Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 1

Transkript

1 Innholdsfortegnelse Innholdsfortegnelse... 1 Sammendrag Introduksjon Om bakgrunnen for rapporten Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir Hva er en hygienisk barriere? Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere Vannbehandling som hygienisk barriere Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved desinfeksjon? Innholdet i denne rapporten Patogener som man skal ha barrierer mot Typer av patogener Protozoer Cryptosporidium Giardia Bakterier Campylobacter Salmonella Virus Adenovirus Norovirus Sopp Smitteveier Indikator mikroorganismer Bakgrunn Nye begrep: Indeks og indikator mikroorganismer Typer av indikatorer som benyttes Koliforme bakterier (KB) Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli Enterokokker/ fekale streptokokker Heterotrofe bakterier (kimtall) Clostridium perfringens Kolifager Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse Forekomst av patogener i norsk drikkevann Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd Innhold av ulike patogene i vann Protozoer Patogene bakterier Opportunistisk patogene bakterier Virus Sopp Eksempler fra utlandske vannforekomster Behovet for beredskap mot patogene mikroorganismer i norsk drikkevann Oversikt over desinfeksjonsmetoder Generelt om desinfeksjon Desinfeksjonsmekanismer Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 1

2 3.1.2 Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten Kontakttid Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet Ct-verdien Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren Temperatur Vannets sammensetning Noen desinfeksjonsbegreper Desinfeksjon med klorforbindelser Desinfeksjon med klor Klor reaksjoner med vann Fritt tilgjengelig klor Bundet tilgjengelig klor Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon Generering Doseringspunkt Bruk av klordioksid Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon Bakterier Virus Parasitter Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid Desinfeksjon med ozon Generelt om ozon Elementene i et ozonanlegg Fødegassen Ozongeneratoren Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker Diffusorsystemer Injektorsystemer Turbininnblandere Pakkede kolonner Spay kammere U-rør Ozon-destruksjon Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering Bakterier Virus Parasitter Faktorer som innvirker på effektiviteten Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering Bromat Desinfeksjon med UV bestråling Generelt om UV-desinfeksjon UV-dose og dosefordeling UV-dose UV-dose responsbestemmelse Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 2

3 UV-transmisjon UV-anlegg UV-reaktoren UV- lamper Kvartsrørene Sensorer og måleutstyr Temperaturmålere Måling av desinfeksjonseffektivitet Vannkvalitetens innflytelse Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon Bakterier Virus Parasitter Indikatorer og modellorganismer Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV Godkjenning av UV-aggregater Avanserte oksidasjonsmetoder Ozon baserte prosesser Hydrogen peroksid baserte løsninger Katalysatorbaserte metoder Potensialet for AOP i Norge Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon) Klor/kloramin Klordioksid/kloramin Ozon/klor eller ozon/kloramin Ozon/UV UV/Klor eventuellt UV/Kloramin Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder Hurtigfiltrering uten koagulering Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon Koagulering/filtrering Membranfiltrering Karakterisering av membraner Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling Membrananleggets integritet Barriereeffekten i membrananlegg Ozonering/biofiltrering Oppsummering Barriereeffekt av parasitter ved separering Risiko og sårbarhet Hva er problemet Definisjoner Risikofaktor Risiko Risikovurdering Risikohåndtering Risiko-kommunikasjon Helsebaserte mål for vannforsyningen Identifikasjon av uønskede hendelser Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 3

4 Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme hvordan feil kan skje og effekten av feil Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA) Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA) Bestemmelse av risiko Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier Bestemmelse av risiko for infeksjon Epidemiologiske undersøkelser Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) Gjennomføring av QMRA Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning Andre eksempler på bruk av QMRA Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) et redskap for å styre risiko og vannkvalitet Styringstiltak Styringspunkt (Critical control points CCP) Understøttende program Eksempler på gjennomføring av HACCP Eksempler fra Danmark Eksempler fra Sveits Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk Vannkilden Klorering Ozonering UV-anlegg Membranfiltrering Ledningsnett Water Safety Plan Oppbyggingen av en WSP Dagens praksis mhp risikohåndtering Norge Eksempel på risiko analyse: Trondheim Europa EU regelverk Storbritannia. Cryptosporidium regelverk Andre europeiske land HACCP og norske vannverk Norsk desinfeksjonspraksis i dag Desinfeksjon ved norske vannverk Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann Svikt i hygieniske barrierer Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere Vannbehandling som hygienisk barriere Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge Opplegget for spørreundersøkelsen Generelt om desinfeksjonspraksis Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 4

5 6.2.1 Sammenligning av norsk desinfeksjonspraksis generelt med den i andre land Om lover, forskrifter og standarder Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre land Om indikatororganismer og patogener Sammenligning vedrørende bruk av indikatororganismer samt frykt for sykdomsfremkallende mikroorganismer i Norge og i andre land Om bruk av desinfeksjonsmetoder Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike desinfeksjonsmetoder Om tilsettingspunkt og doseringsmengde Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og doseringsmengde Tilsettingspunkt Doseringsmengder Kontakttid Om desinfeksjonsrest Sammenligning av praksis i Norge og andre land mht desinfeksjonsrest Om dimensjoneringskriterier Sammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier Generelle kommentarer Amerikanske regler for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg Grunnlagsdokumenter Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg Bestemmelse av kontakttiden, T Tracer studier Baffling factor Andre behandlingsprosesser Klorering Ozonering Inaktivering av Giardia og virus Bestemmelse av C Inaktivering etter T 10 metoden Inaktivering etter CSTR-metoden Inaktivering etter SFA-metoden Inaktivering av Cryptosporidium Inaktivering etter T 10 metoden Inaktivering etter CSTR-metoden Inaktivering etter Extended CSTR-metoden Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto UV-anlegg Generelt Biodosimeter test Krav til UV-dose Enkelte driftsaspekt Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis Oppbygning av en prosedyre Risikosituasjonen Sårbarhetssituasjonen Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 5

