP = Factor x gerapporteerde waarde ATP

Hoeveelheid TCC = Factor x gerapporteerde waarde TCC

2.3.3 Deeltjestellers

De gebruikte deeltjestellers zijn Pamas Water Viewers. De meettechniek van deze

deeltjestellers is gebaseerd op lichtblokkering van een laserstraal volgens het principe van

licht extinctie (Pamas, 2011). De deeltjesteller meet van elk ingesteld diameterbereik het

aantal deeltjes per ml. Elke teller heeft 8 kanalen, zodat maximaal acht verschillende bereiken

gemeten kunnen worden. Voor elk bereik wordt de ondergrens ingevoerd en het bereik loopt

tot de ingevoerde waarde van het volgende bereik. Voor dit onderzoek zijn de kanalen

ingesteld op 1, 1.3, 2, 3, 4, 5, 10 en 15 μm, waardoor de bereiken lopen van 1 tot 1.3, van

1.3 tot 2 etc. In het laatste bereik vallen de deeltjes met een diameter van 15 μm en groter.

Drinkwater loopt via een slang vanuit een tappunt door de deeltjestellers naar de afvoer

(Figuur 2). Naast de slang naar de deeltjesteller loopt vanaf het tappunt een tweede slang

direct naar de afvoer, zodat constant water uit het tappunt stroomt. Om de verandering van

de drinkwaterkwaliteit in het distributienetwerk over de tijd zo goed mogelijk te volgen, zijn

de regelafsluiters zo ingesteld dat de retentietijd van het drinkwater tussen de huisaansluiting

en het tappunt niet meer dan enkele minuten is.

10

Figuur 2: Flowschema (a) en foto (b) van de deeltjestelleropstelling bij een van de klanten.

Met de deeltjestellers wordt elke drie minuten de hoeveelheid deeltjes per ml gemeten. In

andere onderzoeken met deeltjestellers zijn de resultaten omgezet naar deeltjesvolume

(Verberk 2008, Vreebrug, 2007). De hoeveelheid deeltjes is op de volgende manier omgezet

naar het deeltjesvolume:

d = (d12 x d2

2)0.5 V = 1/6 x π x d3 x n

waarbij:

d1 = ondergrens van de diameter range [μm]

d2 = bovengrens van de diameter range [μm]

d = gemiddelde diameter deeltjes [μm]

n = aantal gemeten deeltjes per ml [aantal/ml]

V = deeltjesvolume per m3 [ppb = 10-9 m3 / m3]

Voor de het laatste bereik is geen bovengrens te geven. Voor dit bereik is gerekend met een

gemiddelde deeltjesdiameter van 15 μm, aangezien anders mogelijk met een te grote

gemiddelde diameter gerekend wordt en dit bereik hierdoor dan relatief veel invloed krijgt op

het totale deeltjesvolume. Consequentie van rekenen met een gemiddelde deeltjesdiameter

van 15 μm is, dat de invloed van dit laatste bereik op het totale deeltjesvolume in

werkelijkheid waarschijnlijk groter is dan wordt aangenomen in dit onderzoek.

Daarnaast wordt aangenomen dat alle deeltjes rond en massief zijn (Ceronio et. al., 2002 en

Vreeburg et. al., 2008). Dit is in werkelijkheid niet het geval. Anders gevormde of niet

massieve deeltjes kunnen in verschillende ranges vallen, afhankelijk hoe ze door de teller

stromen.

2.4 Onderzoeksgebied

Voor de metingen in het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff is gekozen voor een

afgezonderd deel van het netwerk. Dit deel heeft één transportleiding en relatief lange

distributieleidingen waar geen drinkwater samenkomt met het drinkwater uit andere leidingen.

Het stuk transportleiding is gemaakt van PVC en heeft een leidingdiameter van 290 mm

(Figuur 3, deel 1). De stukken distributieleiding van gietijzer (GIJ) en PVC hebben een

diameter van 150 mm, het transportleidingstuk van asbestcement (AC) heeft een diameter

van 125 mm.

(a) (b)

11

Figuur 3: Leidingdelen in het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff.

Om de verandering in waterkwaliteit over het netwerk te kunnen volgen is met de

deeltjestellers en MuPFiS gemeten bij de drinkwaterzuivering Kolff (M1) waar het water het

netwerk in gaat, op de Bloklandweg (M2) halverwege het netwerk en aan einde netwerk op

de Mildijk (M3) en Spijkse Kweldijk (M4) (Figuur 4). De locaties M2 t/m M4 bevinden zich alle

drie aan het einde van een lang leidingdeel. Helaas was het niet mogelijk om net na de

distributieleiding te meten (S3), omdat klanten daar niet mee wilden werken aan de metingen

met de deeltjesteller en MuPFiS.

Monsternames zijn gedaan op acht locaties in het netwerk (S1 t/m S8), waarvan vier

hetzelfde zijn als de hierboven beschreven locaties M1 t/m M4 (Figuur 4). Naast deze vier

locaties is gemeten op de locatie net na de distributieleiding (S3). Verder is gemeten aan het

begin van de leidingdelen (S2, S4 en S6). Hierdoor wordt het netwerk in kleinere stukken

opgedeeld en kan de verandering in drinkwaterkwaliteit over het netwerk nauwkeuriger

gevolgd worden.

Figuur 4: Meetlocaties. Monstername op locatie S1 t/m S8. Deeltjestellers en MuPFiS op

locatie M1 t/m M4.

Deel 4 = PVC

2.5 km2.5 km Leiding

Grens netwerk

Zuivering

Leiding

Grens netwerk

Zuivering

Leiding

Grens netwerk

Zuivering

Deel 2 = AC

Deel 1 = PVCDeel 3 = GIJ

Kolff

M1/S1

Mildijk

M3/S7

Bloklandweg

M2/S5Spijkse Kweldijk

M4/S8

S2

S3S4

S6

2.5 km2.5 km Leiding

Grens netwerk

Meetlocatie

Leiding

Grens netwerk

Meetlocatie

Leiding

Grens netwerk

Meetlocatie

12

2.5 Tijdschema

Aangezien in januari 2011 de nieuwe zuivering opgestart zou worden, zijn nulmetingen

gedaan in december 2010. Toen waren slechts twee deeltjestellers en geen enkele MuPFiS

beschikbaar. Op alle locaties is op drie donderdagen een monster genomen (Tabel 7). Hierbij

is elke keer rond 9:00 uur gestart bij locatie S1 en oplopend geëindigd bij locatie S8 rond

12:15 uur. De twee beschikbare deeltjestellers hebben gedurende de drie weken om de drie

minuten gemeten en zijn geplaatst op de drinkwaterzuivering (M1) en aan het einde van het

netwerk op de Spijkse Kweldijk (M4).

Door uitloop van de bouw is de nieuwe zuivering later opgestart. Twee extra deeltjestellers

en vier MuPFiSsen waren eind februari beschikbaar. Toen is gestart met de MuPFiS

nulmetingen op drie opeenvolgende dinsdagen (Tabel 7), waarbij rond 9:00 uur gestart is op

de Bloklandweg (M2). Na meting op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk (M4) vond rond

14:30 uur de laatste meting plaats bij de zuivering (M1).

Na opstarten van de nieuwe zuivering op 9 april is met alle drie de methodes gemeten. De

metingen zijn in dezelfde volgorde verlopen als in de vorige meetperiodes. Hierbij zijn ook nu

de MuPFiS metingen gedaan op dinsdag. Met de monstername is één dag na de overgang op

de nieuwe zuivering gestart, aangezien het water uit de nieuwe zuivering niet direct na

opstart achterin het netwerk bij de consument is. Om grote, (mogelijk) optredende fluctuaties

in de drinkwaterkwaliteit net na het opstarten van de nieuwe zuivering te meten, is twee

dagen later het volgende monster genomen.

Tabel 7: Overzicht productieverdeling tussen de oude (O) en nieuwe (N) zuivering. Verder

is aangegeven wanneer de verschillende metingen zijn uitgevoerd.

Maand 2010/2011

Weeknummer

Zuivering

O 100%

O 70% en N 30%

Deeltjestellers

M1 en M4

M1 t/m M4

Monstername

MuPFiS

138 9 10 11 12

Januari MaartFebruari April

1752 1 2 14 15 163 4 5 6 74544

November

46 47 48

December

50 5149

13

3 Metingen door middel van monstername

Om inzicht te krijgen in de waterkwaliteitsverandering ten gevolge van het opstarten van de

nieuwe zuivering en door het watertransport van de drinkwaterzuivering naar verschillende

punten in het distributienetwerk, zijn verschillende meetmethoden gebruikt. De eerste

meetmethode is het nemen en analyseren van watermonsters. De resultaten van de

monstername worden in dit hoofdstuk beschreven.

3.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering

Om te bepalen of het opstarten van de nieuwe zuivering invloed had op de kwaliteit van het

uitgaande reinwater (S1), worden de gemeten waarden van voor en na het opstarten, met

elkaar vergeleken.

De gemeten resultaten laten alleen een afname zien voor mangaan. Voor ammonium, ATP,

ijzer, nitriet, TCC en troebelheid is geen significante toe- of afname gemeten na de overgang

op de nieuwe zuivering.

Wanneer de berekening uit paragraaf 2.3.1 uitgevoerd wordt zoals aangegeven, is ook geen

significante verandering gemeten voor de zuurstofconcentratie en de watertemperatuur. Als

de berekening uitgevoerd wordt met gemiddelde waarden in plaats van met de minimum- en

maximumwaarden, is voor deze twee parameters wel een lichte, niet significante toename te

zien (Tabel 8).

Waardoor de veranderingen van deze drie parameters veroorzaakt worden, wordt in de rest

van deze paragraaf bekeken.

Tabel 8: Parameters waarvoor na opstart van de nieuwe zuivering een significante toe- of

afname gemeten is. De meetwaarden van december 2010 zijn hiervoor vergeleken met de

waarden gemeten in april 2011. De waarden in het oranje voldoen niet aan de

streefwaarden van Vitens.

De mangaanconcentratie gemeten op de zuivering (S1) neemt af van ruim 0,02 mg/l in

december 2010 tot 0,005 mg/l eind april 2011 (Tabel 8). Volgens het onderhoudsschema van

Vitens had het filtermateriaal in de oude zuivering halverwege 2010 vervangen moeten

worden. Het filtermateriaal is toen niet vervangen omdat de opstart van de nieuwe zuivering

voor januari 2011 gepland stond en zo kosten bespaard konden worden. Vanaf juni is

hierdoor de mangaanconcentratie in het uitgaande reinwater toegenomen tot bijna drie keer

de streefwaarde van Vitens (Figuur 5). De waarden gemeten in december volgen deze

stijging. Na het opstarten van de nieuwe zuivering, is in de oude zuivering het filter uitgezet

dat het meeste mangaan doorliet. De afname van de mangaanconcentratie wordt dus

veroorzaakt doordat de filters in de nieuwe zuivering meer mangaan afvangen dan het

uitgezette filter in de oude zuivering.

Het is aannemelijk dat de toename van de mangaanconcentratie in het tweede half jaar van

2010 helemaal niet plaatsgevonden zou hebben, indien de filters in de oude zuivering van

nieuw filtermateriaal voorzien waren.

Gedurende die gehele periode zouden in dat geval alle meetwaarden aan de streefwaarden

van Vitens hebben voldaan en zou er nagenoeg geen afname van de hoeveelheid

mangaanconcentratie gemeten zijn, na de overgang op de nieuwe zuivering. In de eerste

helft van 2010 was de mangaanconcentratie voor alle metingen in het uitgaande reinwater

lager dan 0,009 mg/l en het is aannemelijk dat dit zo was gebleven.

2-Dec-10 9-Dec-10 16-Dec-10 11-Apr-11 13-Apr-11 20-Apr-11 28-Apr-11

Mangaan mg/l 0.023 0.021 0.025 0.018 0.015 0.008 0.005

Zuurstof mg/l 8.13 8.09 8.31 8.94 9.14 9.55 10.12

Temperatuur °C 10.5 10.7 10.8 11.7 11.4 11.5 11.7

14

Figuur 5: Mangaanconcentratie in het uitgaande reinwater van zuivering Kolff (S1).

In Figuur 6 is te zien dat de zuurstofconcentratie in het drinkwater in de eerste helft van 2010

gemiddeld rond de 9,4 mg/l ligt (Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010). Deze

concentratie is in de laatste maanden van 2010 afgenomen tot gemiddeld 8,2 mg/l in

december. Deze afname wordt verklaard doordat de sproeibeluchting in de oude zuivering in

de loop van de tijd met kalk verstopt raakte. Na het opstarten van de nieuwe zuivering is de

sproeibeluchter die het meest verstopt zat, uitgezet. Door in bedrijf nemen van de nieuwe

zuivering en uitzetten van de meest verstopte sproeiers begin april, is de zuurstofconcentratie

in het water toegenomen tot het niveau van 9,4 mg/l eind april 2011.

Het is aannemelijk dat wanneer de sproeibeluchters in de oude zuivering tijdig zouden zijn

schoongemaakt, de zuurstofconcentratie in het uitgaande reinwater eind 2010 niet zou zijn

afgenomen en dat dan ook geen toename van de zuurstofconcentratie gemeten zou worden

tijdens dit onderzoek.

Figuur 6: Zuurstofconcentratie in het uitgaande reinwater van zuivering Kolff (S1) voor het

jaar 2010.

De verhouding tussen de hoeveelheid CO2 en HCO3- in het water staat in relatie met de pH

van dit water. Bij relatief veel CO2 in het water is de pH relatief laag (Figuur 7). In het ruwe

water van drinkwaterzuivering Kolff is relatief gezien meer CO2 aanwezig dan in het reinwater

en dit is terug te zien aan de lagere pH van het ruwe water (Tabel 9).

Door de slechtere beluchting eind 2010 is minder CO2 uit het water gedreven en als gevolg

daarvan is de pH lager dan begin 2010. Na opstart van de beluchting in de nieuwe zuivering

wordt meer CO2 uitgedreven, waardoor de pH in het reinwater toe is genomen. Dit komt ook

overeen met de metingen van Vitens: in de eerste helft van 2010 heeft het reinwater een

15

gemiddelde pH van 7,36, eind 2010 is dit gezakt tot 7,33 en april 2011 is de pH weer

gestegen naar 7,41 (Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010).

Figuur 7: Relatie tussen pH, CO2 en HCO3

- en CO32- (Moel et al., 2005).

Tabel 9: Gemiddelde pH en de gemiddelde hoeveelheid CO2 en HCO3- in het ruwe en reine

water van drinkwaterzuivering Kolff gedurende de periode januari t/m juni 2010.

Ruw Rein

CO2 [mg/l] 29,8 <1

HCO3 [mg/l] 310 275

pH [-] 7,30 7,37

De temperatuur van het drinkwater dat de zuivering verlaat is tussen december en april met

1 °C gestegen (Tabel 8). Deze toename in watertemperatuur kan verklaard worden door een

toename van de buitenluchttemperatuur. In december was de temperatuur van de

buitenlucht gemiddeld onder het vriespunt, terwijl dit in april boven de 10 °C was (KNMI,

2011 - Herwijnen). De buitenluchttemperatuur heeft invloed op de temperatuur in de deels

bovengronds liggende reinwaterkelder van de zuivering.

3.2 Verandering drinkwaterkwaliteit door verblijf in distributienetwerk

Nadat het water de zuivering heeft verlaten, kan de drinkwaterkwaliteit in het

distributienetwerk veranderen. In deze paragraaf wordt gekeken voor welke parameters een

significante verandering over het netwerk te zien is, hoe groot de verandering is en wat de

oorzaak van de verandering kan zijn.

3.2.1 Geen verandering voor temperatuur, ijzer- en zuurstofconcentratie

Voor de temperatuur, ijzer- en zuurstofconcentratie zijn geen significante toe- of afnames

gemeten tussen de verschillende locaties onderling in het distributienetwerk (Figuur 8 t/m

Figuur 10).

Toch is op de meeste dagen wel degelijk een afname van de watertemperatuur te zien tussen

de zuivering (S1) en de locaties aan het einde van het netwerk (Figuur 8). Deze afname kan

verklaard worden door de buitenluchttemperatuur. In december was de temperatuur van de

buitenlucht gemiddeld onder het vriespunt en gedurende het onderzoek is de temperatuur

toegenomen tot wel 18 °C in april (KNMI, 2011 - Herwijnen). De buitenluchttemperatuur

heeft invloed op de temperatuur van de grond waar het distributienetwerk in ligt, al is de

temperatuurverandering hiervan weliswaar vertraagd en minder extreem. Rond december

was de grond kouder dan het drinkwater, waardoor het water in het netwerk afkoelde. Eind

april is de temperatuur van de grond voldoende gestegen om het drinkwater in het netwerk

op te warmen. Hoe snel het drinkwater opwarmt hangt onder andere af van de

16

leidingdiameter, het leidingmateriaal, het waterdebiet door de leiding en de diepte van de

leiding onder het maaiveld (Blokker et al., 2012).

Figuur 8: Analyseresultaten voor de temperatuur.

Figuur 9: Analyseresultaten voor ijzer.

17

Figuur 10: Analyseresultaten voor zuurstof.

3.2.2 Oxidatie in het begin van het distributienetwerk

Voor ammonium, nitriet en mangaan is aan het begin van het netwerk een significante

afname te zien in de concentratie (Figuur 11 t/m Figuur 13). Na deze afname zijn de meeste

meetwaarden lager dan de aantoonbaarheidsgrens.

In het eerste deel van het netwerk oxideert en/of bezinkt het beetje mangaan dat met het

water het netwerk in komt. Ammonium en nitriet worden door oxidatie omgezet tot nitraat,

wat na oxidatie in oplossing blijft.

Dat soms een toename te zien is in de gemeten concentraties kan komen doordat de

monsters niet van het zelfde water of op dezelfde tijd genomen zijn. Het in het netwerk

bemonsterde water, kan op het moment van het verlaten van de zuivering een hogere

concentratie bevatten dan het bemonsterde water op de zuivering. Daarnaast kunnen door

andere omstandigheden tijdens het nemen van het monster, zoals een hoger debiet in het

distributienet, bezonken ijzer- en mangaan deeltjes opwervelen. Aangezien ammonium en

nitriet in oplossing zijn, kan voor deze parameters de toename die in het netwerk te zien is,

niet veroorzaakt worden door opwerveling. De toename in het netwerk zal voornamelijk

veroorzaakt worden door de fluctuatie in ammonium- en nitrietconcentratie van het water dat

het netwerk instroomt. Deze fluctuatie kan ook de oorzaak zijn van de afwijkende

nitrietconcentraties op 16 december.

Voor ammonium, nitriet en mangaan voldoen een aantal meetwaarden niet aan de

streefwaarden van Vitens. Daarnaast voldoet voor mangaan de meetwaarde van 20 april op

locatie S2 zelfs niet aan de wettelijke eisen. Deze hoge meetwaarden zijn nagenoeg allemaal

gemeten op de drinkwaterzuivering (S1) en voor mangaan ook op de locaties direct na de

zuivering (S2 en S4). Hieruit blijkt, in combinatie met de afname aan het begin van het

netwerk, dat de oxidatie tijdens het zuiveringsproces nog niet altijd voldoende is.

18

Figuur 11: Analyseresultaten voor ammonium.

Figuur 12: Analyseresultaten voor nitriet.

19

Figuur 13: Analyseresultaten voor mangaan.

3.2.3 Biologische groei in het distributienetwerk

De hoeveelheid ATP in drinkwater wordt beïnvloed door de hoeveelheid zwevende deeltjes in

het drinkwater (Cui, 2010, Gauthier et al., 1999 en Zachareus et al., 2001). Tijdens deze

onderzoeken in 1999, 2001 en 2010 zijn ook metingen gedaan tijdens het schoonspoelen van

het netwerk met relatief hoge stroomsnelheden. Deze relatie tussen de hoeveelheid ATP en

de hoeveelheid zwevende deeltjes in deze onderzoeken is gevonden door de relatief grote

variatie in stroomsnelheid, en als gevolg hiervan een grote variatie in het aantal zwevende

deeltjes.

Aangezien tijdens dit onderzoek alleen bij normaal verbruik gemeten is, is de variatie in

stroomsnelheid in het netwerk relatief klein ten opzichte van die in de drie andere

onderzoeken. Hierdoor zal ook de gemiddelde hoeveelheid zwevende deeltjes significant lager

zijn dan in de drie andere onderzoeken. De verwachting is dat de waarden, en dus ook de

verschillen tussen de waarden, gemeten tijdens dit onderzoek, zo klein zijn dat geen

significante relatie te zien is tussen de ATP concentratie en de troebelheid. Of dit werkelijk

het geval is, zal hieronder bekeken worden.

ATP wordt veel gebruikt als microbiologische indicator (Deiniger & Lee, 2001, Delahaye et al.,

2003, Kooij et al., 2001 en Siebel et al., 2008). Tussen het begin en einde van het netwerk is

een fluctuatie te zien in de hoeveelheid ATP, maar over het algemeen is een afname te zien

tussen de zuivering en de meeste locaties in het netwerk (Figuur 14). Aangezien de

hoeveelheid ATP in het drinkwater door veel verschillende parameters beïnvloed wordt

(Wielen, 2010), is niet duidelijk, waardoor de veranderingen in de ATP concentratie

veroorzaakt worden.

20

Figuur 14: Analyseresultaten voor adenosinetrifosfaat.

Voor de troebelheid zijn over het netwerk voor alle dagen verschillende significante toe- en

afnamen gemeten (Figuur 15). De troebelheid fluctueert dus sterk over het netwerk (zie

definitie in Paragraaf 2.3.1). In 2010 varieerde de troebelheid in het uitgaande reinwater

tussen de 0,06 en 0,35 FTE (Vitens Procestechnologie Gelderland, 2010). De variatie in de

troebelheid in het netwerk kan dus veroorzaakt worden door de fluctuatie van de troebelheid

in het uitgaande reinwater in combinatie met het moment van monstername. Daarnaast

kunnen door andere omstandigheden tijdens het nemen van het monster, zoals een hoger

debiet in het distributienet, bezonken deeltjes opwervelen, wat de troebelheid verhoogt.

Figuur 15: Analyseresultaten voor de troebelheid.

De troebelheid van het water en de ATP concentratie variëren beide tussen de verschillende

locaties in het netwerk. Het patroon in de troebelheidvariatie is niet duidelijk terug te zien in

de variatie van het ATP, wat ook blijkt uit de R2 van 0,1465 (Figuur 16). Als het verschil in

ATP tussen twee punten tegenover het verschil in troebelheid voor dezelfde punten gezet

wordt, is ook geen duidelijke relatie te zien. Hierbij is de R2 0,1541. Het ontbreken van een

relatie komt overeen met de gestelde verwachting.

21

Figuur 16: Relatie tussen de troebelheid en de hoeveelheid ATP in het water, R2 = 0,1465.

3.3 Conclusies

Door het opstarten van de nieuwe zuivering is alleen het mangaangehalte in het

uitgaande reinwater afgenomen en de zuurstofconcentratie in het uitgaande reinwater

toegenomen. Beide veranderingen hadden waarschijnlijk niet plaatsgevonden als op de

oude zuivering de beluchting tijdig schoongemaakt en het filtermateriaal tijdig vervangen

was.

Voor de temperatuur, ijzer- en zuurstofconcentratie zijn geen significante toe- of afnames

gemeten tussen de verschillende locaties in het distributienetwerk. Wel is voor de meeste

dagen tussen de zuivering (S1) en de locaties aan het einde van het netwerk (S7 en S8)

wel degelijk een afname van de watertemperatuur te zien. Deze afname kan verklaard

worden door de lage buitenluchttemperatuur.

De oxidatie van ammonium, nitriet en mangaan tijdens het zuiveringsproces is niet

volledig. Hierdoor voldoen een aantal meetwaarden van ammonium, nitriet en mangaan,

welke voornamelijk gemeten zijn op de zuivering (S1), niet aan de streefwaarden van

Vitens. Tussen de zuivering (S1) en de eerste locaties in het distributienetwerk (S2 en S3)

is een significante afname gemeten voor deze parameters. Deze afname is te verklaren

door oxidatie en in het geval van mangaan ook door bezinking. In de rest van het

netwerk (S2 t/m S8) is voor ammonium, nitriet en mangaan over het algemeen geen

significante verandering gemeten en zijn de meeste meetwaarden van deze parameters

lager dan de aantoonbaarheidsgrens.

Tussen de zuivering en de locaties in het netwerk fluctueert de hoeveelheid ATP, maar

over het algemeen is een afname te zien. Ook de meetwaarde van de troebelheid

fluctueert, maar voor deze parameter is geen duidelijke toe- of afname gemeten tussen

het begin en einde van het netwerk. Deze variatie in de troebelheid is waarschijnlijk het

gevolg van fluctuatie van de uitgaande reinwaterkwaliteit en de omstandigheden in het

netwerk tijdens het nemen van de monsters. Een duidelijke relatie tussen de hoeveelheid

ATP en troebelheid is niet gevonden.

22

23

4 Metingen met het Multiple Particle Filtration System

De tweede methode is het filteren van drinkwater met behulp van de MuPFiS, waarbij het

materiaal dat is achtergebleven op de filters wordt geanalyseerd. Hierbij wordt niet alleen

gekeken naar de hoeveelheid achtergebleven materiaal, maar ook naar het soort materiaal en

de hoeveelheid microbiologie op het filter. Aan de hand van deze resultaten wordt in

Paragraaf 4.1 bepaald welke invloed de opstart van de nieuwe zuivering op de

reinwaterkwaliteit heeft. In Paragraaf 4.2 wordt bekeken hoe de waterkwaliteit verandert

tussen de zuivering en de verschillende meetlocaties in het netwerk. Dit hoofdstuk wordt

afgesloten met een opsomming van de conclusies.

4.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering

Om te bepalen of het opstarten van de nieuwe zuivering invloed had op de kwaliteit van het

uitgaande reinwater (M1), worden de met de MuPFiS gemeten waarden vóór en na de

overgang op de nieuwe zuivering vergeleken. Daarnaast worden ook de gemeten waarden in

het netwerk (M2, M3 en M4) vóór en na de opstart van de nieuwe zuivering vergeleken.

4.1.1 Verandering van de uitgaande reinwaterkwaliteit

Door de overgang op de nieuwe zuivering is het vaste (FSS) gedeelte van de totale

hoeveelheid zwevende deeltjes (TSS) in het water afgenomen van 40 µg/l in maart naar 29

µg/l in april (Figuur 17a). De nieuwe zuivering laat dus minder vaste stof door dan de oude

zuivering. Het vluchtige/organische (VSS) gedeelte van het TSS is nagenoeg gelijk gebleven.

Door de afname in FSS en de gelijk gebleven hoeveelheid TSS, is de relatieve hoeveelheid

VSS in het uitgaande reinwater toegenomen (Figuur 17b).

Figuur 17: Gemiddelde hoeveelheid TSS, VSS, FSS (a) en VSS/TSS (b) op de filters in maart

en april 2011 uit drie metingen. De spreiding van de metingen is ook weergegeven.

De componenten Al, Fe, Mn en Ca zijn bekeken met de ICP-MS analyse. Aangenomen is dat

deze componenten voornamelijk in het drinkwater aanwezig zijn als respectievelijk Al(OH)3,

Fe(OOH), MnO2 en CaCO3 (Gauthier et al., 2001 en Vreeburg, 2007). Voor deze componenten

uit de ICP-MS analyse is nagenoeg geen verschil te zien tussen de metingen gedaan in maart

en april.

Uit deze resultaten blijkt dat de verwijdering van ijzer en mangaan door de opstart van de

nieuwe zuivering niet verbeterd is. Blijkbaar wordt nog steeds niet alles afgevangen in de

filters of oxideert nog een even groot gedeelte na het verlaten van de filters.

De componenten uit de ICP-MS analyse maken onderdeel uit van het FSS gedeelte. De

hoeveelheid FSS is wel afgenomen (Figuur 17), maar de ICP-MS resultaten laten geen

afname zien. De afname van de hoeveelheid FSS wordt dus veroorzaakt door andere,

onbekende parameters. Aangezien de totale hoeveelheid TSS van de filters gebruikt voor de

ICP-MS niet bekend is, is het niet mogelijk om te bepalen hoe groot dit gedeelte is. Ook kan

(a) (b)

24

hierdoor geen totale compositie in verhouding tot de hoeveelheid TSS gemaakt worden, zoals

gedaan is door Gauthier (2001) en Vreeburg (2007).

Figuur 18: Gemiddelde ICP-MS resultaten van het uitgaande reinwater in maart en april uit

3 metingen.

Zowel adenosinetrifosfaat (ATP) als het totale aantal cellen (TCC) is een goede indicator voor

de hoeveelheid microbiologie in het drinkwater (Deiniger & Lee, 2001, Delahaye et al., 2003

en Siebel et al., 2008). Op de zuivering (M1) is een toename gemeten voor de hoeveelheid

ATP en TCC in het uitgaande reinwater (Figuur 19a en Figuur 19b). Hieruit blijkt dat de

hoeveelheid microbiologie in het uitgaande reinwater van drinkwaterzuivering Kolff is

toegenomen tussen maart en april 2011. De hoeveelheid ATP per TCC is nagenoeg gelijk

gebleven (Figuur 19c), wat aangeeft dat de activiteit per cel niet veranderd is (Kooij, 2001).

Door Kooij (2001) is een mediaanwaarde voor bacteriën in drinkwater gevonden van 0,025 x

10-3 pg ATP/cel. De waarden gevonden tijdens dit onderzoek liggen rond de 0,020 x 10-3 pg

ATP/cel en zijn dus van dezelfde orde.

Figuur 19: Gemiddelde hoeveelheid ATP (a), TCC (b) en ATP/TCC (c) op de filters in maart

en april 2011 uit 3 metingen. Gemiddelde ATP in maart is echter uit 2 metingen. De

spreiding van de metingen is ook weergegeven.

Hoewel de hoeveelheid VSS gelijk is gebleven, is de hoeveelheid TCC en ATP tussen maart en

april toegenomen. De organische stof (VSS) in het water bevat dus meer cellen en

biologische activiteit.

Sediment dat gedurende het lagere debiet in de winter bezonken is en hierdoor langer in de

kelder ligt, bevat relatief veel microbiologie in verhouding met het sediment dat net uit de

zuivering de kelder in komt (Cui, 2010). In de reinwaterkelder van de drinkwaterzuivering ligt

continu een laag sediment (operator drinkwaterzuivering Kolff). Doordat het uitgaande

reinwaterdebiet, en dus het drinkwaterverbruik, tussen begin maart en eind april (Figuur 20)

toegenomen is, is de stroomsnelheid in de kelder toegenomen, waardoor meer en groter

sediment opwervelt (Blokker, 2010a). Deze toename van de hoeveelheid sediment komt

echter niet overeen met de gemeten afname van de hoeveelheid TSS en FSS. De toename in

(a) (b) (c)

25

de hoeveelheid ATP en TCC wordt dus niet verklaard door de toename van het

reinwaterdebiet.

Ook is het onwaarschijnlijk dat de microbiologie sneller groeit door verandering van

watertemperatuur tussen maart en april. De watertemperatuur van de zuivering verschilt

tussen december 2010 en april 2011 gemiddeld minder dan 1 °C (Paragraaf 3.2.1). Tussen

maart en april zal de watertemperatuur nog minder toegenomen zijn. In verschillende

onderzoeken is geen relatie tussen de hoeveelheid ATP en de watertemperatuur gevonden

(Wielen, 2010 en Delahaye et al., 2003). Er is alleen een seizoensgebonden relatie gevonden

is tussen de hoeveelheid ATP en de watertemperatuur in het distributienetwerk (Ginige et al.,

2011). Deze metingen zijn echter in een zelfde seizoen gedaan. De toename van de

hoeveelheid ATP en TCC zal dus ook niet veroorzaakt zijn door de temperatuurstijging in het

uitgaande reinwater. Wat de toename van de hoeveelheid TCC en ATP in het water wel

veroorzaakte, blijft onduidelijk.

Figuur 20: Het uitgaande reinwaterdebiet in maart en april 2011 gemeten op

drinkwaterzuivering Kolff (M1). Met de MuPFiS is gemeten tussen 9:00 en 15:00 uur.

4.1.2 Verandering van de waterkwaliteit in het netwerk

In het distributienetwerk (M2, M3 en M4) is tussen maart en april voor TSS, FSS en VSS een

toename gemeten (Figuur 21). Dit in tegenstelling tot de afname gemeten in het uitgaande

reinwater (M1). Deze toename in het netwerk wordt verklaard door een toename van het

drinkwaterdebiet tussen maart en april (Figuur 20). Als het debiet van het drinkwater

toeneemt, neemt bij gelijkblijvende omstandigheden ook de stroomsnelheid van dit water toe.

Door deze hogere snelheid, in combinatie met de snelheidsvariatie over de dag, bezinken

minder deeltjes en worden meer en grotere deeltjes opgewerveld (Blokker, 2010a).

In het netwerk is voor de hoeveelheid VSS/TSS nagenoeg geen verschil te zien tussen de

metingen gedaan in maart en april. De relatieve hoeveelheid organisch materiaal is tussen

maart en april in het netwerk niet significant toegenomen.

0

200

400

600

800

1000

0:00 3:00 6:00 9:00 12:00 15:00 18:00 21:00 0:00

tijd [uur]

de

bie

t [m

3/h

]

1 maart 2011 26 april 2011

26

Figuur 21: Gemiddelde hoeveelheid VSS en FSS op de filters uit drie metingen. Alleen de

spreiding van de TSS metingen is weergegeven.

Tussen maart en april is in het netwerk over het algemeen een afname te zien van de totale

deeltjesmassa gemeten met de ICP-MS meting. Hieruit wordt geconcludeerd dat deeltjes

tussen maart en april in het netwerk bezinken. Dit beeld staat tegenover de toegenomen

hoeveelheid FSS in het netwerk (Figuur 21) als gevolg van het toegenomen waterdebiet.

Hierdoor zullen juist meer deeltjes opwervelen. Dat wel degelijk deeltjes opwervelen, is terug

te zien aan de toename van MnO2 op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk (M4). Daarnaast

is op de Spijkse Kweldijk (M4) ook de hoeveelheid Fe(OOH) toegenomen. De toename in FSS

kan niet worden verklaard door de toename van MnO2 en Fe(OOH), maar wel door andere,

niet gemeten deeltjes. Welke deeltjes dit zijn, is niet duidelijk.

Figuur 22: Elementencompositie. Gemiddelde uit drie metingen.

Voor zowel de hoeveelheid ATP als de hoeveelheid TCC op het filter is in het netwerk een

duidelijke toename tussen maart en april gemeten (Figuur 23 en Figuur 24). Uit beide

parameters blijkt dat de hoeveelheid microbiologie in het netwerk is toegenomen over de tijd.

Deze toename van de hoeveelheid microbiologie komt overeen met de gemeten toename van

de hoeveelheid VSS tussen maart en april (Figuur 21).

Door een toename van het drinkwaterdebiet tussen maart en april (Figuur 20) in combinatie

met de snelheidsvariatie over de dag, blijkt dat minder FSS en dus minder sediment bezinkt

(Figuur 21). Een deel van de microbiologie bevindt zicht op sediment (Cui, 2010). Als de

hoeveelheid sediment in het drinkwater toeneemt, betekent dit ook een toename van de

hoeveelheid microbiologie in het water.

27

Figuur 23: Hoeveelheid ATP op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie metingen. De

spreiding van de metingen is ook weergegeven.

Figuur 24: Hoeveelheid TCC op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie metingen. De

spreiding van de metingen is ook weergegeven.

Door de hoeveelheid ATP te delen door het aantal aanwezige cellen is bepaald hoeveel ATP

aanwezig is per cel en dus wat de microbiologische activiteit is. In het netwerk is de

hoeveelheid ATP/TCC toegenomen tussen maart en april (Figuur 25). Waar dit door

veroorzaakt wordt, is niet duidelijk.

Figuur 25: Relatieve hoeveelheid ATP per TCC. De spreiding van de metingen is ook

weergegeven.

28

4.2 Verandering waterkwaliteit tijdens verblijf in distributienetwerk

De drinkwaterkwaliteit kan in het distributienetwerk nog veranderen. In deze paragraaf wordt

gekeken naar de verandering van de parameterwaarden in het netwerk, hoe groot de

verandering is en wat de oorzaak van de verandering kan zijn.

In maart is de hoeveelheid TSS, FSS en VSS tussen de zuivering (M1) en de locaties in het

netwerk (M2, M3 en M4) significant afgenomen (Figuur 26a). Hierbij wordt de spreiding van

de meetwaarden in het netwerk (M2, M3 en M4) niet verklaard door de spreiding van de

meetwaarden op de zuivering (M1). Hieruit blijkt dat de deeltjes in het netwerk bezinken. In

april kan de TSS variatie in het netwerk (M2, M3 en M4) grotendeels verklaard worden door

de spreiding van het uitgaande reinwater (M1) (Figuur 26b). Minder TSS komt het netwerk in

(Figuur 17) en door het toegenomen debiet in april bezinken minder deeltjes in het netwerk

en worden meer en grotere deeltjes opgewerveld (Blokker, 2010a).

In het netwerk is voor de hoeveelheid VSS/TSS nagenoeg geen verschil te zien tussen de

zuivering (M1) en de locaties in het netwerk (M2, M3 en M4). De spreiding van meetwaarden

in het netwerk (M2, M3 en M4) is zowel in maart als in april te verklaren door de spreiding

gemeten op de zuivering (M1).

Figuur 26: Gemiddeld hoeveelheid TSS, VSS en FSS op de filters in maart (a) en april (b) uit

drie metingen. Alleen de spreiding van de TSS metingen is weergegeven.

De resultaten van de ICP MS metingen tussen de zuivering (M1) en het einde van het

netwerk (M2, M3 en M4) laten een afname van de totale deeltjesmassa zien (Figuur 27a en

Figuur 27b). Dit beeld komt overeen met de afname gemeten in de hoeveelheid FSS (Figuur

26a en Figuur 26b). Ook hieruit wordt geconcludeerd dat deeltjes in het netwerk bezinken.

Figuur 27: Gemiddelde elementencompositie op de filters in maart (a) en april (b) uit drie

metingen.

(a) (b)

(a) (b)

29

In maart en april is tussen de zuivering (M1) en de locaties in het netwerk (M2, M3 en M4)

voor de hoeveelheden TCC, ATP en ATP/TCC geen significante toe- of afname te zien. Het

ATP en TCC wordt door het drinkwater vanuit de zuivering het netwerk in getransporteerd.

4.3 Conclusies

Door het opstarten van de nieuwe zuivering is de hoeveelheid FSS en TSS in het water

afgenomen, maar de hoeveelheid VSS is gelijk gebleven. Hierdoor is de hoeveelheid VSS

ten opzichte van de hoeveelheid TSS toegenomen. Omdat de hoeveelheden Al(OH)3,

Fe(OOH), MnO2 en CaCO3 gelijk zijn gebleven, moet de afname in de hoeveelheid FSS

verklaard worden door andere, onbekende parameters. Ook zijn door onbekende oorzaak

de hoeveelheden ATP en TCC tussen maart en april toegenomen.

In het distributienetwerk (M2, M3 en M4) zijn de hoeveelheden TSS, VSS en FSS tussen

maart en april toegenomen, maar de verhouding tussen de hoeveelheid VSS en TSS is

gelijk gebleven. Deze toename in TSS, VSS en FSS wordt veroorzaakt door het

toegenomen drinkwaterverbruik. Een deel van de microbiologie bevindt zich op het

sediment en hierdoor verklaart de toename in het drinkwaterverbruik ook de toename

van ATP en TCC. De hoeveelheid ATP/TCC is toegenomen tussen maart en april. Wat

hiervan de oorzaak is, is niet duidelijk. Ondanks de toename in FSS tussen maart en april

bezinken Al(OH)3, Fe(OOH), MnO2 en CaCO3 in het netwerk.

In maart is over het netwerk een afname gemeten in de hoeveelheid TSS, FSS en VSS.

Deze afname wordt veroorzaakt door het bezinken van deeltjes in het distributienetwerk.

Ook de afname van Al(OH)3, Fe(OOH), MnO2 en CaCO3 wordt veroorzaakt door het

bezinken van deeltjes in het netwerk.

Doordat het aantal deeltjes in het reinwater afgenomen en het drinkwaterverbruik

toegenomen is, is in april geen verandering meer gemeten voor de hoeveelheid TSS, FSS

en VSS in het netwerk.

In maart en april zijn de verhoudingen tussen de hoeveelheid VSS en TSS gelijk. Ook is

na het opstarten van de zuivering geen verschil gemeten voor de hoeveelheden ATP, TCC

en ATP/TCC in het distributienetwerk.

30

31

5 Zwevende stof meting met deeltjestellers

De laatste meetmethode bestaat uit het meten van zwevende stof in het water met behulp

van deeltjestellers. Hoe de waterkwaliteit verandert tussen de zuivering in de meetlocaties in

het netwerk wordt bekeken in Paragraaf 5.1. In Paragraaf 5.2 wordt beschreven hoe de

waterkwaliteit verandert ten gevolge van het opstarten van de nieuwe zuivering. De

conclusies uit dit hoofdstuk worden in Paragraaf 5.3 genoemd.

5.1 Verandering drinkwaterkwaliteit door verblijf in distributienetwerk

In deze paragraaf worden allereerst de resultaten van de kalibratie vermeld. Daarna worden

de resultaten van de verschillende locaties onderling vergeleken. Aan de hand hiervan wordt

bepaald hoe het deeltjesvolume verandert over het netwerk en wat de oorzaken zijn van

deze verandering.

5.1.1 Kalibratie deeltjestellers

De kalibratie wordt gedaan om te bepalen in hoe verre de resultaten gemeten met de

verschillende deeltjestellers onderling vergeleken mogen worden. De deeltjestellers worden

op de volgende manier gekalibreerd:

1) vóór en ná elke meetperiode wordt met alle deeltjestellers tegelijk het uitgaande

reinwater gemeten.

2) de meetresultaten van de verschillende deeltjestellers worden vergeleken en de

onderlinge afwijking tussen de verschillende deeltjestellers wordt bepaald.

Voor een uitgebreide beschrijving van de kalibratie, zie Bijlage B.

De meetresultaten van de verschillende deeltjestellers zijn vergeleken op absolute waarde en

patroon. Hierbij is gekeken naar zowel het gemeten aantal deeltjes als naar het hieruit

berekende deeltjesvolume (Paragraaf 2.3.3).