6 8.1.3 Vannkvalitetssituasjonen Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak Bestemmelse av kvalitetsnivå Bestemmelse av barrierehøyde Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde Log-kreditt for vannbehandling Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen Beregnings- og testmetoder ( verktøykasse ) for desinfeksjon Dimensjoneringsgrunnlag Dimensjonerende vannmengde Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres Dimensjonerende temperatur Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose Klorering Prosessforløpet Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen Nødvendig klordose Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor Dokumentasjon i driftssituasjon Dimensjonering Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter Ozonering Prosessforløpet Reaktortyper Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen Definisjon av parametere C eff i kontakttanken C eff i reaksjonstanken Nødvendig ozondose Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon Dokumentasjon i driftssituasjonen Dimensjoneringssituasjon Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter UV-bestråling Dimensjonering og drift av UV-anlegg Dimensjonerende Ct-verdier Oppsummering og anbefalinger Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis Patogene mikroorganismer og indikatororganismer Bakterier Virus Protozoer Sopp Forekomst av patogener i norsk drikkevann Utviklingen i Norge Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener Desinfeksjonseffektivitet Desinfeksjonsmetoder Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 6

7 Desinfeksjonsmetodenes effektivitet Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning Risiko og sårbarhet Helsebaserte mål for vannforsyningen QMRA HACCP WSP Norsk desinfeksjonspraksis i dag Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge Lover og regler vedrørende desinfeksjon Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler Desinfeksjonsrest Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med ut gangspunkt i amerikanske regelverk Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis Oppbygning av prosedyren Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre behovet for videre utredninger Beregnings- og testmetoder ( verktøykasse ) for desinfeksjon Anbefalinger Anbefalinger mht planleggingsprosedyre Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer Anbefalinger mht risiko og sårbarhet Referanser Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 7

8 Sammendrag Den er et betydelig kunnskapsbehov vedrørende desinfeksjon her i landet. Det prosjektet som NORVAR har igangsatt og som denne rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å sammenstille kunnskap på feltet med tanke på å øke kompetansen om desinfeksjon i drikkevannsbransjen. I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en oversikt over desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne norsk praksis. Denne informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften. Det er laget to rapporter i prosjektet: 1) selve hovedrapporten og 2) en tilleggsrapport som er mer omfattende enn hovedrapporten spesielt mht innhold av teknisk karaktér. De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man har hatt i Norge de siste ti-år er: Implementeringen av Drikkevannsforskriften ( ) og spesielt kravet her om to hygieniske barrierer Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter) Patogene mikroorganismer og indikatororganismer Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man henvist til å benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier. I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistent overfor desinfeksjon og E. coli anses derfor for å være en god indikator nærvær av bakterier etter desinfeksjon. Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av vann både i Norge og i mange andre land. Fordi norovirus generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig indikator mht nærvær av norovirus etter desinfeksjon. Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann. Dette viruset kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot desinfeksjon, i særdeleshet mot UV-bestråling. Cryptosporidium er en parasitt som omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite motstandsdyktige overfor UV. I de siste 20 år er det rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i Vest-Europa. Giardia cystene er mer resistente enn fekale bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistente som Cryptosporidium. Parasittene er lite resistente overfor UV bestråling. Generelt vil E. coli derfor ikke være en pålitelig indikator for nærvær av parasitter i drikkevann etter desinfeksjon. På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av Clostridium perfringens benyttet som indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 8

9 Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering, membranfiltrereing). Forekomst av patogener i norsk drikkevann Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av perioden ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge. Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var ukjent for 46 % av utbruddene. Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i Basert på den informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag over mulig konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske vannforekomster (overflatevann). Patogene virus: Norovirus: per L Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 ml Patogene protozoer: Giardia: 0-4 per 10 L Cryptosporidium: 0-4 per 10 L Utviklingen i Norge Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan være grunn til å stille spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av barrierevirkning ved desinfeksjon. Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Dersom vi skal legge disse to mikroorganismene til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer, vil det kreve en betydelig omlegging av norsk desinfeksjonspraksis. Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Disse metodene, samt andre metoder som i større grad er i bruk i andre land, bl.a. ozonering, er grundig diskutert i rapporten. De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike mikroorganismer. Det er en direkte sammenheng mellom inaktiverings-effektivitet og Ctverdi. Ct verdien blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved en bestemt konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid (t) mellom den aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 9

10 Desinfeksjonsmetoder Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3 vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes: Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter UV-bestråling øker sterkt i omfang først og fremst for å demme opp for parasitter. Det er imidlertid en viss usikkerhet knyttet til bruk av UV pga den lave effektiviteten overfor visse typer av virus (Adenovirus). Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for ozonering/-biofiltrering. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi en høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer. Kloramin er lite brukt i Norge og klordioksid brukes ikke i hele tatt. Desinfeksjonsmetodenes effektivitet I rapporten har man gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert: Klor-forbindelser Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier ligger vanligvis under 2 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C. Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg. min/l for Poliovirus for 4 log inaktivering). Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk uinteressant. Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv overfor parasitter. Ozon Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C). Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C). Ozon er effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg. min/l for 2 log inaktivering ved 1 o C), men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent overfor UV (> 150 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mj/cm 2 for 2 log inaktivering ved 1 o C). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

11 Risiko og sårbarhet Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen. Utviklingen går nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er grunnlaget for denne sikringen (WHO 2004). For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. En Hazard Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre og kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske kontroll-punkt (CCP). I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA. Norsk desinfeksjonspraksis i dag På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere som følger: Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > pe) ikke har noen form for desinfeksjon. Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11 UV anlegg > pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV. Det er få ozonanlegg (4 registrerte) alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne farge). Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn anlegg som kombinerer en form for hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon). Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har noe eget desinfeksjonssteg. Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet om null E.coli. Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske. Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk. Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som faktisk doseres av klor eller av UV-stråling. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

12 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. Fra denne kan det pekes på følgende forhold: Lover og regler vedrørende desinfeksjon Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de 10 siste år. Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. Enkelte land (Nederland, Tyskland, Sveits) går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av klor). I disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så omfattende forbehandling at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort. Det er ingen tvil om at det er en sterk trend i retning av å redusere bruken av klor som desinfeksjonsmiddel i mange land. Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av avanserte kjemiske oksidasjonsprosesser (AOP) for å redusere innholdet av organiske mikroforurensninger (pesticider, farmakologiske restprodukter, hormonhermere etc). Disse kraftige oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan representere et viktig element i oppbygningen av tilstrekkelige hygienisk barrierer i et anlegg uten å være sluttdesinfeksjon. Desinfeksjonsrest I enkelte land (for eksempel UK) er det en klar oppfatning i vannbransjen at vann skal leveres med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning av distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener at vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er nødvendig. Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier: 1. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne (dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles. 2. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere. Vi støtter den strategi som innebærer krav til dimensjonering og drift (som benyttes i USA og Canada) og vil anbefale at det her i landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som kan regnes for å være tilstrekkelig hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende prinsipp hva angår dimensjonering og drift. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