De verschillen in de absolute waarden van het deeltjesaantal gemeten met de verschillende

tellers zijn significant. Hierdoor wijken ook de absolute waarden van het totale

deeltjesvolume significant af. In dit onderzoek wordt daarom niet gekeken naar de absolute

waarden van het gemeten deeltjesaantal en ook niet naar het daaruit berekende

deeltjesvolume.

Het patroon in het totale deeltjesaantal van de verschillende tellers komt niet overeen. Dit is

wel het geval voor het patroon in het hieruit berekende totale deeltjesvolume. Daarom wordt

tijdens dit onderzoek het patroon van het totale deeltjesaantal niet gebruikt en wordt slechts

gekeken naar het patroon in het berekende totale deeltjesvolume.

Het totale deeltjesvolume van de deeltjesteller M2 wijkt in zowel patroon als in absoluut

volume significant af van de andere deeltjestellers. De meetresultaten van deeltjesteller M2

aan de Bloklandweg worden dan ook niet meegenomen in dit onderzoek.

5.1.2 Patroonvergelijking

Uit de kalibratie blijkt dat de resultaten van de deeltjestellers alleen vergeleken mogen

worden op patroon van het berekende totale deeltjesvolume. Waarin de patronen gemeten

op de verschillende locaties in het distributienetwerk verschillen, wordt aangegeven in deze

paragraaf.

De curve gemeten in week 12 op de zuivering (M1) vertoont een licht fluctuerend patroon

met een aantal pieken (Figuur 28a). De hoeveelheid pieken in het patroon varieert per week,

maar neemt geleidelijk toe over de tijd, tot in week 16 bijna elke dag een piek te zien is

(Figuur 28b).

Op de Mildijk (M3) zijn elke dag twee duidelijke pieken te zien (Figuur 28c). Deze pieken

worden elke ochtend en avond gemeten. Op de Spijkse Kweldijk is dit patroon van twee

pieken per dag niet zo duidelijk aanwezig want die curve laat een patroon met veel relatief

32

smalle piekjes zien (Figuur 28d). Deze piekjes worden voornamelijk gedurende de dag en

avond gemeten.

Figuur 28: Berekende totale deeltjesvolume op de zuivering in week 12 (a) en in week 16

(b). Berekende totale deeltjesvolume op de Mildijk (c) en de Spijkse Kweldijk (d) in week

12.

Het patroon in het totale deeltjesvolume wordt op alle locaties voornamelijk bepaald door de

hoeveelheid relatief grote pieken en de regelmaat waarmee deze pieken voorkomen. In de

rest van dit hoofdstuk wordt dan ook gefocust op het ontstaan van deze relatief grote pieken.

Aangezien de Mildijk (M3) en Spijkse Kweldijk (M4) beiden in het netwerk liggen, is de

verwachting dat de patronen in het deeltjesvolume veroorzaakt worden door hetzelfde proces.

Als de patronen tegen elkaar uitgezet worden (Figuur 29), blijkt dat geen relatie bestaat

tussen de twee patronen en dit blijkt ook uit de R2 van 0,0012 (zie Bijlage B.1.2 voor uitleg

over R2). Aangezien er geen relatie is tussen de twee patronen, is de verwachting dat beide

patronen in het totale deeltjesvolume van beide locaties door een ander proces veroorzaakt

worden. Of aan de verschillen daadwerkelijk een ander proces ten grondslag ligt en welke

processen dit is, zal in de paragrafen 5.1.3 t/m 5.1.4 nagegaan worden.

Kolff (M1) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Kolff (M1) - week 16

0

30

60

90

120

150

18 19 20 21 22 23 24 25

datum [april 2011]

pp

b v

ol

Mildijk (M3) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Spijkse Kweldijk (M4) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

(a) (b)

(c) (d)

33

Figuur 29: Relatie tussen het totale deeltjesvolume op de Mildijk (M3) en de Spijkse

Kweldijk (M4) gebaseerd op metingen van 21 maart 2011 t/m 27 maart 2011.

5.1.3 Relatie tussen de pieken en het deeltjesvolume per diameterfractie

Om te bepalen welke diameterfractie het meest bijdraagt aan het ontstaan van een piek, zijn

de verschillende diameterfracties vergeleken. Dit is gedaan door op woensdag 23 maart 2011

het gedeelte van het totale deeltjesvolume met de pieken te vergelijken met het gedeelte

buiten de pieken. Hierbij is een piek gedefinieerd als het gedeelte dat significant hoger is dan

het maximale totale volume gemeten tijdens de nacht van 00:00 tot 6:00 uur en de middag

van 12:00 tot 15:00 uur (Figuur 30a en b).

De verdeling van het gemiddelde deeltjesvolume tijdens een piek ligt bij alle locaties hoger

dan de curve van het deeltjesvolume buiten de piek (Figuur 31a en b). Voor de fracties met

een diameter groter dan 5 μm is het deeltjesvolume tijdens een piek significant hoger dan

buiten de piek. Dit beeld wordt verklaard doordat een groter deeltje significant meer invloed

heeft op het totale deeltjesvolume (Bijlage C en de formule uit Paragraaf 2.3.3). De verdeling

gemeten op de Spijkse Kweldijk (M4) is hier niet getoond, maar is vergelijkbaar met de

verdeling gemeten op de Mildijk (M3 - Figuur 31b).

Geconcludeerd wordt dat de pieken in het totale deeltjesvolume op de zuivering en in het

netwerk voornamelijk veroorzaakt worden door een toename in het aantal deeltjes groter dan

5 μm.

Figuur 30: Berekende deeltjesvolume op 23 maart 2011 voor de zuivering (a) en de Mildijk

(b).

Zuivering (M1)

0

30

60

90

120

150

00:00 03:00 06:00 09:00 12:00 15:00 18:00 21:00 00:00

tijd

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

tijdens piek

buiten piek

Netwerk (M3)

0

30

60

90

120

150

00:00 03:00 06:00 09:00 12:00 15:00 18:00 21:00 00:00

tijd

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

tijdens piek

buiten piek

(a) (b)

34

Figuur 31: Berekende gemiddelde deeltjesvolume verdeling over de verschillende fracties

in diameter op 23 maart 2011 voor de zuivering (a) en de Mildijk (b).

5.1.4 Relatie tussen het waterverbruik en het totale deeltjesvolume

De pieken in het deeltjesvolume worden zowel in het netwerk als op de zuivering

voornamelijk veroorzaakt door deeltjes groter dan 5 μm. In de onderzoeken van Vreeburg

(2007) en Blokker et al., (2010a) is een relatie te zien tussen het totale deeltjesvolume en de

stroomsnelheid. Verwacht wordt dan ook dat relatief veel grotere deeltjes opwervelen en

bezinken ten gevolge van variatie in stroomsnelheid en dus indirect ook door variatie in het

drinkwaterdebiet. In deze paragraaf wordt nagegaan of het patroon in het totale

deeltjesvolume van de verschillende locaties te verklaren is aan de hand van het

reinwaterdebiet gemeten op drinkwaterzuivering Kolff (M1), het berekende waterverbruik uit

InfoWorks en het lokale waterverbruik.

Uitgaande reinwaterdebiet van drinkwaterzuivering Kolff (M1)

Tussen het debiet waarmee het drinkwater de zuivering verlaat en de pieken in het gemeten

totale deeltjesvolume op deze locatie (M1) is geen duidelijke overeenkomst te zien (Figuur

32).

De pieken in het totale deeltjesvolume zijn niet te herleiden naar de variatie in het debiet,

maar de lichte variatie tussen de 0 en 20 ppb in het totale deeltjesvolume vertoont wel

overeenkomst met het debiet. De leiding waarop de deeltjesteller is aangesloten, heeft een

diameter van 0,5 meter. Met het gemeten debiet varieert de gemiddelde stroomsnelheid in

de leiding dagelijks tussen de 0,10 en 1,10 m/s. Om een leidingdeel schoon te houden en het

bezonken materiaal op te wervelen is variatie in snelheid nodig met minimaal om de dag een

snelheid van minstens 0,2 m/s (Blokker, 2010a). De snelheid in combinatie met de variatie in

snelheid is voldoende om het bezonken sediment in de leiding op te wervelen. Het

opwervelen en bezinken van sediment als gevolg van een variërend drinkwaterverbruik is de

meest waarschijnlijke oorzaak van de variatie in het totale deeltjesvolume.

Zuivering (M1)

0

20

40

60

80

1 10 100

diameter deeltje [um]

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

buiten piek

tijdens piek

Netwerk (M3)

0

20

40

60

80

1 10 100

diameter deeltje [um]

deelt

jesvo

lum

e [

pp

b v

ol]

buiten piektijdens piek

(a) (b)

35

Figuur 32: Het totale deeltjesvolume (rood) en het gemeten uitgaande reinwater debiet

(oranje) op Kolff (M1) in week 12.

In het netwerk is het debiet niet gemeten en daardoor kan het patroon in deeltjesvolume uit

het netwerk hier niet mee vergeleken worden. Het uitgaande reinwaterdebiet gemeten op de

zuivering is wel gemeten en is de som van het waterverbruik in het netwerk. Het patroon van

dit debiet komt overeen met verbruikspatronen uit andere onderzoeken (Bakker et al., 2003

en Memon et al., 2007). Het verbruik is niet overal in het netwerk hetzelfde en hierdoor het

patroon van het debiet ook niet. Toch is te zien dat het moment van de pieken in het

deeltjesvolume gemeten in het netwerk, overeen komt met die van het debiet gemeten op de

zuivering. Dit is duidelijker te zien op de Mildijk (Figuur 33) dan op de Spijkse Kweldijk

(Figuur 34).

Uit metingen tijdens een piek is gebleken dat het totale deeltjesvolume van alle fracties

toeneemt (Paragraaf 5.1.3). Daarnaast worden de pieken in het deeltjesvolume voornamelijk

veroorzaakt door toename van het aantal grotere deeltjes tijdens relatief hoog debiet in de

morgen en avond. De toename van de stroomsnelheid in de leidingen is op deze momenten

blijkbaar groot genoeg om de grotere deeltjes op te wervelen. Hieruit kan geconcludeerd

worden dat het sediment in het netwerk opwervelt en bezinkt door de verandering in

waterverbruik, waarbij de pieken in het deeltjesvolume tegelijk vallen met de perioden van

hoogverbruik.

Kolff (M1) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

-500

-200

100

400

700

1000

de

bie

t [m

3/h

]

36

Figuur 33: Het totale deeltjesvolume (blauw) op de Mildijk (M3) en het gemeten uitgaande

reinwater debiet (oranje) op Kolff (M1) in week 12.

Figuur 34: Het totale deeltjesvolume (groen) op de Spijkse Kweldijk (M4) en het gemeten

uitgaande reinwater debiet (oranje) op Kolff (M1) in week 12.

Op de Spijkse Kweldijk (M4) is het verbruikspatroon minder duidelijk terug te zien in het

patroon van het totale deeltjesvolume dan op Mildijk (M3). Als de relatief smalle pieken

gemeten op de Spijkse Kweldijk (M4) uit het patroon in deeltjesvolume gehaald worden, is bij

aangepaste schaal wel degelijk het patroon met twee pieken per dag terug te zien (Figuur

35). Het dagelijkse verbruikspatroon heeft dus wel degelijk invloed op het patroon gemeten

op de Spijkse Kweldijk (M4).

Mildijk (M3) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

-500

-200

100

400

700

1000

de

bie

t [m

3/h

]

Spijkse Kweldijk (M4) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

-500

-200

100

400

700

1000

de

bie

t [m

3/h

]

37

Figuur 35: Totale deeltjesvolume op de Mildijk (M3) zonder relatief smalle pieken.

Berekende waterverbruik uit InfoWorks

Het debiet of de stroomsnelheid in de leidingen waarop beide meetlocaties (M3 en M4)

aangesloten zijn, is niet gemeten. Wel kan het debiet in het netwerk berekend worden met

Simdeum patronen, waarbij teruggerekend wordt vanuit de verbruikers naar een debiet

(Blokker, 2010b). De Simdeum patronen zijn toegepast in o.a. InfoWorks, waar Vitens mee

werkt.

Het patroon in het totale deeltjesvolume gemeten op de Mildijk (M3) wordt veroorzaakt door

variatie in het verbruik (Figuur 33). Met het simulatieprogramma InfoWorks wordt het

verbruik in het netwerk gesimuleerd. Hierdoor zou het patroon in het deeltjesvolume overeen

moeten komen met het patroon in debiet en stroomsnelheid berekend met InfoWorks.

InfoWorks gaat uit van een stochastische benadering waarbij mede met het jaarverbruik en

gegevens van voorgaande dagen, een debiet berekend wordt. De relatief smalle pieken

gemeten in het patroon van de Spijkse Kweldijk zijn niet te verklaren met het debiet uit

InfoWorks (Bijlage D), omdat InfoWorks een versimpeling van de werkelijkheid is en de

berekening niet gedetailleerd genoeg is. Daarnaast is voor de twee locaties nagenoeg geen

verschil in patroon te zien, doordat het achterliggende gebied van de twee locaties

vergelijkbaar is.

Lokale waterverbruik

Alle smalle, relatief hoge pieken op de Spijkse Kweldijk (M4) zijn overdag of ’s avonds

gemeten, waardoor het aannemelijk is dat ze veroorzaakt worden door lokale gebeurtenissen.

Net als in het onderzoek van Vreeburg (2007) zijn de relatief smalle pieken veroorzaakt door

bezonken sediment in de installatie zelf of in de huisaansluiting waarop de deeltjesteller

aangesloten is.

De meetlocatie op de Spijkse Kweldijk 81 is een autogarage. Hier wordt voornamelijk van

maandag t/m zaterdag overdag en ’s avonds gewerkt en door vrienden geklust. Hierbij wordt

nagenoeg al het water verbruikt voor koffie zetten, het afspoelen van gereedschap en auto’s,

handen wassen en doorspoelen van de wc. De momenten van de smalle pieken gemeten in

het totale deeltjesvolume vallen binnen de momenten dat er gewerkt wordt. Daarnaast is

geen vast patroon in de pieken te herkennen. Verwacht wordt dan ook dat de smalle pieken

veroorzaakt worden door het lokale waterverbruik op de locatie. Deze lokale gebeurtenissen

veroorzaken een variatie in stroomsnelheid en hierdoor opwerveling van voornamelijk grotere

deeltjes.

De PVC distributieleiding die door de Spijkse Kweldijk ligt, heeft een inwendige diameter van

150,6 mm. De stroomsnelheid kan volgens InfoWorks over de dag variëren van 0.015 tot

0.070 m/s bij een debiet tussen de 0.90 en 4.50 m3/h.

De deeltjesteller staat de hele dag aan en er stroomt continu 0,10 l/s door de bypass van de

teller om continu stromend water in de huisaansluiting te houden. Daarnaast wordt bij

handen wassen of het afspoelen van voorwerpen ook 0,10 l/s verbruikt (Blokker et al.,

0

5

10

15

21 22 23 24 25 26 27 28

pp

b v

ol

datum [maart 2011]

Spijkse Kweldijk (M4) - week 12

38

2010c). Het is niet bekend wat voor huisaansluiting aanwezig is op de Spijkse Kweldijk 80.

Uitgaande van een 32 mm leiding, zoals op de meeste locaties waar gemeten is tijdens dit

onderzoek, is de stroomsnelheid in de huisaansluiting bij een verbruik van 0,10 l/s al 0,14

m/s. Tijdens de meetperiode met de deeltjestellers is de stroomsnelheid in de huisaansluiting

continu twee keer hoger dan de hoogste stroomsnelheid in de distributieleiding en dit kan

door waterverbruik in de garage oplopen tot wel vier keer hoger.

De relatief hoge snelheid in de huisaansluiting kan mogelijk de pieken in het deeltjespatroon

veroorzaken. Hierbij wordt de stroomsnelheid veroorzaakt door het continu werken van de

deeltjesteller niet meegenomen, aangezien dit een constant debiet veroorzaakt. Gedurende

het grootste gedeelte van de dag wordt geen water verbruikt in de garage, waardoor deeltjes

kunnen bezinken. Daarnaast kunnen grotere deeltjes over de grond rollen gedurende relatief

laag debiet en ophopen in omhooglopende leidingdelen, terwijl deze deeltjes opwervelen en

meespoelen tijdens een significant hoger debiet. Als ineens de kraan flink open gezet wordt,

bijvoorbeeld voor het schoonspuiten van een auto, dan wervelen deze deeltjes op en

veroorzaken een piek in het gemeten totale deeltjesvolume.

De meetlocatie op de Mildijk (M3) is een boerderij, bestaande uit een woonhuis en een paar

schuren met voornamelijk koeien. Het woonhuis zal een vergelijkbaar verbruik hebben als dat

van een gemiddelde gezinswoning. Koeien drinken meestal na het melken (Looper, 2007). In

de zomer staan koeien buiten, waardoor ze vooral slootwater drinken, maar wanneer zij in de

winter binnen staan, is dit voornamelijk leidingwater. Na het melken wordt de melkput

schoongespoten met leidingwater. Het melken gebeurt ’s ochtends en ’s avonds. Hierdoor

wordt het hoog verbruik van de gezinswoning versterkt door het waterverbruik dat het

melken met zich meebrengt. Het verbruik op Mildijk 72a kan het verbruik in de hoofdleiding

verklaren en versterken.

Geconcludeerd wordt dat de relatief smalle pieken in het totale deeltjesvolume op de Spijkse

Kweldijk (M4) veroorzaakt worden door het lokale verbruik. Het lokale verbruik op de Mildijk

(M3) versterkt alleen het verbruik van het gebied achter de Mildijk.

5.1.5 Bedrijfsvoering met betrekking tot de watertoren in Zaltbommel

Aangezien de pieken in het deeltjesvolume gemeten op de zuivering (M1) niet overeenkomen

met het uitgaande reinwaterdebiet, worden deze pieken ergens anders door veroorzaakt. De

pieken ontstaan op dagen dat water teruggeleverd wordt vanuit de watertoren in Zaltbommel.

In deze paragraaf wordt eerst de situatie geschetst met betrekking tot het terugleveren van

water uit Zaltbommel. Daarnaast wordt bepaald of een relatie bestaat tussen het debiet en/of

het deeltjesvolume in het water dat wordt teruggeleverd uit Zaltbommel en het

deeltjesvolume gemeten in het uitgaande reinwater van de zuivering (M1).

Naast het distributiesysteem van drinkwaterzuivering Kolff ligt een transportleiding van

ongeveer zeven kilometer tussen de zuivering en de watertoren in Zaltbommel. Deze

watertoren is onderdeel van drinkwaterzuivering Velddriel, dat ongeveer vier kilometer ten

zuidwesten van deze watertoren ligt. De transportleiding vergroot de leveringszekerheid van

beide zuiveringen. Indien nodig wordt water van de ene zuivering naar het distributiegebied

van de andere zuivering gepompt. In de praktijk wordt bijna het hele jaar door water van

Kolff naar de watertoren in Zaltbommel gepompt.

Meestal wordt het water aan het begin van de nacht in een paar uur van Kolff naar de

watertoren gepompt, zodat de toren aan het begin van de ochtend vol zit. Op sommige

dagen wordt in het begin van de ochtend minder water verbruikt dan Velddriel produceert en

op deze dagen wordt tussen 5:30 uur en 7:30 uur in ongeveer een half uur het te veel aan

water vanuit de watertoren teruggepompt naar Kolff. Het teruggepompte water heeft

ongeveer het volume van een kwart transportleiding en is dan ook niet in de watertoren

39

geweest. Dit teruggepompte water gaat direct het netwerk van Kolff in. Op het moment dat

de transportleiding niet gebruikt wordt, staat het water in de leiding stil.

De snelheid tijdens het terugleveren is ongeveer 1,3 m/s en het water gaat meestal stromen

vanuit stilstand. De variatie in stroomsnelheid en de wervelingen die dit veroorzaakt zijn groot

genoeg om het bezonken sediment op te wervelen. Het is dus mogelijk dat variatie in het

debiet de opwerveling van het sediment veroorzaakt.

Als het debiet vanuit de watertoren in Zaltbommel richting drinkwaterzuivering Kolff (M1) in

een grafiek geplot wordt naast het totale deeltjesvolume in het water dat de zuivering verlaat,

is te zien dat pieken in het debiet en het totale deeltjesvolume tegelijkertijd plaatsvinden

(Figuur 36). Hieruit kan geconcludeerd worden dat de variatie in het waterdebiet geleverd

vanuit Zaltbommel de oorzaak is van de variatie in het deeltjesvolume dat het netwerk in

gaat.

Figuur 36: Debiet (blauw) teruggeleverd van de watertoren in Zaltbommel naar zuivering

Kolff (M1) in maart (a) en april (b). Daaronder het totale deeltjesvolume (rood) gemeten in

het uitgaande reinwater van zuivering Kolff (M1) in maart (c) en april (d).

Om duidelijk te krijgen of de pieken in het totale deeltjesvolume ook ontstaan in de leiding

tussen drinkwaterzuivering Kolff (M1) en de watertoren in Zaltbommel is aan de Kolffzijde

van deze leiding een extra deeltjestelling gedaan. De pieken die ontstaan in het water dat

teruggeleverd wordt vanuit de watertoren in Zaltbommel zijn direct terug te zien in het totale

deeltjesvolume van het water dat het netwerk van Kolff in stroomt (Figuur 37). Hieruit wordt

geconcludeerd dat de pieken in het getelde deeltjesvolume van het water dat het netwerk in

gaat, hoofdzakelijk veroorzaakt worden door het terugleveren van water uit de watertoren in

Zaltbommel.

Kolff (M1) - week 12

0

100

200

300

400

500

600

21 23 25 27

datum [maart 2011]

de

bie

t [m

3/h

]

Kolff (M1) - week 16

0

100

200

300

400

500

600

18 19 20 21 22 23 24 25

datum [maart 2011]

de

bie

t [m

3/h

]

Kolff (M1) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Kolff (M1) - week 16

0

30

60

90

120

150

18 19 20 21 22 23 24 25

datum [april 2011]

pp

b v

ol

(a) (b)

(c) (d)

40

Figuur 37: Totale deeltjesvolume gemeten aan het begin van de leiding naar Zaltbommel en

in het uitgaande reinwater (M1).

5.1.6 Kalibratie hydraulisch model

Vitens gebruikt een hydraulisch model waar mee de retentietijd van het water in het

distributienetwerk voorspeld kan worden. In deze paragraaf wordt bepaald of de

retentietijden uit het model overeenkomen met gemeten waarden door de deeltjestellers.

Met het hydraulische model InfoWorks van Vitens is berekend dat het water ongeveer 24 uur

nodig heeft om van Kolff (M1) naar één van de andere twee punten in het netwerk (M3 of M4)

te stromen. Om de retentietijd van het water in het netwerk te bepalen, kunnen

deeltjestellers gebruikt worden (Vreeburg, 2007 en Verberk et al., 2006 & 2007). Door een

piek in deeltjesaantal of -volume te volgen door het netwerk, kan de retentietijd bepaald

worden (Figuur 38a). Hierbij is het uitgangspunt dat de retentietijd van het water gelijk is aan

die van de deeltjes in het water. In transportsystemen is dit vaak het geval, omdat de

stroomsnelheid van het water groot genoeg is om de deeltjes niet te laten bezinken. In het

distributienetwerk van zuivering Kolff is de stroomsnelheid niet altijd groot genoeg en

bezinken de deeltjes met een diameter groter dan 5 μm (Paragraaf 5.1.3). Deze deeltjes

wervelen pas weer op als de stroomsnelheid groot genoeg is, door toename van het

waterverbruik (Paragraaf 5.1.4). Hierdoor ontstaat een ander patroon in het deeltjesvolume

en zijn de pieken ontstaan op de zuivering niet meer terug te vinden op de locaties in het

netwerk (Figuur 38b).

Ook voor de deeltjes met een diameter kleiner dan 5 μm geldt dat geen pieken te volgen zijn

over het netwerk. Deze deeltjes bezinken minder snel en worden weer sneller opgewerveld.

Toch komt ook voor deze fracties het deeltjesvolume per locatie overeen met de lokale

omstandigheden.

Het is dan ook niet mogelijk om de retentietijd in het distributienetwerk van

drinkwaterzuivering Kolff te bepalen met een deeltjesteller. In plaats van deeltjes, zou voor

dit netwerk gebruik gemaakt kunnen worden van een meer conservatieve parameter zoals de

geleidbaarheid of pH (Moel, 2005) tijdens het opstarten van de ontharding in de nieuwe

zuivering.

Teruglevering vanuit Zaltbommel

0

50

100

150

200

250

300

07 08 09 10 11 12 13

datum [mei 2011]

pp

b v

ol

Kolff (M1) Zaltbommel

41

Figuur 38: Principe voor het bepalen van de retentietijd (a) en de werkelijk gemeten

resultaten (b).

5.2 Verandering drinkwaterkwaliteit door opstart nieuwe zuivering

Het patroon van het water dat het netwerk in stroomt (M1), wordt voornamelijk veroorzaakt

door het terugleveren van water uit de watertoren in Zaltbommel (Paragraaf 5.1.5). Hierdoor

is het niet mogelijk om te bepalen of het opstarten van de nieuwe zuivering invloed gehad

heeft op het patroon in het totale deeltjesvolume.

Ook in het netwerk is geen verandering in het patroon van het totale deeltjesvolume

gemeten na het opstarten van de nieuwe zuivering. Op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk

(M4) wordt het patroon zowel voor als na het opstarten van de nieuwe zuivering bepaald

door de variatie in het waterverbruik (Paragraaf 5.1.4).

5.3 Conclusies

Het patroon in het totale deeltjesvolume wordt op alle locaties voornamelijk bepaald door

de hoeveelheid relatief grote pieken en de regelmaat waarmee deze pieken voorkomen.

De pieken in het totale deeltjesvolume worden grotendeels veroorzaakt door een

toename in deeltjes groter dan 5 μm, waaruit blijkt dat de pieken voornamelijk

veroorzaakt worden door bezinking en opwerveling.

Het totale deeltjesvolume gemeten met het water dat de zuivering verlaat, laat een ander

patroon zien dan het patroon gemeten op de locaties in het netwerk. Het patroon van het

water dat het netwerk ingaat vanuit drinkwaterzuivering Kolff laat per dag één significant

hogere piek in het totale deeltjesvolume zien, welke wordt veroorzaakt door het

terugleveren van water uit de watertoren in Zaltbommel. De variatie in de hoeveelheid

sediment dat het netwerk uitgaat wordt voornamelijk veroorzaakt door verandering van

het waterverbruik in het netwerk, waardoor per dag twee pieken te zien zijn in het

deeltjesvolume. Het patroon van het totale deeltjesvolume gemeten op de Spijkse

Kweldijk laat zien dat de hoeveelheid sediment in het water op deze locatie ook beïnvloed

wordt door het verbruik op de meetlocatie zelf.

Na het opstarten van de nieuwe zuivering is voor alle locaties geen verandering in het

patroon van het totale deeltjesvolume gemeten ten opzichte van het patroon vóór het

opstarten van de nieuwe zuivering. Wel zijn meer pieken gemeten in het water dat de

zuivering verlaat, maar deze zijn veroorzaakt doordat op meer dagen water teruggeleverd

wordt vanuit de watertoren in Zaltbommel.

Doordat de deeltjes in het netwerk bezinken en de piek in deeltjesvolume niet in het

netwerk gevolgd kan worden, is de retentietijd van het water in het netwerk niet met een

deeltjesteller te bepalen.

Theorie

23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Zuivering

Netwerk±24 uur

±24 uur

Werkelijk gemeten

23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Kolff (M1)

Mildijk (M3)

(a) (b)

42

43

6 Discussie

De resultaten van de verschillende meetmethoden zijn in de voorgaande hoofdstukken

beschreven (Hoofdstuk 3 t/m Hoofdstuk 5). In dit hoofdstuk wordt aan de hand van het

totale deeltjesvolume eerst bepaald of de resultaten van de monsternames en de MuPFiS

metingen vergeleken mogen worden. Daarna worden in Paragraaf 6.2 de resultaten van de

verschillende meetmethoden, gemeten vóór en na de overgang op de nieuwe zuivering,

onderling vergeleken. In Paragraaf 6.3 worden de veranderingen tussen de zuivering en

verschillende locaties in het distributienetwerk, gemeten met de verschillende meetmethoden,

vergeleken. Aangezien de bedrijfsvoering met betrekking tot de watertoren in Zaltbommel

relatief veel invloed heeft op het uitgaande totale deeltjesvolume, zal in Paragraaf 6.4

bekeken worden of de waterkwaliteit hierdoor significant verslechterd is.

6.1 Moment metingen

In voorgaande hoofdstukken zijn de resultaten van metingen die plaatsvonden op

verschillende locaties en op verschillende dagen, onderling vergeleken. Hierbij is aangenomen

dat de metingen gedaan zijn op een vergelijkbaar moment van de dag en dat dus ook het

patroon van het totale deeltjesvolume vergelijkbaar is. In dit hoofdstuk worden de patronen

van het totale deeltjesvolume rond het moment van de metingen vergeleken. Als het moment

van de meting niet vergelijkbaar is, kan dit de oorzaak zijn van eventuele verschillen in de

resultaten van de monsternames en de MuPFiS metingen.

Voor het moment van de monstername is gekeken in welk deel van het patroon de meting

gedaan is. Aangezien het totale deeltjesvolume van de Bloklandweg (S5) niet gebruikt mag

worden (Paragraaf 5.1.1) en voor de Mildijk (S7) in december geen deeltjestelling gedaan is,

zijn de resultaten van deze metingen niet meegenomen.

Uit de patronen blijkt dat de meeste monsters genomen zijn net na de ochtendpiek en buiten

de andere pieken in het totale deeltjesvolume om. Aangezien alle monsters zijn genomen

tijdens laagverbruik, is verschil in het totale deeltjesvolume niet de oorzaak van mogelijke

verschillen in de monstername resultaten. Hierbij is niet gekeken naar het absolute

deeltjesvolume op het moment van de monsternames, dus verschil in het absolute

deeltjesvolume kan nog wel een oorzaak zijn. In hoeverre dit het geval is, is niet te bepalen

met de resultaten uit dit onderzoek.

De MuPFiS metingen duurden drie uur. Het patroon gedurende deze metingen is onderling

vergeleken. Daarnaast is ook gekeken naar het patroon in de paar uur vóór de meting.

Aangezien geen totale deeltjesvolume beschikbaar is voor de Bloklandweg (M2), de Mildijk

(M3) in maart en de eerste meting op de Spijkse Kweldijk (M4), zijn deze metingen niet

meegenomen.

In alle gevallen is een grote piek in het totale deeltjesvolume te zien vóór het moment van de

MuPFiS meting, dit betekent dat ook de MuPFiS metingen gedaan zijn na het hoogverbruik in

de ochtend. Tijdens alle MuPFiS metingen zijn slechts een paar relatief smalle pieken te zien.

Hierdoor is het aannemelijk dat mogelijke verschillen in de resultaten van de MuPFiS

metingen niet veroorzaakt worden door verschil in het totale deeltjesvolume.

6.2 Verandering door opstart nieuwe zuivering

Voor alle veranderingen na opstart van de nieuwe zuivering is in de voorgaande hoofdstukken

een verklaring gevonden, maar voor de ATP en TCC afname gemeten met de MuPFiS niet. In

Paragraaf 6.2.1 wordt nagegaan of deze veranderingen te verklaren zijn aan de hand van de

resultaten van de monsternames en van de deeltjestellers. Omdat ijzer en mangaan met

zowel de MuPFiS als met monsternames gemeten zijn, worden deze resultaten in Paragraaf

6.2.2 vergeleken.

44

6.2.1 ATP en TCC verandering door opstart nieuwe zuivering

Tussen maart en april is een toename gemeten in de hoeveelheid ATP en TCC (Hoofdstuk 4).

De gemiddelde hoeveelheid ATP gemeten met de MuPFiS is toegenomen van gemiddeld 0,15

naar 0,40 ng/l en de hoeveelheid TCC van 13 x 103 naar 21 x 103 cel/ml (Tabel 10). Direct na

de MuPFiS metingen is een watermonster genomen, waarvan ook het ATP en TCC bepaald

zijn. Hierbij is de hoeveelheid ATP nagenoeg gelijk gebleven rond de 4,5 ng/l en de

hoeveelheid TCC afgenomen van 145 x 103 naar 130 x 103 cel/ml. De hoeveelheid ATP is ook

bepaald voor de genomen watermonsters (Hoofdstuk 3), maar hier is de gemiddelde

hoeveelheid in maart 3,2 ng/l en in april 3,3 ng/l.

Tussen maart en april laten de analyseresultaten van de MuPFiS laten een toename zien,

terwijl de verschillende monsternameresultaten gelijk blijven of zelfs een afname laten zien.

De resultaten van de verschillende metingen laten een tegenstrijdig beeld zien en de oorzaak

hiervan is niet bekend.

Tabel 10: Hoeveelheid TCC en ATP meten in april en mei 2011 en de minimale en maximale

hoeveelheden TCC en ATP gemeten tijdens dit onderzoek.

De hoeveelheid TCC gemeten tijdens dit onderzoek (Tabel 10) valt binnen de range van 50 x

103 tot 400 x 103 cel/ml gemeten door Siebel (2008). In Nederland bevat het gedistribueerde

drinkwater over het algemeen 0,8 tot 12.1 ng/l ATP (Wielen, 2010) en de hoeveelheden

gemeten tijdens dit onderzoek vallen hier binnen. Hieruit blijkt dat de hoeveelheid ATP en

TCC in het water dat de zuivering verlaat, laag is in verhouding met de gemiddelde ATP en

TCC waarden in Nederland. Dit is te verklaren doordat de metingen tijdens dit onderzoek

gedaan zijn buiten de pieken in het totale deeltjesvolume om.

Dat er een sterke relatie is tussen de hoeveelheid ATP en TCC in het water is geconstateerd

door Siebel (2008) en Wielen (2010). Dit is ook terug te zien in de resultaten van dit

onderzoek, want zowel de ATP resultaten als de TCC resultaten van de watermonsters zijn

ruim een factor 10 hoger dan de resultaten van de MuPFiS metingen. Hieruit kan

geconcludeerd worden dat de hoeveelheid microbiologie in het drinkwater voornamelijk

veroorzaakt wordt door zwevende microbiologie in het water en niet door microbiologie op

vaste deeltjes in het drinkwater. Dat de hoeveelheid ATP op het filter nog geen 10% van de

totale hoeveelheid ATP in het water bedraagt, komt overeen met het percentage gevonden

door Liu (2008), al waren de absolute waarden gevonden door Liu gemiddeld vijf keer hoger

dan de waarden gemeten tijdens dit onderzoek.

Door Cui (2010) is geconstateerd dat de totale hoeveelheid microbiologie in het water bestaat

uit drie verschillende vormen: zwevende microbiologie in het water, biofilm gevormd op het

oppervlak van het sediment en biofilm op het leidingoppervlak. Tijdens het nemen van

watermonsters is het waterverbruik niet significant anders dan tijdens normaal waterverbruik

van de consument. De biofilm op het leidingoppervlak zal geen invloed hebben op de

hoeveelheid microbiologie gemeten tijdens dit onderzoek, omdat de biofilm pas los komt met

TCC 103 cel/ml maart april min max

- - - -

145 130 80 180

13 21 8 30

ATP ng/l maart april min max

3,2 3,3 2,0 6,0

4,5 4,5 1,5 6,6

0,15 0,4 0,1 0,6Filter

Monstername

Watermonster

Filter

Monstername

Watermonster

45

stroomsnelheden in het leidingwerk welke over het algemeen niet gehaald worden tijdens

normaal waterverbruik Cui (2010).

De metingen tijdens dit onderzoek vonden plaats tussen de ochtend- en avondpiek in het

waterverbruik. Gedurende deze periode is de totale hoeveelheid deeltjes in het water dat

door het netwerk stroomt relatief laag in vergelijking met de hoeveelheid deeltjes gemeten

tijdens de ochtend- en avondpiek (Paragraaf 5.1.4). De hoeveelheid microbiologie op de in

het water zwevende deeltjes, is in de periode met het relatief lage totale deeltjesvolume,

slechts 10% van de totale hoeveelheid microbiologie. De totale hoeveelheid microbiologie

blijkt dus voornamelijk veroorzaakt te worden door de zwevende microbiologie in het water.

Waarschijnlijk zal in de periode tijdens de (ochtend- en avond)pieken in het totale

deeltjesvolume ook significant meer microbiologie in het water gemeten worden (Cui, 2010).

Dan is het mogelijk dat de hoeveelheid biofilm aanwezig op het oppervlak van het sediment

dominant wordt ten opzichte van de hoeveelheid microbiologie zwevend in het water.

Aangezien microbiologie in het distributienetwerk voorkomt in drie verschillende vormen, is

het mogelijk dat de hoeveelheid ATP en TCC op het filter toeneemt tussen maart en april,

terwijl de hoeveelheid in het water gelijk blijft of afneemt. De toename van de hoeveelheid

ATP en TCC op het filter wordt veroorzaakt door de toename in waterverbruik. Door het

hogere waterverbruik wervelen meer deeltjes en grotere deeltjes op. Een deel van de

microbiologie bevindt zicht op sediment (Cui, 2010). Als de hoeveelheid sediment in het

drinkwater toeneemt, betekent dit ook een toename van de hoeveelheid microbiologie in het

water.

De hoeveelheid ATP per TSS is in het einde van het netwerk toegenomen (Figuur 39). Voor

TCC per TSS is een vergelijkbaar beeld gemeten en dit betekend dat de hoeveelheid

microbiologie per hoeveelheid sediment is toegenomen. Doordat sediment steeds bezinkt en

weer opwervelt, is de verblijftijd van het sediment in het netwerk langer dan die van het

water. Door deze langere verblijftijd, heeft microbiologie meer tijd om op het sediment te

groeien. Door het toegenomen verbruik in april is groter sediment opgewerveld en dit ligt

langer in het netwerk dan het kleine sediment. Door de langere verblijftijd van dit grotere

sediment, bevat dit relatief veel microbiologie.

Figuur 39: Hoeveelheid ATP/TSS op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie metingen.

De spreiding van de metingen is ook weergegeven.

6.2.2 Vergelijking van gemeten hoeveelheid ijzer en mangaan

Door middel van MuPFiS metingen én door middel van analyse van watermonsters is de

hoeveelheid ijzer en mangaan in het drinkwater bepaald. In hoeverre de analyseresultaten

van beide meetmethoden overeen komen, wordt in deze paragraaf besproken.

In zowel maart als april liggen de waarden gemeten met de ICP-MS meting voor Fe2+ rond de

1,7 μg/l en voor Mn2+ rond de 0,3 μg/l. Deze waarden vallen onder de

46

aantoonbaarheidsgrens van de monsternames voor ijzer en mangaan, welke respectievelijk

10 en 5 μg/l zijn.

Uit de monsternameresultaten blijkt dat door het opstarten van de nieuwe zuivering het

mangaangehalte in het uitgaande reinwater is afgenomen van ruim 20 μg/l vóór de overgang

naar ongeveer 7 μg/l erna. Aangezien de hoeveelheid Mn2+ op het filter niet afneemt, wordt

deze afname geheel veroorzaakt door de afname van Mn2+ in het drinkwater.

De gehaltes gemeten met de monstername bestaan zowel uit de hoeveelheid Mn2+ in het

drinkwater samen met de hoeveelheid Mn2+ uit het aanwezige mangaandioxide. Aangezien

slechts 0,3 μg/l Mn2+ uit het aanwezige mangaandioxide aanwezig is, betekent dit dat in

maart 98% van het mangaan opgelost het netwerk in komt en dat dit in april 95% is.

Voor ijzer geldt dat er op de zuivering (M1) gemiddeld 11 μg/l ijzer in het water aanwezig is.

Zowel vóór als na de overgang komt 85% het netwerk in als Fe2+ en 15% als Fe(OH)3.

6.3 Verandering tussen begin en einde distributienetwerk

Voor de meeste parameters is geen verandering tussen de zuivering (M1) en de locaties in

het netwerk (M2, M3 en M4) of een afname die veroorzaakt wordt door het bezinken van

deeltjes in het netwerk gemeten.

Uit de resultaten gemeten op de zuivering blijkt dat meer dan 95% van het mangaan

opgelost het netwerk inkomt (Paragraaf 6.2.2) en dat de overige 5% het netwerk inkomt als

mangaandioxide. Tussen de zuivering (S1) en alle andere locaties in het netwerk neemt de

hoeveelheid mangaan af tot onder de aantoonbaarheidsgrens, waaruit blijkt dat het mangaan

oxideert en daarna bezinkt. Dit principe geldt ook voor de gemeten hoeveelheid ijzer. Er zijn

momenten dat de hoeveelheid ijzer en mangaan in het netwerk toch een toename laat zien.

Deze toename is te verklaren doordat de monster niet op hetzelfde moment genomen zijn.

Door een verschil in debiet kunnen ijzerhydroxide- en mangaandioxidedeeltjes in het netwerk

opwervelen. Dat deeltjes in het netwerk wel degelijk bezinken en weer opwervelen als gevolg

van fluctuatie in het debiet is terug te zien in het totale deeltjesvolume gemeten met de

deeltjestellers (Paragraaf 5.1.4). In hoeverre de concentratie van deeltjes aanwezig in water

dat de zuivering verlaat, invloed heeft op de hoeveelheid deeltjes gemeten in datzelfde water

in het netwerk, is niet duidelijk. Dit komt omdat de verblijftijd van water in het netwerk niet

bekend is en omdat de absolute deeltjesvolumes onderling niet vergeleken mogen worden.

De monsters zijn genomen in een periode waarin geen significant hoge pieken in het totale

deeltjesvolume voorkwamen (Paragraaf 6.1). Waarschijnlijk is in het netwerk wel een

significante toename in de hoeveelheid ijzer en mangaan te meten als de monsters genomen

worden tijdens één van deze pieken.

Dat deeltjes opwervelen en bezinken, verklaart ook de variatie in de troebelheid en de

toename van de hoeveelheid TSS en FSS tussen maart en april. Aangezien de absolute

hoeveelheid van het totale deeltjesvolume niet vergeleken kan worden, is het niet mogelijk

om het absolute totale deeltjesvolume te vergelijken met de verandering van deze andere

parameters.