13 Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i amerikanske regelverk Det er gjort en gjennomgang av de amerikanske reglene som er basert på Ct-prinsippet, og på et multiple barrier konsept. Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for kompliserte til å være direkte anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke elementer ved reglene kan være aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt utgangspunkt i de amerikanske reglene men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger. Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. Prosedyren tar utgangspunkt i: vannverkets størrelse type av vannkilde hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt), der benyttes tre nivåer; < 1000 pe, pe og > pe ettersom dette ville fange godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. Videre har vi skilt mellom tre typer av vannkilder; grunnvann, overflatevann fra innsjøer og overflatevann fra elver og bekker. Prosedyren leder fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære desinfeksjonsanlegget i vannverket. Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og C. perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C. perfringens sporer og parasitter (Cryptosporidium og Giardia). Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig barrierehøyde som oppgis som et visst antall log-reduksjoner som må oppnås i vannverket totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis det kreditt (log-kreditt) for tiltak i nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt kan beregne den log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må sikre. Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV). Beregnings- og testmetoder ( verktøykasse ) for desinfeksjon Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget er: Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte oksidasjonsmidler Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

14 Vi har i denne rapporten lansert forslag til gjennomføring av disse metodene, men det vil være behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer, som kan utarbeides i en evt videreføring. Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på eksisterende anlegg. Anbefalinger Vi mener at Norge ville være tjent med å i større grad ta i bruk prosedyrer og metoder som gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god desinfeksjonspraksis. Derfor anbefaler vi et opplegg basert på tre pilarer: 1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for 2. En verktøykasse som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til 3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende. Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg, som i hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger og justeringer. Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over sammenlignes med nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle betingelsene. For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mws/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering av virus. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

15 1 Introduksjon 1.1 Om bakgrunnen for rapporten Desinfeksjon av drikkevann har vært og er fortsatt et av de viktigste forebyggende helsetiltak for å hindre sykdomsutbrudd og dødsfall i befolkningen. Desinfeksjon har derfor vært én av bærebjelkene i det å sikre befolkningen et hygienisk betryggende drikkevann. Klorering av drikkevann har historisk sett vært den viktigste desinfeksjonsmetoden både i Norge og i andre land. Allerede på 70-tallet ble det imidlertid her i landet igangsatt desinfeksjonsanlegg basert på UV-bestråling og antallet UV-anlegg har øket sterkt de senere år. Som det vil fremkomme av denne rapporten er det i dag 312 vannverk som bruker klorering alene. I tillegg er det 204 vannverk som har både klorering og UV. Det er imidlertid hele 528 vannverk som bruker UV alene, slik at det altså totalt er 732 UV-anlegg og 516 kloreringsanlegg i landet (Vannverksregisteret, 2005-data). Regnet i antall personer som mottar vann, er likevel klorering fortsatt dominerende metode, ettersom UV-anlegg i stor grad har blitt installert ved små og mellomstore vannverk. Også dette er imidlertid i ferd med å forandre seg ettersom UV-anlegg nå blir installert ved store vannverk i Oslo og Bergen. I motsetning til i mange andre land, er ozonering lite brukt her i landet, men også interessen for ozon er økende, spesielt som en kombinert metode for humusfjerning og desinfeksjon i anlegg basert på ozonering/biofiltering. Det er særlig to årsaker til denne endring i desinfeksjonspraksis, dvs en reduksjon i bruk av klor til fordel og UV og ozon: 1. Kunnskapen om at klor danner helseskadelige klororganiske forbindelser når det reagerer med naturlig organisk materiale (NOM eller humus) i vann 2. Kunnskapen om at enkelte patogene mikroorganismer (særlig parasittiske protozoer) er meget resistente overfor klor Den norske kloreringspraksis har gjennom årene vært preget av lave doser. Dette har medført at dannelsen av klororganiske stoffer ikke har blitt ansett å være et stort problem. Tiltakene rettet mot fjerning av humus (NOM) har derfor mer vært begrunnet i fjerning av farge enn mot kontroll med dannelsen av klororganiske forbindelser. Man kan imidlertid stille spørsmålstegn ved effektiviteten av kloreringen mange steder nettopp på grunn av de lave dosene som er benyttet, ettersom klorbehovet til oksidasjon av humusstoffer kan ha vært så høyt at restklorkonsentrasjonen kan ha blitt for lav til å gi sikker hygienisk barriere. Norsk desinfeksjonspraksis har primært vært rettet mot inaktivering av patogene bakterier og virus. Det har imidlertid ikke vært praksis i den ordinære overvåkingen å spesifikt analysere mht virus. Man har benyttet indikatorer for effektivitet av desinfeksjonen som man har trodd også vil dekke den potensielle smitte som virus i drikkevann vil kunne representere. I de senere år har man både i utlandet og i Norge blitt oppmerksom på at epidemier kan skyldes forekomst av klorresistente patogene, hovedsakelig parasittiske protozoer (for eksempel Cryptosporidium og Giardia). Dette har allerede vært kjent i minst 20 år, men har ikke vært gjenstand for særlig oppmerksomhet i Norge før man for få år siden fikk konstatert at oocyster og cyster av disse parasittene forekommer i om lag 1/3 av norske Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