6.4 Bedrijfsvoering met betrekking tot de watertoren in Zaltbommel

Uit het vorige hoofdstuk (Hoofdstuk 5) blijkt dat door de bedrijfsvoering met betrekking tot

de watertoren in Zaltbommel een significante afwijking in het totale deeltjesvolume optreedt.

De verwachting is dat niet alleen het totale deeltjesvolume in het water significant is

toegenomen, maar dat de algemene waterkwaliteit op deze momenten slechter is. In

hoeverre dit werkelijk het geval is, wordt bekeken in dit hoofdstuk.

Uit de resultaten gemeten met de deeltjestellers blijkt dat door de bedrijfsvoering met

betrekking tot de watertoren in Zaltbommel relatief grote pieken in het totale deeltjesvolume

47

ontstaan (Paragraaf 5.1.5). Het nemen van de monsters is alleen gedaan buiten deze pieken

in het totale deeltjesvolume om. Hierdoor is niet duidelijk wat de invloed van het toegenomen

deeltjesvolume is op de kwaliteit van het water dat het netwerk ingepompt wordt. Om dit te

weten te komen is een extra monster genomen van het uitgaande reinwater (S1) tijdens één

van deze pieken (Tabel 11). In deze paragraaf worden de resultaten van de monsters

genomen tijdens en buiten de piek vergeleken.

Tabel 11: Resultaten van de monsternames buiten en tijdens een piek in het totale

deeltjesvolume. Voor de resultaten buiten de piek is het gemiddelde van de vier metingen

in april 2011 weergegeven. De resultaten van 13 mei 2011 zijn genomen tijdens een

relatief grote piek in het totale deeltjesvolume.

6.4.1 Troebelheid

Uit de resultaten blijkt dat de troebelheid van het water toegenomen is tot boven de

streefwaarde van Vitens. Het is ook veruit de hoogst gemeten troebelheid van alle metingen

gedaan in het netwerk. De metingen in december en april zijn niet gedaan tijdens een relatief

grote piek in het deeltjesvolume. Hieruit blijkt dat de pieken in het deeltjesvolume wel

degelijk invloed hebben op de troebelheid van het drinkwater en daardoor een toename van

het aantal klachten door consumenten oplevert (REWAB, 2004).

6.4.2 IJzer en mangaan

Naast een toename van de troebelheid is ook een toename in de hoeveelheid ijzer en

mangaan gemeten. De hoeveelheid mangaan is zelfs toegenomen tot boven de wettelijke

eisen. Omdat een groot deel van het ijzer en mangaan na verlaten van de zuivering in het

eerste deel van het distributienetwerk bezinkt (Paragraaf 6.3), zal dit waarschijnlijk ook net

na de zuivering gebeuren in de leiding naar de watertoren in Zaltbommel. Als het water na

een periode van stilstand teruggeleverd wordt in de richting van drinkwaterzuivering Kolff,

wordt het ijzer en mangaan dat bezonken is in de leiding net na de zuivering opgewerveld.

De stroomsnelheid van het water is in combinatie met de variatie van de stroomsnelheid

groot genoeg om het sediment op te wervelen (Paragraaf 5.1.4). Dit opgewervelde sediment

stroomt met het water direct het distributienetwerk in van drinkwaterzuivering Kolff,

waardoor op locatie S1 een toename in de hoeveelheid ijzer en mangaan gemeten wordt.

In april wordt tussen circa 00:00 uur en 04:30 uur water richting Zaltbommel gepompt. Dit

gebeurt met een debiet van ongeveer 150 m3/h. Daarna staat het water ongeveer één uur stil,

waarna een half uur lang water naar zuivering Kolff terug gepompt wordt met een debiet van

ongeveer 575 m3/h. Tijdens het pompen naar Zaltbommel stroomt het water met ongeveer

0,35 m/s door de leiding en tijdens het terugpompen is dit 1,3 m/s. Door de stroomsnelheid

van 0,35 m/s zal een deel van het geoxideerde ijzer en mangaan in het water aan het begin

van het netwerk bezinken (Blokker, 2010a). Wanneer hierna het water teruggepompt wordt

naar zuivering Kolff, is de snelheid waarmee dit gebeurt bijna net zo hoog als de snelheid

gebruikt voor het schoonspoelen van een netwerk (Blokker, 2010a). Tijdens het

schoonspoelen van een netwerk wordt een snelheid van 1,5 m/s gebruikt. Door deze hogere

Apr-11 13-Mei-11

Ammonium mg NH4/l 0.052 0.014

Adenosinetrifosfaat ng/l 3.6 6.3

IJzer mg/l 0.010 0.027

Mangaan mg/l 0.012 0.092

Nitriet mg NO2/l 0.0320 0.0104

Temperatuur °C 11.6 11.5

Troebeling FTE 0.19 0.55

Zuurstof mg/l 9.4 10.1

48

stroomsnelheid zal een grotere schuifspanning op het bezonken materiaal ontstaan, waardoor

deze deeltjes opwervelen en wegspoelen met het water (Vreebrug, 2007). Deze hoge

snelheid van het water kan verklaren waarom relatief veel mangaan en ijzer gemeten wordt

tijdens het terugpompen van water uit Zaltbommel.

Door het terugleveren van water uit Zaltbommel stroomt water met een significant hogere

ijzer- en mangaanconcentratie en hogere troebelheid het distributienetwerk van Kolff in dan

het water dat direct uit de zuivering het netwerk ingepompt wordt. De duur van deze situatie

is maximaal één uur per dag. Als het debiet gedurende de hele dag hetzelfde zou zijn en

buiten het terugleveren om gerekend wordt met de gemiddelde waarden uit april (Tabel 11),

is het aandeel van het terugleveren uit Zaltbommel 18% van de totale hoeveelheid mangaan

die het netwerk ingepompt wordt. Voor de hoeveelheid ijzer is dit ruim 6,5%, terwijl het

terugleveren slechts 2% van de tijd in beslag neemt (Tabel 12). In werkelijkheid kan het

percentage geleverd vanuit Zaltbommel afwijken, omdat het terugleveren vanuit Zaltbommel

bijna altijd plaatsvindt bij een debiet dat lager is dan het gemiddelde debiet. Daarnaast is niet

duidelijk hoe de mangaan- en ijzerconcentratie in het reinwater fluctueert over de dag.

Tabel 12: Massabalans van de hoeveelheid ijzer en mangaan geleverd aan het netwerk en

teruggeleverd door de watertoren in Zaltbommel.

Concentratie Debiet Tijd Hoeveelheid Zaltbommel

[mg/l] [m3/uur] [uur] [g/dag] [%]

IJzer Netwerk in 0,010 500 24 120

Zaltbommel 0,027 575 0,5 8 6,5

Mangaan Netwerk in 0,012 500 24 144

Zaltbommel 0,092 575 0,5 26 18

Om de hoeveelheid ijzer en mangaan dat het netwerk instroomt te verminderen, blijkt dat

stoppen met het terugleveren van water uit Zaltbommel wel degelijk zin heeft. Doordat de

leiding niet meer ‘schoongespoeld’ wordt als het terugleveren vanuit Zaltbommel stopt, blijft

het geoxideerde ijzer en mangaan in de leiding liggen. Aangezien elke dag water richting de

watertoren gepompt wordt, zal het ijzer en mangaan langzaam richting de watertoren

gevoerd worden. De hoeveelheid ijzer en mangaan in het water dat de watertoren van

Zaltbommel in gepompt wordt, zal hierdoor uiteindelijk toenemen.

Gekeken naar verbetering van de drinkwaterkwaliteit is het niet nodig om ook te stoppen met

het leveren van water uit drinkwaterzuivering Kolff naar de watertoren in Zaltbommel. Het

maakt voor de waterkwaliteit geen verschil of richting de watertoren of richting het netwerk

geleverd wordt. Zolang er maar niet teruggeleverd wordt.

6.4.3 Ammonium en nitriet

In mei zijn de hoeveelheden ammonium en nitriet lager dan tijdens de metingen in april. Als

het water de distributieleiding richting Zaltbommel instroomt, zal de hoeveelheid ammonium

en nitriet net als in het eerste deel van het distributienetwerk afnemen (Paragraaf 3.2.2). Het

ammonium en nitriet is dan omgezet in nitraat. Op het moment dat dit water teruggepompt

wordt naar zuivering Kolff, is de ammonium- en nitrietconcentratie hierdoor lager dan in het

water dat de zuivering net verlaat. Wanneer het water uit Zaltbommel zich mengt met het

water uit de zuivering heeft het water dat het distributienetwerk instroomt hierdoor

gemiddeld een lagere concentratie ammonium en nitriet.

De ammonium- en nitrietconcentratie in het water dat het netwerk ingepompt wordt, zijn

lager ten gevolge van het terugleveren van water uit Zaltbommel. Aangezien ook het nitraat

dat ontstaat na oxidatie van ammonium en nitriet in oplossing blijft, zal in het netwerk

uiteindelijk niet minder nitraat aanwezig zijn door het terugleveren van water uit Zaltbommel.

Ammonium en nitriet kunnen direct met het reinwater het netwerk in stromen en daar

49

oxideren tot nitraat. Daarnaast bestaat de mogelijkheid dat oxidatie plaatsvindt in de leiding

naar Zaltbommel, waardoor nitraat tijdens het terugleveren het netwerk in gepompt wordt. In

beide gevallen is uiteindelijk evenveel nitraat in het distributienetwerk aanwezig.

6.4.4 ATP en zuurstof

De hoeveelheid ATP in mei is 6,3 ng/l en dit is hoger dan de gemiddelde waarde van 3,6 ng/l

gemeten in april. In april is de hoogst gemeten hoeveelheid ATP op de zuivering (S1) 5,7 ng/l.

De gemeten waarde in mei is dan ook niet significant hoger dan de ATP waarden die

gemeten worden buiten een piek in het totale deeltjesvolume.

De zuurstofconcentratie gemeten op 13 mei is 10,1 mg/l en is hoger dan de gemiddelde

concentratie gemeten in april, welke 9,4 mg/l is. In april is de zuurstofconcentratie in het

water toegenomen tot deze eind april ongeveer 10 mg/l was (Paragraaf 3.1). Tussen de

laatste meting in april en de meting in mei is dus geen toename te zien in de hoeveelheid

zuurstof.

50

51

7 Conclusies en aanbevelingen

In dit hoofdstuk worden alle conclusies van het onderzoek genoemd en aansluitend worden

de aanbevelingen weergegeven.

7.1 Conclusies

Het doel van dit onderzoek is inzicht krijgen in de mate van verandering van

drinkwaterkwaliteit over het distributienetwerk en in de verandering van deze kwaliteit door

het overgaan naar een nieuwe zuivering.

7.1.1 Waterkwaliteitsverandering in het netwerk

De oxidatie van ammonium, nitriet en mangaan tijdens het zuiveringsproces is niet volledig.

In het eerste deel van het netwerk oxideert ammonium, nitriet en mangaan, waardoor aan

het begin van het netwerk een significante afname voor deze parameters gemeten is. In de

rest van het netwerk zijn de meetwaarden van deze parameters over het algemeen lager dan

de aantoonbaarheidsgrens.

De afname van de hoeveelheid organische zwevende stof (VSS) en de vaste zwevende stof

(FSS) tussen het begin en het eind van het netwerk, wordt verklaard door het bezinken van

vaste stof.

Tussen de zuivering en het einde van het netwerk is de ijzerconcentratie, de troebelheid, de

zuurstofconcentratie, de temperatuur van het drinkwater en de hoeveelheid microbiologie

niet significant toe- of afgenomen.

7.1.2 Waterkwaliteitsverandering door opstarten van de nieuwe zuivering

Na het opstarten van de nieuwe drinkwaterzuivering zijn in het uitgaande reinwater het

mangaangehalte en de hoeveelheden TSS, VSS en FSS afgenomen en is de

zuurstofconcentratie toegenomen. Deze veranderingen hebben plaatsgevonden omdat de

beluchting van de oude zuivering niet tijdig schoongemaakt en het filtermateriaal niet tijdig

vervangen is. Vanaf juni 2010 is het noodzakelijk onderhoud niet gepleegd, waardoor de

mangaanconcentratie in het drinkwater toegenomen en de zuurstofconcentratie afgenomen is.

Na overgang op de nieuwe zuivering is het filter met de slechtste beluchting van de oude

zuivering buiten gebruik gesteld. Dit filter liet tevens het meeste mangaan door. Na het

buiten gebruikstellen van dit filter en het opstarten van de nieuwe zuivering, zijn de

concentraties terug op het oorspronkelijke niveau, zoals gemeten voor juni 2010.

In het netwerk is geen waterkwaliteitsverandering gemeten ten gevolge van het opstarten

van de nieuwe zuivering. Door de verbruikstoename tussen maart en april is de hoeveelheid

TSS, VSS en FSS in het netwerk toegenomen. Aangezien een deel van de microbiologie zicht

bevindt op sediment is ook de hoeveelheid ATP en TCC op sediment dat in het water zweeft

toegenomen. Verder heeft de verbruikstoename ook indirect de toename in de hoeveelheid

ATP/TSS en TCC/TSS veroorzaakt, doordat meer sediment met relatief veel microbiologie

opwervelt.

7.1.3 Overige conclusies

In het uitgaande reinwater van de zuivering zijn relatief grote pieken gemeten in het totale

deeltjesvolume. Deze pieken worden voornamelijk veroorzaakt door het terugleveren van

drinkwater uit de watertoren in Zaltbommel. Door het terugleveren stroomt water met een

significant hogere ijzer- en mangaanconcentratie en troebelheid het distributienetwerk van

Kolff in ten opzichte van het water dat direct uit de zuivering het netwerk in gepompt wordt.

Het wisselende waterverbruik veroorzaakt wisselingen in de stroomsnelheid. Bij lage

stroomsnelheden bezinkt sediment in het netwerk en bij hoge stroomsnelheden wordt

52

sediment opgewerveld. De pieken in het totale deeltjesvolume gemeten aan het begin van

het netwerk zijn hierdoor niet terug te zien in het deeltjesvolume gemeten aan het einde van

het netwerk. Omdat de pieken niet te volgen zijn, kan de retentietijd van het water in het

netwerk niet bepaald worden met deeltjestellers.

De hoeveelheden adenosinetrifosfaat (ATP) en totale hoeveelheid cellen (TCC) gemeten op

het sediment met een diameter groter dan 1,2 μm zijn circa 10% van de totale gemeten

hoeveelheden ATP en TCC. Hieruit blijkt dat de totale hoeveelheid microbiologie in het water

voornamelijk veroorzaakt wordt door in het water zwevende microbiologie en niet door

microbiologie aanwezig op het sediment.

7.2 Aanbevelingen

De invloed van het opstarten van de nieuwe zuivering op de mangaan- en

zuurstofconcentratie kon niet bepaald worden omdat de beluchting van de oude zuivering

niet tijdig schoongemaakt en het filtermateriaal niet tijdig vervangen is. Om deze invloed in

vervolgonderzoek alsnog te bepalen, moeten de resultaten van begin 2010 worden

vergeleken met de resultaten van metingen gedaan in de loop van 2011. Als de resultaten na

het opstarten van de nieuwe zuivering in de loop van 2011 weer stabiel zijn, kan over de

langere termijn bepaald worden wat de invloed van de nieuwe zuivering is geweest op de

drinkwaterkwaliteit.

Het terugleveren van water richting het distributienetwerk van Kolff veroorzaakt een

significant hogere ijzer- en mangaanconcentratie en troebelheid gemeten in het uitgaande

reinwater ten opzichte van het water dat direct vanuit de zuivering het netwerk ingepompt

wordt. Door te stoppen met het terugleveren van water uit de watertoren in Zaltbommel, zal

de hoeveelheid ijzer en mangaan dat het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff

instroomt verminderen. Het is niet nodig om te stoppen met leveren van drinkwater aan

Zaltbommel, aangezien dit geen invloed heeft op de kwaliteit van het water dat het

distributienetwerk van Kolff instroomt.

Door het bezinken en opwervelen van deeltjes in het distributienetwerk is de retentietijd van

het water in het netwerk niet te bepalen. De retentietijd van het water in het netwerk zal

bepaald moeten worden met een meer conservatieve parameter zoals de geleidbaarheid of

de pH.

53

Literatuur

Bakker, M., Schagen, K. van & Timmer, J. (2003). Flow control by prediction of water

demand. Journal of Water Supply: Research and Technology – Aqua, 52.6, 417-424.

Berlamont, J. & Goethem, J. van (1984). Slibvrij houden van havens en hun toegangen.

Laboratorium voor hydraiulica, K.U. Leuven.

Blokker, E.J.M., Vreeburg, J.H.G. & Vogelaar, A.J. (2006). Combining the probabilistic demand

model SIMDEUM with a network model. Water Distribution System Analysis, Nr. 8,

Cincinnati, Ohio, USA, aug 2006.

Blokker, E.J.M, Vreeburg, J.H.G., Schaap, P.G. & Dijk, J.C. van (2010a). The self-cleaning

velocity in practice. Water Distribution System Analysis 2010, Tucson, AZ, USA, Sept. 12-

15 2010.

Blokker, E.J.M. (2010b). Stochastic water demand modeling for a better understanding of

hydraulics in water distribution networks. Delft: Water Management Academic Press.

Blokker, E.J.M. Vreeburg, J.H.G. & Dijk, J.C. van (2010c). Simulating Residential Water

Demand with a Stochastic End-Use Model. Journal of water resources planning and

management, feb 2010, p19-26.

Blokker, E.J.M. & Pieterse-Quirijns, I. (2012). Temperatures in drinking water distribution

systems: Quantifying measures to limit water quality effects. World congress on water,

climate and Energy, Dublin, 2012.

Carrera, X.C. & Mujeriego, R. (2008). MuPFiS, a new tool for characterization of particulate

material in water distribution systems. Delft.

Ceronio, A.D. & Haarhoff, J. (2002). Dealing with large particle counting data sets. Water

Science and Technology: Water Supply, Vol. 2, Nummer 5-6, 35-40.

Ceronio, A.D. & Haarhoff, J. (2005). An improvement on the power law for the description of

particle size distribution in potable water treatment. Water research, Nummer 39, 305-

313.

Cui, X. (2010). The contribution of deposits to the microbiological activity in the drinking

water distribution network. Technische Universiteit Delft.

Delahaye, E., Welté, B., Levi, Y., Leblon, G. & Montiel, A. (2003). An ATP-based method for

monitoring the microbiological drinking water quality in a distribution network. Water

Research, Vol. 37, 3689-3696.

Drinkwaterbesluit (Gezien: okt 2011). Besluit van 23 mei 2011, geldend op 13 juli 2011.

http://wetten.overheid.nl/BWBR0030111/geldigheidsdatum_13-07-2011

Gauthier, V., Gérard, B., Portal, J-M., Block, J-C. & Gatel, D. (1999). Organic matter as loose

deposits in a drinking water distribution system. Elsivier Science Ltd.: Water Research Vol.

33, No. 4, 1014-1026.

54

Gauthier, V., Barbeau, B., Millette, R., Block, J.-C., & Prévost, M. (2001). Suspended particles

in the drinking water of two distribution systems. Water Science & Technology: Water

Supply, Vol. 1, No 4, 237-245.

Geo4Va (Gezien: feb 2013). Earth temperature and site geology.

http://www.geo4va.vt.edu/A1/A1.htm#A1sec1

Ginige, M.P., Wylie, J. & Plumb, J. (2011). Influence of biofilms on iron and manganese

deposition in drinking water distribution systems. Taylor & Francis: Biofouling, Vol. 27, No.

2, 151-163.

Innowator (2009). Innowator subsidie aanvraag. Distribution Control Training & Operation.

DisConTO.

KNMI (2011). Daggegevens van het weer in Nederland. 365, Herwijnen.

http://www.knmi.nl/klimatologie/daggegevens/download.html

Kooij, D. van der, & Veenendaal, H.R. (2001). Biomass production potential of materials in

contact with drinking water: method and practical importance. Water Science &

Technology: Water Supply, Vol. 1, No 3, 39-45.

Looper, M.L. & Waldner, D.N. (2007). Water for dairy cattle. Oklahoma State University and

New Mexico State University.

Memon, F.A., Ton-That, L. & Butler, D. (2007). An investigation of domestic water

consumption trough taps and its impact on urban water flows. Water Science &

Technology: Water Supply, Vol. 7, No 5-6, 69-76.

Moel, P.J. de, Verberk, J.Q.J.C. & Dijk, J.C. van (2005). Drinkwaterprincipes en praktijk. Sdu

Uitgevers bv, Den Haag.

Molen, M. van der, Kooi, H., Smulders, E.F.P.A., & Heijman, S.G.J. (2008). Warmteindringing

in de bodem. Technical Report BTO 2008.053, Kiwa Water Research, Netherlands.

Pamas (2011). Pamas HCB-LD. Optical sensors for the analysis of particles between 1 and

8000 μm. http://www.pamas.de/en/content/view/full/88

REWAB, 2004. Registration system yearly analysis results of Dutch water companies, availale

trough ministry of VROM (Netherlands Ministry of Housing, Spatial Planning and the

Environment. Den Haag.

Sarin, P., Snoeyink, V.L., Bebee, J., Kriven, K.M. & Clement J.A. (2001). Physico-chemical

characteristics of corrosion scales in old iron pipes. Water Research, Vol. 35, Nummer 12,

2961-2969.

Sarin, P., Snoeyink, V.L., Lytle, D.A. & Kriven, W.M. (2004). Iron Corrosion Scales: Model for

scale Growth, Iron Release, and Colored Water Formation. Journal of environmental

engineering ASCE , Vol 130 (4), 364-373.

Siebel, E., Wang, Y., Egil, T. & Hammes, F. (2008). Correlations between total cell

concentration, total adenosine tri-phosphate concentration and heterotrophic plate counts

during microbial monitoring of drinking water. Drinking Water Engineering and Science,

No. 1, 1-6.

55

UNDP (2011). Human development report 2011. Sustainability and equity: A better future for

all. The United Nations Development Programme, New York, USA.

Verkerk, G., Broens, J.B., Groot, P.A.M. de, Kranendonk, W., Sikkema, J.L., Westra, J.J. &

Wevers-Prijs, I.M. (1998). Binas. Wolters-Noordhoff BV, Groningen, Netherlands.

Verberk, J.Q.J.C., Hamilton, L.A., O’Halloran, K.J., Horst, W. van der & Vreeburg, J. (2006).

Analysis of particle numbers, size and composition in drinkingwater transportation

pipelines: results of online measurements. Water Science & Technology: Water Supply,

Vol. 6, No. 4, 35-43.

Verberk, J.Q.J.C., O’Halloran, K.J., Hamilton, L.A., Vreeburg, J.H.G. & Dijk, J.C. van (2007).

Measuring particles in drinking water transportation systems with particle counters.

Journal of Water Supply: Research and Technology – Aqua, 56.5, 345-355.

Verberk, J.Q.J.C., Vreeburg, J.H.G., Rietveld, L.C., & Dijk, J.C. van (2008). Particulate

fingerprinting of water quality in the distribution system. Water Institute of Southern

Africa (WISA) Biennial Conference, Sun City, South Africa, May 2008.

Vewin (2009). https://www.vewin.nl

Vitens (2010). Zicht op water. Langetermijnvisie win-infrastructuur 2010-2040.

Vitens Procestechnologie Gelderland (2010). Gelderland Kwaliteit en zuivering 2009. Vitens

rapportid. 2010-016-MR.

Vreeburg, J.H.G. (2007). Discolouration in drinkingwater systems: a particular approach.

Gildeprint BV, Enschede.

Vreeburg, J.H.G., Schippers, D., Verberk, J.Q.J.C. & Dijk, J.C. van (2008). Impact of particles

on sediment caccumulation in a drinking water distribution system. Water Research, Vol.

42, 4233-4242.

VROM (2011). Rapportage. De kwaliteit van het drinkwater in Nederland in 2010. VROM-

inspectie, Den Haag, november 2011.

Waterleidingbesluit (2011).

http://wetten.overheid.nl/BWBR0002339/geldigheidsdatum_22-09-2011

Wielen, P.W.J.J. van der & Looper, D. van der (2010). Effect of water composition, distance

and season on the adenosine triphosphate concentration in unchlorinated drinking water

in the Netherlands. Water Research 44, 4860-4867.

Wilczak, A., Howe, E.W., Aieta, E.M. & Lee, R.G. (1992). How peroxidation affects particle removal during clarification and filtration. Journal of the American water works

association, December, 85-94.

56

57

Bijlagen

Bijlage A Lijst van figuren en tabellen ..................................................................... I Lijst van figuren ....................................................................................................... I A.1

Lijst van tabellen .................................................................................................... IV A.2

Bijlage B Kalibratie deeltjestellers ...........................................................................V Resultaten kalibratie ................................................................................................ V B.1

Beperkingen voor het onderzoek ............................................................................. XI B.2

Bijlage C Uitwerking verschillen per diameterfractie ......................................... XIII Vergelijking door middel van een cumulatieve frequentieverdeling .......................... XIII C.1

Vergelijking totale deeltjesvolume door middel van de ‘power law’ ......................... XVII C.2

Bijlage D Vergelijking deeltjesvolume en debiet met InfoWorks ..................... XXIII

58

I

Bijlage A Lijst van figuren en tabellen

Lijst van figuren A.1

Figuur 1: Opstelling MuPFiS bij een van de klanten thuis. ............................................ 8

Figuur 2: Flowschema (a) en foto (b) van de deeltjestelleropstelling bij een van de

klanten.......................................................................................................................... 10

Figuur 3: Leidingdelen in het distributienetwerk van drinkwaterzuivering Kolff. ....... 11

Figuur 4: Meetlocaties. Monstername op locatie S1 t/m S8. Deeltjestellers en

MuPFiS op locatie M1 t/m M4. ..................................................................................... 11

Figuur 5: Mangaanconcentratie in het uitgaande reinwater van zuivering Kolff

(S1). .............................................................................................................................. 14

Figuur 6: Zuurstofconcentratie in het uitgaande reinwater van zuivering Kolff (S1)

voor het jaar 2010. ....................................................................................................... 14

Figuur 7: Relatie tussen pH, CO2 en HCO3- en CO3

2- (Moel et al., 2005). ..................... 15

Figuur 8: Analyseresultaten voor de temperatuur. ...................................................... 16

Figuur 9: Analyseresultaten voor ijzer. ........................................................................ 16

Figuur 10: Analyseresultaten voor zuurstof. ................................................................ 17

Figuur 11: Analyseresultaten voor ammonium. ........................................................... 18

Figuur 12: Analyseresultaten voor nitriet. ................................................................... 18

Figuur 13: Analyseresultaten voor mangaan. .............................................................. 19

Figuur 14: Analyseresultaten voor adenosinetrifosfaat. .............................................. 20

Figuur 15: Analyseresultaten voor de troebelheid. ...................................................... 20

Figuur 16: Relatie tussen de troebelheid en de hoeveelheid ATP in het water, R2 =

0,1465. ......................................................................................................................... 21

Figuur 17: Gemiddelde hoeveelheid TSS, VSS, FSS (a) en VSS/TSS (b) op de filters

in maart en april 2011 uit drie metingen. De spreiding van de metingen is ook

weergegeven. ............................................................................................................... 23

Figuur 18: Gemiddelde ICP-MS resultaten van het uitgaande reinwater in maart

en april uit 3 metingen. ................................................................................................ 24

Figuur 19: Gemiddelde hoeveelheid ATP (a), TCC (b) en ATP/TCC (c) op de filters

in maart en april 2011 uit 3 metingen. Gemiddelde ATP in maart is echter uit 2

metingen. De spreiding van de metingen is ook weergegeven. .................................. 24

Figuur 20: Het uitgaande reinwaterdebiet in maart en april 2011 gemeten op

drinkwaterzuivering Kolff (M1). Met de MuPFiS is gemeten tussen 9:00 en 15:00

uur. ............................................................................................................................... 25

Figuur 21: Gemiddelde hoeveelheid VSS en FSS op de filters uit drie metingen.

Alleen de spreiding van de TSS metingen is weergegeven. ......................................... 26

Figuur 22: Elementencompositie. Gemiddelde uit drie metingen. ............................... 26

Figuur 23: Hoeveelheid ATP op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie

metingen. De spreiding van de metingen is ook weergegeven. .................................. 27

II

Figuur 24: Hoeveelheid TCC op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie

metingen. De spreiding van de metingen is ook weergegeven.. ................................. 27

Figuur 25: Relatieve hoeveelheid ATP per TCC. De spreiding van de metingen is

ook weergegeven. ........................................................................................................ 27

Figuur 26: Gemiddeld hoeveelheid TSS, VSS en FSS op de filters in maart (a) en

april (b) uit drie metingen. Alleen de spreiding van de TSS metingen is

weergegeven. ............................................................................................................... 28

Figuur 27: Gemiddelde elementencompositie op de filters in maart (a) en april (b)

uit drie metingen. ......................................................................................................... 28

Figuur 28: Berekende totale deeltjesvolume op de zuivering in week 12 (a) en in

week 16 (b). Berekende totale deeltjesvolume op de Mildijk (c) en de Spijkse

Kweldijk (d) in week 12. .............................................................................................. 32

Figuur 29: Relatie tussen het totale deeltjesvolume op de Mildijk (M3) en de

Spijkse Kweldijk (M4) gebaseerd op metingen van 21 maart 2011 t/m 27 maart

2011.............................................................................................................................. 33

Figuur 30: Berekende deeltjesvolume op 23 maart 2011 voor de zuivering (a) en

de Mildijk (b). ............................................................................................................... 33

Figuur 31: Berekende gemiddelde deeltjesvolume verdeling over de verschillende

fracties in diameter op 23 maart 2011 voor de zuivering (a) en de Mildijk (b). .......... 34

Figuur 32: Het totale deeltjesvolume (rood) en het gemeten uitgaande reinwater

debiet (oranje) op Kolff (M1) in week 12..................................................................... 35

Figuur 33: Het totale deeltjesvolume (blauw) op de Mildijk (M3) en het gemeten

uitgaande reinwater debiet (oranje) op Kolff (M1) in week 12. .................................. 36

Figuur 34: Het totale deeltjesvolume (groen) op de Spijkse Kweldijk (M4) en het

gemeten uitgaande reinwater debiet (oranje) op Kolff (M1) in week 12. ................... 36

Figuur 35: Totale deeltjesvolume op de Mildijk (M3) zonder relatief smalle pieken. .. 37

Figuur 36: Debiet (blauw) teruggeleverd van de watertoren in Zaltbommel naar

zuivering Kolff (M1) in maart (a) en april (b). Daaronder het totale deeltjesvolume

(rood) gemeten in het uitgaande reinwater van zuivering Kolff (M1) in maart (c)

en april (d). ................................................................................................................... 39

Figuur 37: Totale deeltjesvolume gemeten aan het begin van de leiding naar

Zaltbommel en in het uitgaande reinwater (M1). ........................................................ 40

Figuur 38: Principe voor het bepalen van de retentietijd (a) en de werkelijk

gemeten resultaten (b). ............................................................................................... 41

Figuur 39: Hoeveelheid ATP/TSS op het filter. Gemiddelde hoeveelheid uit drie

metingen. De spreiding van de metingen is ook weergegeven. .................................. 45

Figuur 40: Gemeten aantal deeltjes vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode. ...........V

Figuur 41: Gemiddelde deeltjesaantal verdeling over de verschillende bereiken in

diameter vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode. ................................................... VI

Figuur 42: Berekende deeltjesvolume vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode. .... VII

Figuur 43: Berekende gemiddelde deeltjesvolume verdeling over de verschillende

bereiken in diameter vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode. .............................. VII

Figuur 44: Verandering in deeltjesvolume per minuut (a) en het berekende totale

deeltjesvolume (b) voor de eerste meetperiode. ....................................................... VII

III

Figuur 45: Vergelijking van de verandering in het totale deeltjesvolume vóór (a)

en ná (b) de eerste meetperiode. .............................................................................. VIII

Figuur 46: Vergelijking van de verandering in het totale deeltjesvolume vóór (a)

en ná (b) de tweede meetperiode. ............................................................................... IX

Figuur 47: Situatieschets deeltjesvolume voor, tijdens en na eerste meetperiode. .... IX

Figuur 48: Berekende deeltjesvolume na de eerste meetperiode. ............................... X

Figuur 49: Berekende deeltjesvolume verdeling over de verschillende bereiken in

diameter na de eerste meetperiode. ............................................................................. X

Figuur 50: Gemeten resultaten deeltjesteller (a) en een cumulatieve

frequentieverdeling (b). ............................................................................................ XIII

Figuur 51: Uitleg Surf +90% en Surf -90%. .............................................................. XIV

Figuur 52: Frequentieverdeling van het volume over de verschillende

deeltjesfracties, Mildijk (M3). ..................................................................................... XV

Figuur 53: Frequentieverdeling van het volume over de verschillende

deeltjesfracties, Spijkse Kweldijk (M4). ..................................................................... XV

Figuur 54: Frequentieverdeling van het totale volume per meetlocatie ................... XVI

Figuur 55: Deeltjesverdeling en het deeltjesvolume per diameter fractie voor de

Mildijk (M3). ............................................................................................................... XVI

Figuur 56: Deeltjesverdeling en het deeltjesvolume per diameter fractie voor de

Spijkse Kweldijk (M4). ............................................................................................. XVII

Figuur 57: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de

Power law en variabel-β methode voor zuivering Kolff (M1) in week 16. .................. XX

Figuur 58: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de

Power law en variabel-β methode voor zuivering Mildijk (M3) in week 16. .............. XX

Figuur 59: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de

Power law en variabel-β methode voor zuivering Spijkse Kweldijk (M4) in week 16.

..................................................................................................................................... XX

Figuur 60: Stroomsnelheid bepaald met InfoWorks (2011). .................................. XXIII

Figuur 61: Berekende totale deeltjesvolume op de Mildijk (a) en de Spijkse

Kweldijk (b) in week 12. .......................................................................................... XXIV

IV

Lijst van tabellen A.2

Tabel 1: Zuiveringsstappen van oude en nieuwe zuivering ........................................... 3

Tabel 2: Overzicht van enkele waterkwaliteit parameters, gemeten in het

uitgaande reinwater van drinkwaterzuivering Kolff (Jan 2010 – Nov 2010). Oranje

gekleurde waarden voldoen niet aan de streefwaarden van Vitens en roze

gekleurde parameters voldoen niet aan de wettelijke eisen. ........................................ 4

Tabel 3: Parameters gemeten tijdens dit onderzoek ..................................................... 5

Tabel 4: De gemeten parameters per meetmethode. .................................................... 5

Tabel 5: Aantoonbaarheidsgrens en meetonzekerheid per parameter. ......................... 6

Tabel 6: Elementen geanalyseerd met ICP-MS meting. ................................................. 9

Tabel 7: Overzicht productieverdeling tussen de oude (O) en nieuwe (N) zuivering.

Verder is aangegeven wanneer de verschillende metingen zijn uitgevoerd. .............. 12

Tabel 8: Parameters waarvoor na opstart van de nieuwe zuivering een significante

toe- of afname gemeten is. De meetwaarden van december 2010 zijn hiervoor

vergeleken met de waarden gemeten in april 2011. De waarden in het oranje

voldoen niet aan de streefwaarden van Vitens. ........................................................... 13

Tabel 9: Gemiddelde pH en de gemiddelde hoeveelheid CO2 en HCO3- in het ruwe

en reine water van drinkwaterzuivering Kolff gedurende de periode januari t/m

juni 2010. ..................................................................................................................... 15

Tabel 10: Hoeveelheid TCC en ATP meten in april en mei 2011 en de minimale en

maximale hoeveelheden TCC en ATP gemeten tijdens dit onderzoek. ........................ 44

Tabel 11: Resultaten van de monsternames buiten en tijdens een piek in het

totale deeltjesvolume. Voor de resultaten buiten de piek is het gemiddelde van de

vier metingen in april 2011 weergegeven. De resultaten van 13 mei 2011 zijn

genomen tijdens een relatief grote piek in het totale deeltjesvolume. ....................... 47

Tabel 12: Massabalans van de hoeveelheid ijzer en mangaan geleverd aan het

netwerk en teruggeleverd door de watertoren in Zaltbommel. ................................... 48

Tabel 13: Voor verschillende categorieën van R2 is aangegeven hoe sterk de

relatie is tussen de twee bijbehorende curven. ........................................................ VIII

Tabel 14: De determinatiecoëfficiënten (R2-waarden) vóór (a) en ná (b) de 2e

meetperiode. ................................................................................................................ IX

Tabel 15: Frequentie percentages, Mildijk (M3) en Spijkse Kweldijk (M4) 21 t/m

27 maart 2011. ........................................................................................................... XVI

Tabel 16: Determinatie coëfficiënten van zowel het deeltjesaantal als van het

deeltjesvolume in week 12 en 16 van 2010. De coëfficiënten zijn weergegeven

voor de variabele-β en de power law methode en voor de verschillende

meetlocaties. .............................................................................................................. XIX

V

Bijlage B Kalibratie deeltjestellers

In de eerste paragraaf van deze bijlage wordt ingegaan op de kalibratie van de deeltjestellers.

De kalibratie wordt gedaan om te bepalen of de resultaten gemeten met de verschillende

deeltjestellers onderling vergeleken mogen worden. Daarna wordt aangegeven wat de

invloed van de kalibratieresultaten is op het verloop van het onderzoek.

Resultaten kalibratie B.1

De deeltjestellers worden gekalibreerd door vóór en ná elke meetperiode tegelijk het

uitgaande reinwater van de waterzuivering te meten en de onderlinge afwijking tussen de

verschillende deeltjestellers te bepalen. Aan de hand van de onderlinge afwijking wordt

bepaald of de meetresultaten gemeten met de verschillende deeltjestellers tijdens de twee

meetperioden vergeleken mogen worden.

B.1.1 Onderlinge vergelijking deeltjestellers

Rond de eerste meetperiode worden de deeltjestellers M1 en M4 vergeleken, terwijl de

deeltjestellers M1 t/m M4 onderling vergeleken worden rond de tweede meetperiode. Hierbij

zijn de vier tellers niet tegelijkertijd vergeleken. De tellers M1, M2 en M4 zijn als eerste

vergeleken en daarna teller M1 met teller M3, omdat teller M3 pas later beschikbaar was.

Zowel vóór als ná de eerste meetperiode is tussen de verschillende tellers nagenoeg geen

overeenkomst te zien in patroon en hoeveelheid van het gemeten aantal deeltjes in het

uitgaande reinwater (Figuur 40a en b). De verdeling in deeltjesgrootte laat zien dat het

verschil in het gemeten aantal deeltjes vóór de eerste meetperiode vooral veroorzaakt wordt

door het verschil in aantal gemeten deeltjes met de kleinste diameter (Figuur 41a). De

toename in het aantal deeltjes van deeltjesteller M1 en de afname in het aantal deeltjes van

deeltjesteller M4 ná de eerste meetperiode ten opzichte van vóór deze periode wordt

voornamelijk veroorzaakt door de toename dan wel afname van het aantal deeltjes kleiner

dan 2 μm (Figuur 41b). Ook bij de deeltjes groter dan 2 μm is deze toename dan wel afname

te zien, maar deze verandering heeft minder invloed op de totale hoeveelheid deeltjes.

Net als rond de eerste meetperiode is rond de tweede meetperiode een afwijking te zien in

het getelde aantal deeltjes, dat ook nu voornamelijk veroorzaakt wordt door het aantal

gemeten deeltjes kleiner dan 2 μm.

Aangezien zowel het patroon in deeltjesaantal als het absolute totale deeltjesaantal gemeten

met alle deeltjestellers niet overeenkomen, zal naar beide niet gekeken worden tijdens dit

onderzoek.

Figuur 40: Gemeten aantal deeltjes vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode.

Kalibratie voor 1e meetperiode

0

1000

2000

3000

4000

5000

24/11/10 25/11/10 26/11/10 27/11/10 28/11/10 29/11/10

datum

aan

tal d

eelt

jes [

#/m

l] M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

0

1000

2000

3000

4000

5000

29/12/10 30/12/10 31/12/10 01/01/11 02/01/11

datum

aan

tal d

eelt

jes [

#/m

l] M1 M4

(a) (b)

VI

Figuur 41: Gemiddelde deeltjesaantal verdeling over de verschillende bereiken in diameter

vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode.

Hoewel zowel het patroon, als de absolute hoeveelheid in het deeltjesaantal voor de eerste

meetperiode niet overeenkomt, komt het berekende deeltjesvolume voor beide tellers wel

nagenoeg overeen (Figuur 42a). De relatief grote invloed van de deeltjes met een kleine

diameter op het verschil in deeltjesaantal heeft op het totale deeltjesvolume nagenoeg geen

invloed. Dit is ook terug te zien in de verdeling in het deeltjesvolume over de verschillende

deeltjesdiameters die voor beide curven nagenoeg hetzelfde is (Figuur 43a). Hierin is verder

te zien dat de lichte afwijking in het deeltjesvolume op 25 maart wordt veroorzaakt door een

verschil in meting van de deeltjes met een diameter van 5 μm.

De resultaten van de verschillende tellers rond de tweede meetperiode laten op hetzelfde

moment de pieken in het totale deeltjesvolume zien, maar uitzondering hierop is deeltjesteller

M2. Het patroon van deeltjesteller M2 komt niet overeen met die van de andere tellers.

Visueel gezien komen de resultaten van de tellers M1, M3 en M4 onderling overeen en die

van M2 niet. In Paragraaf B.1.2 wordt bepaald of de patronen werkelijk vergeleken mogen

worden.

Het absolute deeltjesvolume van beide tellers voor de eerste meetperiode komt nagenoeg

overeen (Figuur 42a), wat ook terug te zien is in de overeenkomst van de verschillende

curven in het totale deeltjesvolume per diameterbereik (Figuur 43a). Na de eerste

meetperiode is een significante afwijking te zien die kan oplopen tot meer dan 75% (Figuur

42b). Deze afwijking wordt voornamelijk veroorzaakt door een toename van het aantal

deeltjes met een diameter van 5 μm, maar ook bij de andere deeltjesfracties is een toename

te zien, al hebben deze bereiken een relatief kleine invloed op de toename van het totale

volume (Figuur 43b).

De resultaten van de verschillende tellers rond de tweede meetperiode vertonen een

onderlinge afwijking tot wel 50%. Uitzondering hierop is deeltjesteller M2, die gemiddeld zes

maal hoger ligt dan de resultaten van de andere tellers. De afwijking tussen de curven van

deeltjesteller M2 en de overige tellers wordt voornamelijk veroorzaakt door het verschil in

volume van de bereiken met deeltjes groter dan 4 μm.