16 drikkevannskilder. Giardia-epidemien i Bergen høsten 2005 viste at også her i landet vil vi kunne få epidemier dersom de hygieniske barrierene ikke er tilstrekkelige. UV-bestråling ble ikke tatt i bruk i Norge primært for å demme opp for de problemene som klorering representerer, men mer som en hensiktsmessig og enkel desinfeksjonsmetode for små vannverk. UV-bestråling fører imidlertid ikke til dannelse av biprodukter i særlig grad og metoden har vist seg å være effektiv overfor protozoene. Dette har, sammen med det generelle ønsket om å redusere bruken av klor, bidratt til en dreining av desinfeksjonspraksis bort fra klor og i retning av UV-bestråling. Internasjonale undersøkelser har imidlertid vist at UVbestråling ikke er like effektiv overfor visse typer av virus (spesielt Adenovirus), slik at heller ikke denne metoden er fri for lyter. Ozonering kan primært betraktes som en oksidasjonsmetode som dessuten gir god desinfeksjonseffektivitet. Det er derfor sjelden at ozonering brukes kun til desinfeksjon. Men også ozonering velges i mange land fremfor klor for desinfeksjonsformål for hindre dannelse av klororganiske biprodukter og for å oppnå en mer effektiv inaktivering av parasitter (spesielt Giardia). Ozonering kan imidlertid danne andre biprodukter (for eksempel bromat) og representerer heller ikke den ideelle desinfeksjonsmetode. Som det vil fremgå senere i denne rapporten har man i mange land også praksis for bruk av klordioksid, som ikke har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge, og kloramin, som kun brukes i meget beskjeden grad i Norge. Ved innføringen av den nye Drikkevannsforskriften ( ), ble det nedfelt i forskriftsteksten at norske vannverk skulle ha to hygieniske barrierer hvorav minst én av barrierene skal ligge i desinfeksjonen. Dette, sammen med den generelle utviklingen av desinfeksjonspraksis i Norge og i andre land, har aktualisert oppmerksomheten omkring desinfeksjon og desinfeksjonspraksis. Det er nå en viss usikkerhet hos vannverkseiere mht hva de skal satse på av desinfeksjonspraksis i årene som kommer. Den utviklingen som er beskrevet over, har avstedkommet et kunnskapsbehov knyttet til en rekke forhold vedrørende desinfeksjonspraksis hos alle som arbeider med å etablere hygieniske barrierer i vannverkene. Det prosjektet som NORVAR har igangsatt og som denne rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å sammenstille kunnskap på feltet med tanke på å øke kompetansen om drikkevannsdesinfeksjon i drikkevannsbransjen. En slik økt kompetanse er nødvendig for å gjøre bransjen i stand til å innta en aktiv og kompetent rolle i den dialog med godkjenningsmyndigheten som planlegging, utbygging og drift av vannverk krever. Et delmål med prosjektet er at NORVAR og NORVAR s fagutvalg for vannforsyning skal kunne føre en aktiv dialog og stille kritiske kontrollspørsmål til myndighetenes kravfastsettelse på området drikkevannsdesinfeksjon. I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en oversikt over desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne med norsk praksis. Denne informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

17 1.2 Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir Vi regner med at Drikkevannsforskriften med veileder er godt kjent. Her skal vi kun peke på enkelte forhold som representerer utfordringer ved implementering av kravene og intensjonene i forskriften. Kravet til hygienisk betryggende vann fremgår av Drikkevannsforskriftens paragraf 14. Her heter det at det til sammen skal finnes minimum to hygieniske barrierer i vannforsyningssystemet, hvorav den ene skal sørge for at drikkevann blir desinfisert eller behandlet på annen måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. Kravet om behandling kan i spesielle tilfeller fravikes for vann fra grunnvannskilder som er godt beskyttet mot forurensninger. Slike kilder skal uansett ha opplegg for desinfeksjon i beredskap Hva er en hygienisk barriere? Drikkevannsforskriften (paragraf 3) definerer hygienisk barriere slik: Naturlig eller tillaget fysisk eller kjemisk hindring, herunder tiltak for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe bakterier, virus, parasitter mv., og/eller fortynne, nedbryte eller fjerne kjemiske eller fysiske stoffer til et nivå hvor de enkelte stoffene ikke lenger representerer moen helsemessig risiko. De hygieniske barrierer skal altså ikke bare omfatte smittestoffer, men også kjemiske og fysiske stoffer med helsemessig betydning. I denne rapporten berører vi imidlertid kun barrierer mot patogene organismer hovedsakelig gjennom desinfeksjon. Vannbehandlingsmetoder som innebærer fjerning av patogene mikroorganismer som partikler berøres kun i mindre grad. Begrepet to hygieniske barrierer uttrykker et prinsipp for hvordan man ønsker å sikre drikkevannsforsyningen. Dette prinsippet innebærer en totalvurdering av alle faktorer i vannforsyningssystemet som har betydning for sikkerheten, både naturlige, tekniske og driftsmessige forhold. Både nedbørfeltet med vannkilde og vannbehandling kan ha en barrierevirkning. Forskjellige forurensingstrusler kan kreve barrierer med ulik virkemåte og ulikt omfang, og i praksis innebærer dette at minimum to hygieniske barrierer kan bestå av mange enkeltelementer. Dette gjør det ikke enkelt å fastslå i ethvert tilfelle om et tiltak representerer en hygienisk barriere eller ikke, og spesielt ikke hvor stor barrierevirkningen er. Dette er nok årsak til at man i andre land opererer etter prinsippet om at man skal etterstreve multiple barrierer (som kan være mer enn to), mens Norge er det eneste landet som vi kjenner til som har innført to hygieniske barrierer som et krav i lovgivningen. Fastlegging av hva som skal være en hygienisk barriere er ikke triviell. I Veiledningen til drikkevannsforskriften heter det: Fastsettelsen av de hygieniske barrierene skal være basert på en helhetstenkning, dvs vurdering av både vannkilde med tilhørende tilsigsområde og beskyttelse av disse, vannbehandling og distribusjon. Barrierene skal være uavhengige, og skal sikre at mange sykdomsfremkallende organismer, fysiske og kjemiske stoffer ikke representerer noen helsemessig trussel eller betenkelighet i drikkevannet når det stilles til disposisjon for brukeren. Forskriften med veiledning legger altså opp til en utstrakt bruk av skjønn i fastleggelsen av om barrierevirkningen i et gitt tilfelle er tilstrekkelig god. Dette gjør det vanskelig for den praktiserende ingeniør eller myndighetsperson som skal avgjøre om et vannverk som skal opp for godkjenning, tilfredsstiller kravet til to hygieniske barrierer eller ikke. Vi tror det er behov for en prosedyre eller fremgangsmåte som kan lede fram til hva som må oppnås av barrierevirkning overfor ulike patogengrupper basert på den situasjonen vannverket Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