Het absolute deeltjesvolume van de verschillende tellers kan niet direct onderling vergeleken

worden. In Paragraaf B.1.3 wordt nagegaan of het deeltjesvolume zo gecorrigeerd kan

worden dat de absolute hoeveelheden onderling wel vergeleken kunnen worden.

Doordat in alle deeltjesranges een toename in het totale deeltjesvolume van meer dan 20%

te zien is (Figuur 43b), komen de absolute meetwaarden in deeltjesvolume van een enkel

deeltjesbereik onderling ook niet overeen. Hierdoor is het niet mogelijk om het absolute

deeltjesvolume van een enkel bereik gemeten met verschillende deeltjestellers onderling te

vergelijken.

Kalibratie voor 1e meetperiode

1

10

100

1000

10000

1 10 100

diameter deeltje [μm]

aa

nta

l d

ee

ltje

s [

#/m

l] M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

1

10

100

1000

10000

1 10 100

diameter deeltje [μm]

aan

tal d

eelt

jes [

#/m

l] M1 M4

(a) (b)

VII

Figuur 42: Berekende deeltjesvolume vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode.

Figuur 43: Berekende gemiddelde deeltjesvolume verdeling over de verschillende bereiken

in diameter vóór (a) en ná (b) de eerste meetperiode.

B.1.2 Vergelijking van het patroon in deeltjesvolume

Visueel gezien komen de resultaten van de tellers M1, M3 en M4 onderling overeen en die

van M2 niet. Met de verandering van de deeltjesvolume curven per tijdseenheid, wordt

bepaald of de patronen van verschillende curven vergeleken mogen worden.

Van het totale deeltjesvolume is de verandering per minuut bepaald vóór en ná de eerste

meetperiode. De curven van de verandering vóór de eerste meetperiode komen visueel

gezien nagenoeg overeen (Figuur 44a). Ondanks de afwijking in het absolute totale

deeltjesvolume op de 25e november (Figuur 44b) is het patroon van het deeltjesvolume

vergelijkbaar.

Na de eerste meetperiode is visueel meer verschil te zien tussen de metingen van de

volumeverandering, maar ook hier komen de curven nagenoeg overeen en zijn pieken op

hetzelfde moment gemeten.

Figuur 44: Verandering in deeltjesvolume per minuut (a) en het berekende totale

deeltjesvolume (b) voor de eerste meetperiode.

Kalibratie voor 1e meetperiode

0

20

40

60

80

100

24/11/10 25/11/10 26/11/10 27/11/10 28/11/10 29/11/10

datum

deelt

jesvo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

0

20

40

60

80

100

29/12/10 30/12/10 31/12/10 01/01/11 02/01/11

datum

deelt

jesvo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie voor 1e meetperiode

0

2

4

6

8

10

1 10 100

diameter deeltje [μm]

deelt

jesvo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

0

2

4

6

8

10

1 10 100

diameter deeltje [μm]

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie voor 1e meetperiode

-50

-25

0

25

50

24/11/10 25/11/10 26/11/10 27/11/10 28/11/10 29/11/10

datum

Ve

ran

de

rin

g [

pp

b v

ol/

min

]

M1 M4

Kalibratie voor 1e meetperiode

0

20

40

60

80

100

24/11/10 25/11/10 26/11/10 27/11/10 28/11/10 29/11/10

datum

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

(a) (b)

(a) (b)

(a) (b)

VIII

Door de twee curven van de verandering tegen elkaar uit te zetten en hier de best passende

lineaire trendlijn doorheen te trekken, wordt bepaald hoe goed deze curven werkelijk te

vergelijken zijn. De determinatiecoëfficiënt (R2-waarde) geeft aan hoe dicht de geschatte

trendlijn de eigenlijke gegevens benadert. Als het patroon van beide curven precies hetzelfde

is, vormt de spreiding een rechte lijn en is R2 gelijk aan 1. In Tabel 13 is voor verschillende

categorieën van R2 aangegeven hoe sterk de relatie is tussen de twee vergeleken curven.

Tabel 13: Voor verschillende categorieën van R2 is aangegeven hoe sterk de relatie is

tussen de twee bijbehorende curven.

R2 Relatie

< 0,25 Zwak

0,25 - 0,5 Matig

0,5 - 0,75 Sterk

> 0,75 Zeer sterk

De R2 vóór en ná de eerste meetperiode zijn respectievelijk 0,7523 en 0,9795 (Figuur 45).

Hieruit blijkt dat de relatie tussen de twee curven zowel vóór als ná de eerste meetperiode

zeer sterk is. Dit laat ook zien dat de patronen van het berekende totale deeltjesvolume na

de eerste meetperiode nagenoeg hetzelfde zijn, ondanks de sprong in absolute hoeveelheid.

De resultaten van deze twee deeltjestellers kunnen in het vervolgonderzoek dan ook op

patroon van het totale deeltjesvolume vergeleken worden.

Figuur 45: Vergelijking van de verandering in het totale deeltjesvolume vóór (a) en ná (b)

de eerste meetperiode.

De verandering in het totale deeltjesvolume vóór en ná de tweede meetperiode is bepaald op

dezelfde manier als dit voor de eerste meetperiode gedaan is (Figuur 46). De uitkomsten van

de vergelijkingen zijn te vinden in Tabel 14. Uit deze resultaten blijkt dat de R2 van alle

vergelijkingen waarin deeltjesteller M2 niet voorkomt hoger is dan 0,75. De relatie tussen de

curven verkregen uit de deeltjestellers M1, M3 en M4 is sterk en de resultaten van deze

tellers kunnen in het vervolgonderzoek dan ook op patroon vergeleken worden. Daarnaast is

de R2 van alle vergelijkingen waarin deeltjesteller M2 wel voorkomt lager dan 0,75. Hieruit

blijkt dat het patroon in het totale deeltjesvolume van deeltjesteller M2 relatief veel afwijkt

van het patroon gemeten met de andere tellers. De resultaten van deeltjesteller M2 worden

hierdoor niet gebruikt tijdens dit onderzoek en alleen de patronen in het deeltjesvolume van

de andere tellers worden vergeleken.

Kalibratie voor 1e meetperiode

R2 = 0.7523

-40

-20

0

20

40

-40 -20 0 20 40

M1 [ppb vol/min]

M4

[p

pb

vo

l/m

in]

M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

R2 = 0.9795

-40

-20

0

20

40

-40 -20 0 20 40

M1 [ppb vol/min]

M4 [

pp

b v

ol/m

in]

M1 M4

(a) (b)

IX

Figuur 46: Vergelijking van de verandering in het totale deeltjesvolume vóór (a) en ná (b)

de tweede meetperiode.

Tabel 14: De determinatiecoëfficiënten (R2-waarden) vóór (a) en ná (b) de 2e meetperiode.

Kalibratie voor 2e meetperiode

(a)

Kalibratie na 2e meetperiode

(b)

R2 R2

M1a M2 0,2539 M1 M2 0,5158

M1a M4 0,8383 M1 M3 0,9801

M2 M4 0,1719 M1 M4 0,9831

M2 M3 0,5239

M1b M3 0,7565 M2 M4 0,5234

M3 M4 0,9837

B.1.3 Oorzaak van het verschil in deeltjesvolume

Over de eerste meetperiode is het deeltjesvolume van deeltjesteller M1 langzaam

toegenomen (Figuur 47) en op 1 januari 2011 is het deeltjesvolume van deze teller abrupt

afgenomen. In deze paragraaf wordt gekeken wat de oorzaak van deze verandering in het

deeltjesvolume is en of het mogelijk is om het deeltjesvolume van teller M1 zo aan te passen

dat het absolute volume van beide tellers alsnog vergeleken kan worden. Als dit mogelijk is

kan dit principe ook toegepast worden op de resultaten van de tweede meetperiode.

Figuur 47: Situatieschets deeltjesvolume voor, tijdens en na eerste meetperiode.

Uit de resultaten van de kalibratie blijkt dat deze verandering veroorzaakt is door een

toename van het deeltjesvolume van alle deeltjesfracties, maar voornamelijk door een

toename van het deeltjesvolume bestaand uit deeltjes met een diameter van 5 μm. Dat een

toename te zien is voor alle deeltjesfracties wordt waarschijnlijk veroorzaakt door vervuiling

van de laser. Deze toename is tussen de eerste en tweede meetperiode ongedaan gemaakt

door reinigen met zoutzuur.

Kalibratie na 2e meetperiode

R2 = 0.2539

R2 = 0.8383-40

-20

0

20

40

-40 -20 0 20 40

M1 [ppb vol/min]

M2

& M

4 [

pp

b v

ol/

min

]

M1 M2

M1 M4

Kalibratie na 2e meetperiode

R2 = 0.9801

R2 = 0.5158

R2 = 0.9831

-40

-20

0

20

40

-40 -20 0 20 40

M1 [ppb vol/min]

M2

, M

3 &

M4

[p

pb

vo

l/m

in]

M1 M2

M1 M3

M1 M4

Voor 1e meetperiode Na

pp

bv

ol

(a) (b)

X

Het totale deeltjesvolume is op 1 januari in een korte periode nagenoeg gehalveerd (Figuur

48) zonder dat de deeltjesteller schoongemaakt is (teruggespoeld of gereinigd met zoutzuur).

In het totale deeltjesvolume per diameterbereik is vooral een toename te zien in de deeltjes

met een diameter van 4 μm en een afname in de deeltjes met een diameter van 5 μm

(Figuur 49). Aangezien alleen het volume behorend bij het bereik van 5 μm significant

afneemt en het volume behorend bij het bereik van 4 μm juist toeneemt, is het

onwaarschijnlijk dat het ontstaan en wegspoelen van een verstopping in de deeltjesteller de

oorzaak is van de plotselinge variatie in het deeltjesvolume. De werkelijke reden van de

variatie in het totale deeltjesvolume blijft onduidelijk.

Figuur 48: Berekende deeltjesvolume na de eerste meetperiode.

Figuur 49: Berekende deeltjesvolume verdeling over de verschillende bereiken in diameter

na de eerste meetperiode.

Het is mogelijk de curve van deeltjesteller M1 te verlagen met een vast volume, zodat de

curve bijna overeenkomt met die van deeltjesteller M4. Probleem hierbij is dat het

deeltjesvolume waarmee de curve van deeltjesteller M1 verminderd moet worden, plotseling

kan veranderen (Figuur 48 – verschil tussen deel a en b). Daarnaast neemt deze hoeveelheid

over de eerste periode geleidelijk toe (Figuur 47) en het is niet duidelijk hoe deze toename

verloopt. Dit kan lineair, exponentieel, logaritmisch of willekeurig zijn. Door de plotselinge

veranderingen in deeltjesvolume en onduidelijkheid over de trend in toename tijdens de

eerste periode, is het niet mogelijk om de curve van deeltjesteller M1 zodanig te verlagen dat

deze in absolute hoeveelheid vergeleken kan worden met teller M4. Aangezien ook rond de

tweede meetperiode plotselinge afwijkingen in het totale deeltjesvolume te zien zijn en het

Kalibratie na 1e meetperiode

0

20

40

60

80

100

29/12/10 30/12/10 31/12/10 01/01/11 02/01/11

datum

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

0

2

4

6

8

10

1 10 100

diameter deeltje [μm]

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

Kalibratie na 1e meetperiode

0

2

4

6

8

10

1 10 100

diameter deeltje [μm]

de

elt

jes

vo

lum

e [

pp

b v

ol]

M1 M4

A

B

(a) (b)

XI

deeltjesvolume over de tweede meetperiode toeneemt, wordt het absolute deeltjesvolume

van alle deeltjestellers tijdens dit onderzoek niet vergeleken.

B.1.4 Conclusie uit kalibratie

Met de resultaten van de kalibratie wordt bepaald welke gegevens gebruikt worden voor het

onderzoek.

Het patroon in het deeltjesaantal van de verschillende tellers komt zowel in de eerste als

tweede periode niet overeen. Daarom wordt tijdens dit onderzoek het patroon van het

deeltjesaantal verder niet gebruikt.

De hoeveelheid getelde deeltjes wordt gebruikt voor het berekenen van het deeltjesvolume

en kan over een periode verlopen of plotseling veranderen. Deze veranderingen in de

hoeveelheid deeltjes zijn van dien aard, dat uit het berekende deeltjesvolume geen conclusies

getrokken kunnen worden. In dit onderzoek wordt daarom niet gekeken naar de absolute

waarden van het aantal gemeten deeltjes of het daaruit berekende deeltjesvolume.

Aangezien alle bereiken een afwijking lieten zien voor het totale berekende deeltjesvolume,

worden ook de absolute waarden per diameterbereik niet onderling vergeleken tijdens dit

onderzoek.

Voor dit onderzoek is aangehouden dat als de R2 van twee curven in de verandering van het

totale deeltjesvolume zowel vóór als ná een meetperiode groter is dan 0.75, het patroon van

het totale deeltjesvolume tijdens deze meetperiode vergeleken mag worden. Uit de resultaten

blijkt dat de R2 alleen kleiner is dan 0,75 voor de vergelijkingen met resultaten van

deeltjesteller M2. Ook visueel is te zien dat het totale deeltjesvolume van teller M2 zowel in

patroon als absoluut volume significant afwijkt van de rest. De meetresultaten van

deeltjesteller M2 zullen dan ook niet meegenomen worden in dit onderzoek.

De overige vergelijkingen laten zien dat de R2 groter is dan 0,75 en daarom worden de

resultaten van de deeltjestellers M1, M3 en M4 in de rest van het onderzoek wel vergeleken

op patroon.

Beperkingen voor het onderzoek B.2

De resultaten van de verschillende deeltjestellers kunnen onderling niet vergeleken worden

op absolute waarden, maar alleen op patroon van het deeltjesvolume. Hierdoor wordt alleen

de verandering van het patroon in deeltjesvolume over het netwerk en de tijd bepaald.

Aangezien niet gekeken wordt naar absolute waarden is het niet mogelijk om te bepalen of

de hoeveelheid deeltjes in het water over het netwerk of in de tijd verandert. Door

vergelijken van absolute waarden over het netwerk en in de tijd had bepaald kunnen worden

hoeveel sediment bezinkt en opwervelt. Of en in welke mate het netwerk zelfreinigend is,

wordt nu niet duidelijk.

De resultaten van de deeltjestellers worden verder gebruikt om de vergelijkbaarheid te

bepalen van de resultaten verkregen met de monsternamen en MuPFiS metingen. Nu kan

alleen worden aangegeven waar in het deeltjesvolumepatroon de andere metingen gedaan

zijn en of deze momenten op een vergelijkbaar deel van het patroon zitten. Het is niet

duidelijk hoeveel deeltjes van welke grootte in het water aanwezig waren op het moment van

de metingen met de andere methoden. Hierdoor is het niet mogelijk om de relatie te bepalen

tussen de variatie in het totale deeltjesvolume en de verandering in de meetresultaten van de

andere metingen.

Doordat de resultaten van deeltjesteller M2 niet meegenomen worden in dit onderzoek, is het

niet mogelijk om te bepalen of en zo ja, waardoor het deeltjesvolume in dit deel van het

netwerk voor de Bloklandweg (meetlocatie M2) verandert. Aangezien dit het enige meetpunt

met een deeltjesteller halverwege het netwerk was, zijn alleen meetresultaten beschikbaar

XII

welke gemeten zijn op de zuivering en aan het einde van het distributienetwerk. Hierdoor

wordt alleen de verandering van het deeltjesvolume over het hele netwerk bepaald.

XIII

Bijlage C Uitwerking verschillen per diameterfractie

Het totale deeltjesvolume is een sommatie van de deeltjesvolumes per fractie. In Paragraaf

C.1 wordt een cumulatieve frequentieverdeling gebruikt om het totale deeltjesvolume van de

Mildijk (M3) en Spijkse Kweldijk (M4) te vergelijken. De Power Law methode wordt in

Paragraaf C.2 gebruikt voor de vergelijking van het totale deeltjesvolume.

Vergelijking door middel van de cumulatieve frequentieverdeling C.1

Allereerst wordt in Paragraaf C.1.1 uitgelegd wat een cumulatieve frequentieverdeling is en

hoe deze gemaakt wordt. Daarna wordt in Paragraaf C.1.2 de verdelingen van de Mildijk (M3)

en de Spijkse Kweldijk (M4) vergeleken.

C.1.1 Methode

Door middel van een cumulatieve frequentieverdeling wordt de distributie van het

deeltjesvolume bepaald. Een steile curve geeft aan dat de variatie in deeltjesvolume lager is,

terwijl een vlakkere curve een grotere variatie in deeltjesvolume beschrijft (Figuur 50a en b).

Figuur 50: Gemeten resultaten deeltjesteller (a) en een cumulatieve frequentieverdeling

(b).

Het volume van de pieken in verhouding tot het volume van de meer constante lagere

waarden wordt weergegeven door middel van de verhouding tussen de parameters

‘Oppervlakte +90%’ en ‘Oppervlakte -90%’ (Surf +90% en Surf -90%). CPV0-90 en CPV90-100

geven het gemiddelde deeltjesvolume aan dat gemeten is voor respectievelijk 90% en 10%

van de tijd. In Figuur 51 is visueel weergegeven hoe beide parameters berekend zijn.

Surf -90% = 0,9 x (CPV0-90) / (CPV0-100) x 100%

Surf +90% = 0,1 x (CPV90-100) / (CPV0-100) x 100%

Waarbij:

Surf -90% = De verhouding tussen het gemiddelde deeltjesvolume van het gedeelte onder

de 90% en het gemiddelde deeltjesvolume van de gehele periode [%]

Surf +90% = De verhouding tussen het gemiddelde deeltjesvolume van het gedeelte boven

de 90% en het gemiddelde deeltjesvolume van de gehele periode [%]

CPV0-90 = gemiddelde berekende deeltjesvolume tussen 0 en 90% [ppb]

CPV90-100 = gemiddelde berekende deeltjesvolume tussen 90 en 100% [ppb]

CPV0-100 = gemiddelde berekende deeltjesvolume voor de gehele periode [ppb]

(a) (b)

XIV

Figuur 51: Uitleg Surf +90% en Surf -90%.

Ook worden het gemiddelde deeltjesvolume en de verhouding 90/99,5 bepaald. Met de

verhouding tussen het totale volume op 90% en 99,5% van de frequentieverdeling kan

bepaald worden hoe extreem het patroon is. Hierbij geldt dat de verhouding hoger is bij

minder variatie in de volumes.

Verhouding 90/99,5 = Volume 90% / Volume 99,5%

Waarbij:

Volume 90% = Het deeltjesvolume bij 90% [ppb]

Volume 99,5% = Het deeltjesvolume bij 99,5% [ppb]

Door een aantal- en volumeverdeling per diameterbereik te maken bij 5, 25 en 99,5% van

het totale deeltjesvolume kan bepaald worden hoe groot de bijdrage per diameterbereik is.

C.1.2 Uitwerking

Om de curven van het totale deeltjesvolume gemeten op de Mildijk (M3) en de Spijkse

Kweldijk (M4) te vergelijken, wordt een cumulatieve frequentieverdeling gemaakt. Verwacht

wordt dat de frequentieverdeling van het totale deeltjesvolume gemeten op de Spijkse

Kweldijk (M4) steiler zal lopen, aangezien het patroon van het totale deeltjesvolume een

vlakker verloop met minder grote pieken laat zien. Aangezien dit patroon meer relatief smalle

pieken vertoont, zal de verhouding 90/99,5 kleiner zijn dan op de Mildijk (M3). Omdat het

patroon gemeten op de Mildijk (M4) meer relatief hoge en brede pieken laat zien en dit op de

Spijkse Kweldijk (M4) juist lagere smallere pieken zijn, is niet duidelijk welke van de twee

patronen een grotere oppervlakte boven de 90% lijn (Surf +90) heeft.

Uit de meetresultaten blijkt dat voor zowel de Mildijk (M3) als de Spijkse Kweldijk (M4) de

toename van het aantal gemeten deeltjes tijdens een piek significant toeneemt voor de

grotere deeltjesfracties van 5, 10 en 15 μm, terwijl het aantal gemeten deeltjes met kleinere

diameter nagenoeg niet toe neemt (zie Paragraaf 5.1.3). Dat de drie fracties met de grootste

deeltjesdiameters een afwijkend patroon laten zien, wordt bevestigd door de verdeling in

volume over de verschillende fracties (Figuur 52 en Figuur 53). De spreiding van deze drie

fracties is significant groter dan die van de andere fracties. Er is geen verklaring te vinden

voor het verschil in de patronen gemeten op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk omdat de

grotere fracties voor beide locaties afwijken.

Aangezien de curves van de Mildijk (M3) bij een lager percentage naar rechts afbuigen, is te

zien dat voor alle fracties het absolute totale deeltjesvolume per fractie op de Mildijk (M3)

groter is dan die gemeten op de Spijkse Kweldijk (M4). Aangezien de absolute meetwaarden

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

perc

en

tag

e [

%]

Volume [ppb]

Deeltjesvolume per bereik M3

90

Surf -90%

Surf +90%

XV

niet vergeleken mogen worden (Bijlage B.2), kunnen hier geen conclusies uit getrokken

worden.

Figuur 52: Frequentieverdeling van het volume over de verschillende deeltjesfracties,

Mildijk (M3).

Figuur 53: Frequentieverdeling van het volume over de verschillende deeltjesfracties,

Spijkse Kweldijk (M4).

Voor de totale volumeverdeling van beide locaties (Figuur 54) is Surf -90% en Surf +90%

bepaald en aangezien de waarden voor beide locaties rond de 50% liggen, blijkt dat voor

beide curven het patroon nagenoeg even piekerig is (Tabel 15). Het gedeelte boven de 90%

lijn, komt overeen met 10% van de tijd die gemeten is. Daarnaast is het totale

deeltjesvolume weergegeven in volume per liter drinkwater. Als het drinkwater met een

constante flow het netwerk instroomt, blijkt uit deze waarden dat voor beide locaties

ongeveer de helft van het totale deeltjesvolume in maar 10% van de tijd geleverd wordt. Als

het drinkwater binnen deze 10% van de tijd met een hogere stroomsnelheid het netwerk

inkomt, is het volume geleverd in deze 10% van de tijd, groter dan de helft van het totale

volume.

Uit Paragraaf 5.1.4. blijkt dat het hoge deeltjesvolume per liter veroorzaakt wordt door een

hoge flow, waaruit geconcludeerd kan worden dat gedurende het hoogverbruik, binnen 10%

van de tijd, meer dan de helft van het totale deeltjesvolume geleverd wordt.

De verhouding 90/99,5 is kleiner voor de Spijkse Kweldijk (M4) (Tabel 15). Hieruit blijkt dat

het patroon gemeten op de Spijkse Kweldijk (M4) door de relatief smalle pieken inderdaad

extremer is dan het patroon gemeten op de Mildijk (M3).

Deeltjesvolume per bereik M3

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Volume per bereik [ppb]

pe

rce

nta

ge

[%

]

1 1.3 2 3 4 5 10 15 μm

Deeltjesvolume per bereik M4

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Volume per bereik [ppb]

pe

rce

nta

ge

[%

]

1 1.3 2 3 4 5 10 15 μm

XVI

Tabel 15: Frequentie percentages, Mildijk (M3) en Spijkse Kweldijk (M4) 21 t/m 27 maart

2011.

M3 M4

Surf -90% [%] 46,3 54,9

Surf +90% [%] 53,7 45,1

Verhouding 90/99,5 [-] 0,23 0,17

Gemiddelde [ppb] 9,10 3,61

Figuur 54: Frequentieverdeling van het totale volume per meetlocatie

De verdeling per deeltjesgrootte laat zien hoe het aantal deeltjes en het deeltjesvolume per

fractie verschillen. Hiermee kan bepaald worden welk formaat deeltjes in welke verhouding

bijdragen aan het totale deeltjesvolume. Voor beide locaties wijkt de 99,5% curve duidelijk af

van de overige twee curves, waarbij de afwijking groter wordt in de richting van de grotere

diameters (Figuur 55 en Figuur 56). Het totale deeltjesvolume van beide locaties blijkt

voornamelijk opgebouwd te zijn uit een relatief kleine hoeveelheid grotere deeltjes. De

kleinere deeltjes dragen vrijwel niet bij aan het totale deeltjesvolume.

Figuur 55: Deeltjesverdeling en het deeltjesvolume per diameter fractie voor de Mildijk

(M3).

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

perc

en

tag

e [

%]

Volume per locatie [ppb]

Deeltjesvolume per bereik M3

M3 M4

90

0,01

0,10

1,00

10,00

100,00

1000,00

0 5 10 15 20

aa

nta

l [1

/ml]

diameter [μm]

Deeltjesvolume per bereik M3

5% 25% 99,5%

0,00

0,01

0,10

1,00

10,00

100,00

0 5 10 15 20

vo

lum

e [

pp

b]

diameter [μm]

Deeltjesvolume per bereik M3

5%: 1,3 25%: 1,9 99,5%: 105,0

(a) (b)

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

pe

rce

nta

ge

[%

]

Volume per locatie [ppb]

Deeltjesvolume per bereik M3

M3 M4

90

XVII

Figuur 56: Deeltjesverdeling en het deeltjesvolume per diameter fractie voor de Spijkse

Kweldijk (M4).

Geconcludeerd kan worden dat de fracties met een diameter van 5, 10 en 15 μm significant

meer bijdragen aan het totale deeltjesvolume.

Uit de frequentieverdeling van het totale volume op beide locaties blijkt dat meer dan de helft

van het volume geleverd wordt in minder dan 10% van de tijd. Hoeveel precies is niet

bekend, aangezien het debiet op beide locaties niet bekend is. Verder blijkt uit deze verdeling

dat de curve gemeten op de Spijkse Kweldijk (M4) extremer is door de relatief smalle pieken

dan de curve gemeten op de Mildijk (M3).

Door het vergelijken van de verschillende verdelingen is niet duidelijk geworden waardoor het

verschil in de patronen gemeten op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk (M4) veroorzaakt

wordt.

Vergelijking totale deeltjesvolume door middel van de ‘power law’ C.2

De power law methode wordt gebruikt om een deeltjesgrootteverdeling te beschrijven met 2

coëfficiënten (Wilczak et al., 1992). Deze coëfficiënten, α en β, worden veel gebruikt voor

data reductie. De β geeft de helling weer van de verdeling van het deeltjesaantal of -volume

over de verschillende fracties. Bij de power law methode wordt over het algemeen een vaste

β gebruikt. Bij een vaste waarde van β gaat het deeltjesaantal bij kleinere diameters en het

deeltjesvolume bij grotere diameters naar oneindig. Volgens Lawler (2005) was dit

onmogelijk en hij ontwikkelde de variabele-β methode vanuit de power law methode waarbij

gebruik gemaakt wordt van een variabele β (Ceronio et al., 2005). Hierbij gaat de curve niet

naar oneindig, maar juist naar ‘0’.

Aan de hand van beide methoden worden in deze paragraaf de meetresultaten van de

verschillende locaties vergeleken. De verwachting is dat net als in het onderzoek van Ceronio

(2005) voor alle locaties het variabele-β model beter overeenkomt met de metingen dan het

power law model. Daarnaast wordt gekeken of met deze methoden de verschillen in het

totale deeltjesvolume van de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk (M4) te verklaren zijn.

0,01

0,10

1,00

10,00

100,00

1000,00

0 5 10 15 20

aa

nta

l [1

/ml]

diameter [μm]

Deeltjesvolume per bereik M4

5% 25% 99,5%

0,00

0,01

0,10

1,00

10,00

100,00

0 5 10 15 20

vo

lum

e [

pp

b]

diameter [μm]

Deeltjesvolume per bereik M4

5%: 0,9 25%: 1,4 99,5%: 36,5

(a) (b)

XVIII

Bij de power law methode gepresenteerd door Wilczak (1992) wordt gebruik gemaakt van de

volgende formule om het genormaliseerde aantal deeltjes per interval per volume te bepalen:

Nn = (ΔN / Δd) = A x dp-β

Waarbij:

Nn = genormaliseerde aantal deeltjes per interval [1/ml]

ΔN = aantal deeltjes per volume [1/ml]

Δd = deeltjes interval [μm]

A = coëfficiënt [-]

dp = deeltjesrange [μm]

β = coëfficiënt [-]

Hierbij wordt de coëfficiënt α bepaald met:

α = log(A)

Bij de variabele-β methode gepresenteerd door Ceronio (2005) wordt gebruik gemaakt van

de volgende formule om het genormaliseerde aantal deeltjes per interval per volume te

bepalen:

Nn’ = (ΔN / Δd) = A x dp-b x log(dp)

Waarbij:

Nn‘= genormaliseerde aantal deeltjes per interval [1/ml]

b = coëfficiënt [-]

Met de kwadratensommethode wordt dit omgezet naar:

0 = B – n x log(A) = b x C

en

0 = D – C x log(A) + b x E

Waarbij:

n = aantal ranges [-]

∑

∑

∑

∑

Hieruit kunnen b, α en A bepaald worden:

b = ((D x n) – (B x C)) / (C2 – n x E)

en

α = (B + b x C) / n = (D + b x E) / C

en

A = 10α = 10(B + b x C) / n = 10(D + b x E) / C

XIX

Hierbij zijn α en A anders dan aangegeven in het onderzoek van Ceronio (2005). Hierin staat

namelijk aangegeven:

α = (B - b x C) / n

en

A = 10(B - b - C) / n

Daarnaast zijn de twee methoden niet alleen gebruikt om het genormaliseerde aantal deeltjes

per interval te bepalen, maar ook om het genormaliseerde deeltjesvolume te bepalen. Het

omzetten van het deeltjes aantal naar het deeltjesvolume is gedaan met behulp van de

volgende formule:

Vn = Nn x V x 1015

Waarbij:

Vn = Genormaliseerd deeltjesvolume per interval [ppb/ml]

V = deeltjesvolume per m3 [ppb] (zie Paragraaf 2.3.3)

Als de gemeten waarden met de deeltjestellers omgezet worden met zowel de power law als

de variabele-β methode, blijkt dat niet de variabele-β methode, maar de power law methode

beter overeenkomt met de gemeten waarden (Figuur 57 en Figuur 58). Alleen bij de Spijkse

Kweldijk komt de variabele-β methode beter overeen (Figuur 59). Dat de power law methode

beter overeenkomt, blijkt ook uit de determinatiecoëfficiënten (R2-waarden) (Tabel 16), maar

komt niet overeen met het onderzoek van Ceronio (2005). Voor dit onderzoek zijn de

gemiddelde deeltjesaantallen per diameterfractie per week gebruikt, terwijl tijdens het

onderzoek van Ceronio (2005) een enkele meting per diameterfractie gebruikt wordt. Ook als

voor dit onderzoek geen gemiddelde waarden, maar enkele metingen gebruikt worden, is

hetzelfde beeld te zien als bij de gemiddelde waarden.

Tabel 16: Determinatie coëfficiënten van zowel het deeltjesaantal als van het

deeltjesvolume in week 12 en 16 van 2010. De coëfficiënten zijn weergegeven voor de

variabele-β en de power law methode en voor de verschillende meetlocaties.

Locatie Aantal Volume

Variabele-β Power law Variabele-β Power law

Zuivering (M1) Week 12 86,7 98,4 -121,1 62,0

Week 16 85,8 98,1 -5,1 85,6

Mildijk (M3) Week 12 90,9 99,2 -74,5 85,0

Week 16 94,2 99,6 85,1 99,1

Spijkse Kweldijk (M4) Week 12 98,7 96,0 94,3 82,8

Week 16 98,2 96,0 95,9 90,8

XX

Figuur 57: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de Power law

en variabel-β methode voor zuivering Kolff (M1) in week 16.

Figuur 58: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de Power law

en variabel-β methode voor zuivering Mildijk (M3) in week 16.

Figuur 59: Genormaliseerd gemiddeld deeltjesaantal en -volume bepaald met de Power law

en variabel-β methode voor zuivering Spijkse Kweldijk (M4) in week 16.

Het is niet duidelijk waarom de meetgegevens op de zuivering (M1) en de Mildijk (M3)

overeenkomen met het patroon berekend met de power law methode en waarom de

(a) (b)

(a) (b)

(a) (b)

XXI

meetgegevens van de Spijkse Kweldijk meer overeenkomen met het patroon van de

variabele-β methode. Het is aannemelijk dat de verschillen te verklaren zijn door de gekozen

meetranges. Uit het onderzoek van Ceronio (2005) blijkt dat de gekozen diameterranges

invloed kunnen hebben op het resultaat van beide methodes. Lawler (1997) heeft de

volgende formule gebruikt om de benodigde diameterranges te bepalen:

β(dp) = b x log(dp)

Hierbij is hij uitgegaan van een β die minimaal tussen de 1 en 4 µm moet vallen. Door Lawler

wordt voorgesteld om een b van 3,33 te gebruiken, wat neerkomt op een diameterrange van

2 tot 16,3 µm. Bij Ceronio (2005) varieert de b-coëfficiënt binnen de range van 1,3 - 2,0 en

de diameter range die hierbij hoort is 3,2 - 1200 µm. Voor dit onderzoek varieert de b-

coëfficiënt binnen de range van 1,3 - 2,4 en dit komt neer op een diameter range van 2,6 -

1200 µm. Ondanks de relatief hoge diameterrange van 1200 µm die nodig is voor de power

law methode, blijkt uit het onderzoek van Ceronio (2005) dat een range van 2-50 µm al een

goed beeld geeft voor de variabele-β methode. Zowel de benodigde range voor de power law

methode als die voor de variabele-β methode zijn groter dan de range gekozen voor dit

onderzoek, welke van 1,0 µm tot 15 µm loopt. Uit de door Ceronio gemaakte grafieken blijkt

dat het gemeten deeltjesvolume pas gaat afnemen bij een diameterrange hoger dan

ongeveer 12 µm. Aangezien het gedeelte tussen de 15 en 50 µm in dit onderzoek niet is

meegenomen, is alleen het stijgende gedeelte en niet óók het afnemende gedeelte van de

variabele-β curve te zien. Het gebruik van een te kleine diameterrange is er waarschijnlijk de

oorzaak van dat de meetresultaten beter overeenkomen met de power law methode dan met

de variabele-β methode.

Ondanks het gebruik van de verschillende methoden is niet duidelijk geworden waardoor het

verschil in de patronen, gemeten op de zuivering (M1), de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk

(M4) veroorzaakt wordt.

XXII

XXIII

Bijlage D Vergelijking deeltjesvolume en debiet met InfoWorks

InfoWorks is een programma dat drinkwaterbedrijf Vitens gebruikt om het transport van

drinkwater door het distributienetwerk te simuleren. InfoWorks gaat uit van een stochastische

benadering waarbij aan de hand van onder andere het jaarverbruik en gegevens van

voorgaande dagen, een debiet berekend wordt. Het patroon in het totale deeltjesvolume

gemeten op de Mildijk (M3) en de Spijkse Kweldijk (M4) wordt veroorzaakt door variatie in

het verbruik (Hoofdstuk 5). Hierdoor zou het patroon in het deeltjesvolume overeen moeten

komen met het patroon in debiet en stroomsnelheid berekend met InfoWorks. In hoeverre

deze patronen de verschillen in het totale deeltjesvolume van de twee locaties verklaren,

wordt nagegaan in deze bijlage.

Met InfoWorks is de stroomsnelheid in de leidingen van zowel de Mildijk (M3) als de Spijkse

Kweldijk (M4) bepaald. Dit was niet mogelijk voor de periode van 21 t/m 27 maart 2011,

want tussen 2 februari en 10 juni 2011 zijn wegens de verbouwing van zuivering Kolff niet

voldoende inputgegevens beschikbaar om een berekening te kunnen maken met InfoWorks.

Uit de berekening van 1 januari en 11 juni 2011 blijkt dat het patroon in debiet en dus ook in

snelheid voor beide locaties nagenoeg gelijk is (Figuur 60). Dit kan verklaard worden door de

manier waarop de stroomsnelheid berekend wordt en het vergelijkbare landelijke gebied

achter de meetlocaties. Het gebied achter Mildijk 72A en de Spijkse Kweldijk 81 bestaat in

beide gevallen uit landelijk gebied met voornamelijk verbruikers in een dorp. Het

verbruikspatroon in beide gebieden zal hierdoor een vergelijkbaar patroon laten zien.

Uit de variatie in de stroomsnelheid bepaald met InfoWorks op de twee locaties is niet te

verklaren waarom het patroon in het totale deeltjesvolume van de twee locaties verschillend

is. Hieruit is ook niet te verklaren waardoor de relatief smalle pieken in het totale

deeltjesvolume gemeten op de Spijkse Kweldijk veroorzaakt worden.

Figuur 60: Stroomsnelheid bepaald met InfoWorks (2011).

De snelheid van de Mildijk (M3) bepaald door InfoWorks ligt gemiddeld 1.3 keer hoger dan de

snelheid op de Spijkse Kweldijk (M4) (Figuur 60). Dat de snelheid op de Mildijk (M3) hoger

ligt, terwijl de leidingdiameter ongeveer gelijk is, wordt verklaard door het hogere aantal

verbruikers in het gebied achter deze meetlocatie. Volgens InfoWorks ligt het aantal

verbruikers achter de Mildijk (M3) op 396 en achter de Spijkse Kweldijk (M4) op 237. De

kritische snelheid waarbij deeltjes opwervelen is afhankelijk van de diameter en dichtheid van

het deeltje (Berlamont, 1984). Hoe groter en/of zwaarder het deeltje, des te hoger de

stroomsnelheid moet zijn om het deeltje op te wervelen. Volgens Blokker et. al. (2006) is de

stroomsnelheid onder normale omstandigheden in een gebruikelijk distributienetwerk een

paar centimeter per seconde. Stroomsnelheden groter dan 0,05 m/s worden regelmatig

0,000

0,025

0,050

0,075

0,100

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00

str

oo

msn

elh

eid

[m

/s]

tijd [h:min]

1 feb M3 11 jun M3 1 feb M4 11 jun M4

XXIV

overschreden (Figuur 60), waardoor sediment met een lage dichtheid en een diameter groter

dan 20 μm op kan wervelen (Vreeburg, 2007). Grotere deeltjes dragen door d3 significant

meer bij aan het totale deeltjesvolume. Bij hogere stroomsnelheden wervelen grotere deeltjes

op, waardoor het totale deeltjesvolume significant toeneemt bij hogere stroomsnelheden.

Aangezien de stroomsnelheid op de Mildijk (M3) significant hoger ligt dan de snelheid op de

Spijkse Kweldijk (M4) zullen op de eerstgenoemde locatie meer grote deeltjes opwervelen.

Hierdoor is te verklaren waarom de pieken tijdens hoogverbruik op de Mildijk (M3) relatief

groter zijn ten opzichte van het volume gemeten tijdens laagverbruik, dan de pieken gemeten

op de Spijkse Kweldijk (M4) (Figuur 28a en b). Hieruit blijkt waarom het verbruikspatroon op

de Mildijk (M3) duidelijker is terug te zien.

Figuur 61: Berekende totale deeltjesvolume op de Mildijk (a) en de Spijkse Kweldijk (b) in

week 12.

De leiding waarmee de Mildijk (M3) gevoed wordt, is gemaakt van gietijzer. De Spijkse

Kweldijk (M4) krijgt water door een PVC leiding. Waar PVC nagenoeg niet corrodeert, doet

gietijzer dit wel (Vreeburg, 2007). De hogere stroomsnelheid in de leiding langs de Mildijk

(M3) zal hierdoor nog versterkt worden. Hierbij neemt de snelheid kwadratisch toe met de

afname van de diameter, volgens:

Stroomsnelheid = debiet / (0,25 x π x diameter2).

De gietijzeren leiding van de Mildijk (M3) is ongeveer 100 jaar oud. Het stroomvoerend

oppervlak van 90 jaar oude gietijzeren leidingen kan gereduceerd zijn tot ruim 30% van het

originele oppervlak (Sarin, 2001 en 2004). De stroomsnelheid in deze gietijzeren leidingen zal

hierdoor toenemen met een factor 3,33. Door deze significante toename van de

stroomsnelheid zullen meer en grotere deeltjes opwervelen.

Het patroon op de Mildijk (M3) kan niet alleen aan corrosie toe geschreven worden. Dan zou

er alleen in de ochtend een relatief grote piek te zien moeten zijn (Vreeburg, 2007).

Gedurende de nacht, bij lage flow in het netwerk door weinig waterverbruik, komen door het

corrosieproces meer deeltjes in het water. Als het waterverbruik in de ochtend toeneemt,

worden deze deeltjes uit het netwerk gespoeld. In dit onderzoek is ook in de avond een even

grote piek te zien als in de ochtend. Het is dus onwaarschijnlijk dat het patroon gemeten op

de Mildijk (M3) alleen door opwervelen van gecorrodeerd materiaal veroorzaakt wordt. Daar

tijdens dit onderzoek geen monsters genomen of MuPFiS metingen gedaan zijn tijdens pieken

in het totale deeltjesvolume, is niet duidelijk welk materiaal deze pieken dan wel veroorzaakt.

Geconcludeerd kan worden dat de stroomsnelheden in de leiding op de Mildijk (M3) en de

Spijkse Kweldijk (M4) bepaald met InfoWorks hetzelfde patroon laten zien. Dit patroon wordt

veroorzaakt door de manier waarop gesimuleerd wordt en door het vergelijkbare landelijke

voorzieningsgebied achter deze leidingen. Hierdoor is het niet mogelijk om de verschillen

tussen de patronen van het totale deeltjesvolume gemeten op deze twee locaties te verklaren.

Mildijk (M3) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

Spijkse Kweldijk (M4) - week 12

0

30

60

90

120

150

21 22 23 24 25 26 27 28

datum [maart 2011]

pp

b v

ol

(a) (b)

XXV

De stroomsnelheid van het water op de Mildijk (M3) ligt ongeveer 1,3 keer hoger dan de

snelheid op de Spijkse Kweldijk (M4). Daarnaast zal de stroomsnelheid op de Mildijk (M3)

door het afgenomen stroomvoerend oppervlak ten gevolge van corrosie in de gietijzeren

leiding ruim drie keer hoger zijn dan de door InfoWorks bepaalde snelheid. Door de hogere

stroomsnelheid wervelen meer en grotere deeltjes op, wat het relatief hoge totale

deeltjesvolume tijdens hoogverbruik op de Mildijk (M3) verklaart ten opzichte van het

deeltjesvolume op de Spijkse Kweldijk (M4).