18 befinner seg i. Dette er avhengig av slike forhold som vannverkets størrelse, type av vannkilde, type av nedslagsfelt og eventuelle tiltak i vannkilde og nedslagsfelt samt hvilken vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt for å møte andre vannkvalitetskrav enn de hygieniske i forskriften Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere Forskriften vektlegger et viktig prinsipp i norsk vannforsyning, nemlig at man så langt som mulig velger gode kilder og beskytter disse mot forurensning, slik at vannkilden kan fungere som hygienisk barriere. Det hevdes at dette gir bedre sikkerhet enn å måtte fjerne eller uskadeliggjøre slike komponenter i vannbehandlingen. Dette er godt innarbeidet holdning i norsk vannforsyning som imidlertid kan bestrides. Man har nemlig svært liten oversikt over hva tiltak i nedslagsfelt og vannkilde faktisk betyr, barrieremessig sett. Om et nedbørfelt med vannkilde skal vurderes til å representere en hygienisk barriere eller ikke, baseres i høy grad på skjønn. Det heter i veiledningen at: Det viktigste virkemiddelet for å få den naturlige barrieren til å virke, vil som oftest være at tilsigsområde og vannkilde holdes mest mulig fritt for etableringer eller aktiviteter som kan tilføre vannet uønskede komponenter. Dette er utvilsomt riktig, men utsagnet gir ikke noe kvantitativt å forholde seg til i vurderingen av barrierevirkning. Hvor langt fra idealtilstanden kan man bevege seg uten at statusen som hygienisk barriere mistes? Og selv om vi kan klare å hindre etableringer i nedbørfeltet, kan vi sjelden hindre fugler og ville dyr som også kan spre smitte. Det eneste virkelige kriteriet på at nedbørfelt og vannkilde er en hygienisk barriere, er dokumentasjon for at de patogene mikroorgansimer man ønsker barrierer mot, ikke forekommer i konsentrasjoner over et nærmere bestemt nivå. I realiteten burde dette nivået sannsynligvis være identisk med vannkvalitetskravene, dvs at de ikke skal forekomme. I Veiledningen har man imidlertid angitt at dersom en konkret vurdering av risiko for det enkelte vannverk ikke tilsier noe annet, anbefales det at råvannsfunn på inntil 1 parasitt/10 l av parasittene Giardia og Cryptosporidium og inntil 3 termotolerante koli/100 ml, kan aksepteres uten at status som hygienisk barriere mistes. Dette åpner for at en hygienisk barriere i nedslagsfelt/vannkilde ses annerledes på enn en barriere i behandlingen. Det sies ingen ting om forekomst av virus. Nå er det ingen praksis i Norge for verken å analysere på virus eller parasitter i den normale vannkvalitetsovervåkingen og derfor vet de fleste vannverkseiere svært lite om virus- og parasittsituasjonen i sine vannkilder og nedslagsfelt. Vi tror det ville være en fordel om man i større grad kunne kvantifisere den barrierevirkning overfor ulike patogentyper som ulike tiltak i nedslagsfelt/kilde kunne gi for dermed å unngå at dette blir overlatt fullstendig til skjønn. Dette er selvsagt ingen enkel oppgave, men vil kunne innarbeides i en prosedyre eller fremgangsmåte for hvordan man kan gå fram ved vurdering av total barriereeffekt i et vannverk. Vi vil senere i rapporten komme tilbake til dette Vannbehandling som hygienisk barriere Drikkevannsforskriften fastslår (riktignok med visse unntak) at alt drikkevann skal være desinfisert eller behandlet på annen måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. Dersom nedbørfelt/vannkilde ikke representerer en hygienisk barriere, må begge finnes i vannbehandlingen. Veiledningen foreskriver at den siste av de to barrierene da skal være desinfeksjon. Dersom også den andre barrieren skal ligge i vannbehandlingen, vil dette i Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

19 praksis være en metode som baserer seg på fjerning av patogene som partikler eller knyttet til partikler. I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er det angitt verdier for indikatorparametre for hygieniske barrierer i et vannbehandlingsanlegg, både for desinfeksjonsmetoder og for metoder som fjerner patogene mikroorganismer i form av partikler. Rent bortsett fra at enkelte av verdiene som er ført opp kan diskuteres, opplever vi anvisingene som svært statiske ettersom de ikke angir noe om grad av barrierevirkning. Ulike metoder vil jo nettopp (som vist ovenfor når det gjelder desinfeksjonsmetodene) være mer eller mindre effektiv overfor ulike typer av mikroorganismer. Vi tror det vil være hensiktsmessig, spesielt hva angår de ulike desinfeksjonsmetodene, å komme fram til bedre beskrivelser av hvilken inaktiveringseffekt som kan forventes. Et vannbehandlingsanlegg består som oftest av flere delprosesser som alle kan ha en viss barrierevirkning. Ulike prosessen kan imidlertid ha ulik barrierevirkning overfor ulike patogene mikroorganismer hhv skadelige stoffer. Man må kunne legge sammen barrierevirkningene for de enkelte delprosessene for å finne den totale barrierevirkning. Utfordringen blir imidlertid å anslå hvor god barrierevirkningen er for de enkelte delprosessene. Dette er ikke trivielt selv om det har pågått forskning over mange år. Etter at man ble klar over den utfordring som parasitter innebærer, har det imidlertid i enkelte land (for eksempel i USA) blitt satt i gang et omfattende arbeid for å komme fram til et regelverk som inneholder omforent dokumentasjon om hva de enkelte metoder kan klare mht desinfeksjonseffektivitet. Av denne grunn har vi lagt spesiell vekt på å beskrive den amerikanske opplegg for fastlegging av barrierevirkning Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved desinfeksjon? Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder finnes foreløpig ikke. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene, har det derfor i mange tiår vært vanlig å benytte indikatorbakterier for overvåkingsformål. Det kan imidlertid være grunn til å stille spørsmålstegn ved om de indikatorbakterier vi benytter for overvåkning av vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av barrierevirkning ved desinfeksjon. Veiledningen til Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal man her ta utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil jo være helt avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot. Vi vil se av denne rapporten at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de patogener som vi dag kan tenkes å ha barriere mot er Cryptosporidium mest resistent overfor klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer? En undersøkelse av 147 norske vassdrag mht Cryptosporidium og Giardia (Robertson og Gjerde, 2001) påviste 1-3 cyster/oocyster per 10 l i 32 % av vassdragene, så det er helt åpenbart at parasitter finnes i norske vannkilder. Det er imidlertid stor forskjell i resistens Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

20 mellom Cryptosporidium og Giardia for alle de kjente desinfeksjonsmetodene. Vi kjenner ikke til i hvilken grad Adenovirus forekommer i norske vannkilder. Men dersom vi skal planlegge alle vannverk med tanke på barrierevirkning mot Cryptosporidium og Adenovirus slik amerikanerene legger opp til - vil dette kreve en betydelig omlegging av norsk desinfeksjonspraksis. For å komme et stykke i vurderingene av disse spørsmålene, er det nødvendig å komme i gang med å ta hensyn til en risiko og sårbarhetsbetraktning ved planlegging av vannverk. Igjen tror vi at det er mulig å tilnærme seg denne problemstillingen gjennom anvisning av en prosedyre eller fremgangsmåte som skal lede brukeren fram mot en fastlegging av hvilken barrierevirkning desinfeksjonssteget i et vannverk må gi. 1.3 Innholdet i denne rapporten Målet med denne rapporten er å fremskaffe kunnskap om desinfisering av drikkevann som kan bidra til at beslutninger om planlegging av desinfeksjonsanlegg, valg av desinfeksjonsmetode samt dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg blir tatt på et bedre grunnlag enn det de blir i dag. Dette forsøker vi å gjøre gjennom å: gi en oversikt over hvilke patogene mikroorganismer det er rimelig å ha barrierer mot gi en oversikt over aktuelle desinfeksjonsmetoder herunder hvilken inaktiveringseffekt man kan forvente med disse metodene gi en oversikt over norsk desinfeksjonspraksis i dag gi en oversikt over desinfeksjonspraksis i land det er naturlig å sammenligne oss med og sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land gi en oversikt over amerikanske regler for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg ettersom det er dette landet som har gått lengst i formaliseringen av et regelverk på dette området foreslå en verktøykasse som inneholder beregnings- og testmetoder for ulike desinfeksjonsmetoder diskutere sårbarhet og sikkerhet i lys av en optimal desinfeksjonspraksis foreslå en prosedyre som tar sikte på å hjelpe brukeren med finne fram til optimal desinfeksjonspraksis Det viste seg at dette arbeidet førte til en svært omfattende rapport og vi har blitt enige med NORVAR om at det ville være mest hensiktsmessig å dele arbeidet opp i en hovedrapport og en tilleggsrapport. Tilleggsrapporten vil inneholde alle detaljer, mens hovedrapporten kun vil inneholde sammendrag av pkt 1, 2, 3 og 6 (som er omfangsrike og relativt detaljerte) mens pkt pkt 4, 5, 7, 8 og 9 (som er spesielt etterspurt i prosjektspesifikasjonen) er tatt med i hovedrapporten i sin helhet. Tilleggsrapporten vil ikke bli trykket, men finnes tilgjengelig for nedlasting fra NORVAR s hjemmesider. Vi tror at de tekniske detaljene i tilleggsrapporten vil være av stor nytte spesielt for de som planlegger og prosjekterer desinfeksjonsanlegg. I utgangspunktet kan det være at NORVAR har hatt en ambisjon om å få besvart en rekke detaljspørsmål vedrørende de ulike desinfeksjonsmetodene. De forhold vi har valgt å legge vekt på i denne rapporten har framkommet i en dialog med styringsgruppen for prosjektet samt andre interessenter i bransjen gjennom to work-shops. Erfaringene fra disse samlingene har i høy grad bidratt til innholdet i denne rapporten. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

21 2 Patogener som man skal ha barrierer mot 2.1 Typer av patogener De typene av patogene mikroorganismer som ofte blir nevnt i forbindelse med drikkevannsrelaterte sykdommer, er sammenstilt i Tabell 2.1. De som hyppigst har vært assosiert til vannbårne sykdomsutbrudd i Norge, som er påvist i norske drikkevannskilder eller er spesielt resistente mot desinfeksjon blir omtalt nedenfor (pkt , 2.1.2, 2.1.1). For flere beskrivelser henvises det til Vannforsyningens ABC utgitt av Folkehelseinstituttet (2004) og til de nyeste WHO retningslinjene for vannkvalitet (WHO 2004). Tabell 2.1 Hovedtype patogen Protozoer Bakterier Virus Patogene mikroorganismer og deres betydning i vannforsyningen globalt og i Norge (modifisert fra WHO 2004). Type patogen Kjent årsak til utbrudd i Norge Helsebetydning Overlevelse i vann Motstand mot klorering Relativ infektivitet 1 Acanthamoeba sp. Nei Høy Lang Stor Høy Cryptosporidium parvum Nei Høy Lang Stor Høy Cyclospora cayetanensis Nei Høy Lang Stor Høy Entamoeba histolytica Ne i Høy Mod erat Stor Høy Giardia intestinalis Ja Høy Mod erat Stor Høy Naegleria fowleri Nei Høy Kan formere seg Stor Høy Toxoplasma gondii Nei Høy Lang Stor Høy Burkholderia pseudomallei Nei Lav Kan formere seg Lav Lav Campylobacter jejuni, C. coli Ja Høy Moderat Lav Moderat patogen Escherichia coli Nei Høy Moderat Lav Lav Legionella spp. Nei Høy Formerer seg Lav Moderat Non-tuberculosis mycobacteria Nei Lav Formerer seg Stor Lav Pseudomonas aeruginosa Nei Moderat Kan formere seg Moderat Lav Salmonella typhi Ja Høy Moderat Lav Lav Andre Salmonella Nei Høy Kan formere seg Lav Lav Shigella spp. Ja Høy Kort Lav Moderat Vibrio cholerae Nei Høy Kort Lav Lav Yersinia enterocolitica Ja Høy Lang Lav Lav Adeno Nei Høy Lang Moderat Høy Calici inkl. Norovirus Ja Høy Lang Moderat Høy Enterovirus Nei Høy Lang Moderat Høy Hepatitt A virus Ja Høy Lang Moderat Høy Hepatitt E virus Nei Høy Lang Moderat Høy Rota virus Nei Høy Lang Moderat Høy 1 Høy infektivitet: lite antall patogene vil forårsake infeksjon/sykdom. Lav infektivitet: Høyt antall patogene er nødvendig for å forårsake infeksjon/sykdom Protozoer Cryptosporidium Cryptosporidium har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært registrert som årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden. Cryptosporidium er en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av tykkveggede oocyster med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten Cryptosporidium omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Noen av genotypene (typer med ulike gener) av C. parvum kan smitte både mennesker og dyr. En rekke dyre arter kan være reservoarer for C. parvum, men mennesker og storfe (særlig unge dyr) er de viktigste kildene for de genotypene som infiserer mennesker. Den genotypen som bare angriper mennesker er nå skilt ut som en egen art: C. hominis. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

22 Cryptosporidium - oocystene kan overleve i flere måneder i ferskvann og de er påvist i mange drikkevannskilder. I dag benyttes det oftest immunologiske og molekylærbiologiske metoder for påvisning. Noen laboratorier påviser totalt antall oocyster (vha immunologiske metoder), mens mer spesialiserte laboratorier også kan bestemme art og genotyper (vha molekylærbiologiske metoder). Ingen av disse metodene skiller mellom smittsomme og ikke smittsomme oocyster. Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og mat er blitt assosiert til sykdomsutbrudd. Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli syke ved inntak av mindre enn 10 oocyster. Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite motstandsdyktige overfor UV. E. coli vil derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. I stedet blir C. perfringens (pkt ) sporer pga av sin høye resistens benyttet som indikator i mange land Giardia Giardia har vært kjent som en humanparasitt i 200 år. I de siste 20 år er det rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av Giardia i Vest-Europa. I en periode var Giardia den hyppigste årsak til utbrudd i USA. Der anses vann for å være en viktig smittevei. Slekten Giardia omfatter 6 arter. Humaninfeksjoner er vanligvis blitt knyttet til arten G. intestinalis også kjent som G. lamblia eller G. duodenalis. Noen av genotypene av G. intestinalis kan smitte både mennesker og dyr. Giardia har en relativt enkel livssyklus som omfatter utskilling av smittsomme, ovale og tykkveggede cyster (diameter 6-14µm). Giardia har mennesker og mange dyrearter som vert, og cystene skilles ut i feces. Giardiacyster er påvist i vannkilder, i vann benyttet for rekreasjon og i matvarer, men i tidligere undersøkelser finnes det liten informasjon om cystene tilhørte humanpatogene Giardia-arter. Cystene kan overleve flere måneder i vann. Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og i mindre grad til mat er blitt assosiert til sykdomsutbrudd pga Giardia. Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli syke ved inntak av mindre enn 10 oocyster, inntak av en enkelt cyste er muligens nok til å forårsake sykdom. Metodene (immunologiske og molekylærbiologiske) som oftest benyttes for påvisning skiller ikke mellom smittsomme og ikke smittsomme cyster. Giardia cystene er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistent enn fekale bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir C. perfringens (pkt ) sporer benyttet som indikator for Giardia (og Cryptosporidium) i flere land Bakterier Campylobacter På global basis er Campylobacter en av de viktigste årsakene til akutt gastroenteritt. Blant de ulike Campylobacter-artene er Campylobacter jejuni den som oftest blir isolert fra pasienter med akutt diaré. C. jejuni har relativt høy smittsomhet idet så få som 1000 bakterier kan forårsake infeksjon. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

23 Campylobacter finnes i forskjellige typer av omgivelser. Ulike dyr, både husdyr og ville dyr, kan være reservoarer, og fjørfe, ville fugler og kveg er særlig viktige. Både matvarer og drikkevann er viktige årsaker til Campylobacter infeksjoner. Forekomsten av Campylobacter i overflatevann er vist å være avhengig av nedbørsforhold, vanntemperatur og nærvær av fugler som lever i tilknytning til vann, f.eks måker. Forurenset drikkevann er en viktig årsak til utbrudd av campylobacteriose, også i Norge. Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E. coli anses derfor for å være en god indikator på om Campylobactor er tilstede i behandlet vann Salmonella Salmonella arter finnes mange steder i omgivelsene. Noen arter/serotyper er vertsspesifikke, for eksempel S. typhi som er et humanpatogen, men et stort antall Salmonella serovarianter vil kunne infisere både mennesker og dyr. Dette gjelder f.eks S. typhimurium. I perioden var det 4 vannbårne Salmonella-utbrudd i Norge. Tre var foråsaket av S. typhimurium og ett var ikke spesifisert. Salmonella vil typisk kunne forurense vannsystemet gjennom tilførsel av avløpsvann og avføring fra dyr og fugler, f.eks måker. Både matvarer og drikkevann er viktige årsaker til Salmonella-infeksjoner. I Norge er det imidlertid langt færre registrerte utbrudd/syke forårsaket av Salmonella enn f.eks av Campylobacter. Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som E. coli som derfor kan benyttes som indikator på om Salmonella er tilstede i behandlet vann Virus I Norge er norovirus og Campylobacter de to viktigste årsakene til vannbårne utbrudd. Teoretisk sett er det flere virus med fekal-oral smittevei som kan forårsake utbrudd: rota-, astro-, og enterisk adenovirus, men som ikke gjør det. Dette skyldes antakelig at norovirus kun induserer kortvarig immunitet, mens de andre gir livslang immunitet. Største-delen av befolkningen vil derfor til enhver tid være mottakelig for infeksjon med norovirus, mens infeksjon i barndommen forhindrer reinfeksjon senere i livet med rota-, astro-, og enterisk adenovirus Adenovirus Adenovirus forekommer mange steder i naturen, de kan infisere fugler og pattedyr inklusive mennesker. Adenovirus (f.eks type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann (Chapron et. al. 2000), og forurenset drikkevann er derfor en potensiell årsak til sykdomsutbrudd selv om dette ikke er bekreftet. Per i dag er det beskrevet 51 ulike sero-typer (arter med ulike overflateegenskaper) av humant adenovirus, og disse er inndelt i 7 ulike grupper (A-G). Noen typer av adenovirus lar seg lett dyrke i cellekultur, men Gruppe F og G adenovirus er vanskelige å dyrke og påvisning skjer vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi. Adenovirus er middels store ( nm) Det er vel kjent at type 40 (gruppe F) er svært resistent overfor UV-lys. En nylig utført undersøkelse viser at flere typer av adenovirus (type1,3,4,5,6) er resistente overfor UV-lys, men i mindre grad enn type 40 (Nwachuku et al. 2005). Escherichia coli er derfor ikke en god indikator for denne typen adenovirus i drikkevann etter UV desinfeksjon. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

24 Norovirus Norovirus (også kalt Norwalkvirus, små runde strukturerte virus) hører inn under de såkalte humane calicivirus. Norovirus er blant de minste virustypene (35-40 nm). Norovirus er ved siden av Campylobacter den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd i både Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil derfor kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Både forurenset drikkevann og ulike typer forurenset mat er vist å være viktige årsak til utbrudd. Det har hittil ikke lyktes å påvise norovirus ved hjelp av dyrking i cellekultur, og påvisning skjer vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi. Fordi virus generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig indikator mhp nærvær av norovirus etter desinfeksjon S opp Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og infeksjoner hos mennesker. Flere av de muggartene som er påvist i vann fra andre land er kjent for å kunne være sterkt allergene, gi hud-irritasjoner, gi infeksjoner hos personer med svekket immunforsvar og muligens produsere mykotoksiner. Det er mange typer muggsopper som kan gi toksinproduksjon, men en vet ikke om muggsopptypene vil kunne produsere mykotoksiner i vann over år. I så fall kan det være en mulighet for at disse mykotoksinene kan virke hemmende på immunapparatet. Mykotoksiner kan hverken luktes eller smakes, og de tåler koking og steking. De smitter via naturlig rute gjennom pusting, spising og hudkontakt. En potensiell helseeffekt vil sannsynligvis ha størst betydning for personer med allerede svekket immunforsvar. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike desinfeksjonsmetoder (klor, UV). Sensitiviteten overfor UV-lys er relatert til muggsoppenes pigmentering, og pigmenterte sporer, for eksempel de mest potente helseskadelige soppene innen slektene Aspergillus og Penicillium, er ofte mer resistente overfor UV-lys enn upigmenterte sporer (Waipara 1998). Kjemisk felling kan være en effektiv metode for å fjerne muggsoppsporer (Niemi et al. 1982). Sammenlignet med de andre gruppene av mikroorganismer har vi foreløpig begrenset kunnskap om forekomster av muggsopp(sporer) i vann og betydningen av eventuelle helsevirkninger relatert til inntak/ kontakt med vann hvor muggsopp(sporer) forekommer. 2.2 Smitteveier. De patogene mikroorganismene kan forårsake vannbåren sykdom gjennom direkte vanninntak, inhalering av aerosoler og gjennom hudkontakt (se Figur 2.1). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

25 Figur 2.1 Smitteoverføringsveier for vannrelaterte patogene mikroorganismer (fra WHO, 2004) 2.3 Indikator mikroorganismer Bakgrunn Ønskemålet er å kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer. Foreløpig finnes ikke slike metoder, selv om molekylærbiologien har åpnet for nye muligheter. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene har det i mange tiår vært vanlig å benytte indikatorbakterier for overvåkingsformål. Dette er ikke-patogene bakterier som normalt forekommer i tarmen og avføring (feces) fra mennesker, varmblodige dyr og fugler. Hvis slike bakterier påvises i vann, er vannet fekalt forurenset. Fekaliene kan også inneholde patogene mikroorganismer og er derfor en potensiell helserisiko. Mennesker og dyr har forskjellig innhold i feces av ulike indikatorgrupper/-arter (Tabell 2.2), og det har pågått en diskusjon i fagmiljøet om forholdet mellom bakterieantallet for ulike indikatorgrupper i vannet kan brukes til å si noe om kilden til forurensing. I en nylig utgitt publikasjon fra OECD blir det imidlertid anbefalt at slike forholdstall ikke benyttes pga usikkerhet knyttet til tolkingen av resultatene (OECD, 2003). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

26 Tabell 2.2 Innhold av viktige grupper av indikatorbakterier i feces fra mennesker og ulike dyr (antall bakterier/gram) (fra OECD, 2003). Termotolerante koliforme bakterier Enterokokker/fekale streptokokker Menneske Ku Sau Gris i.d.* Hest i.d. Elg i.d. Kylling i.d. And i.d. Måke i.d. * i.d. = ingen data Clostridium perfringens Nye begrep: Indeks og indikator mikroorganismer Ideelt sett bør en indikatororganisme kunne tilfredsstille alle kravene som er beskrevet i pkt og fungere som indikator både ved overvåking av en vannkilde og for vurdering av effektiviteten av en vannbehandlingsprosess. Imidlertid er det ikke slik, en og samme indikatororganisme kan ikke tilfredsstille alle kravene. Det har lenge vært kjent at E. coli ikke er en god indikator for fekale humanvirus og protozoer, og det er derfor foreslått alternative indikatorer for disse gruppene, for eksempel bakteriofager og bakteriesporer. I tillegg legges det nå større vekt enn før på at indikatoren må være en god indikator på renseeffekten for behandlingsprosesser som skal fjerne protozoer (cyster/oocyster) og virus. For å synliggjøre at det stilles ulike krav til indikatororganismen, avhengig av situasjonen(e) den skal benyttes i, kan det skilles mellom indikatorer som skal brukes for 1) å overvåke vannmasser mhp om fekale bakterier er tilstede og 2) i forbindelse med vannbehandlingsprosesser. I denne sammenhengen er det foreslått å innføre bruk av begrepene indeks og indikator (OECD, 2003): en indeks organisme viser potensielt nærvær av for eksempel fekale patogene mikroorganismer i en vannmasse en indikator organisme kan benyttes for å måle effektiviteten av en vannbehandlingsprosess, for eksempel desinfeksjon Tradisjonelt har termotolerante fekale koliforme bakterier (hvorav de fleste er E. coli) vært den mest brukte indeks/indikatorbakterien. Selv om E. coli ikke finnes i vannet kan en likevel ikke være helt sikker på at vannet er hygienisk akseptabelt. Enkelte patogene mikroorganismer overlever lengre i kilden enn E. coli, det gjelder både virus og protozo- (oo)cyster. Derfor står det for eksempel i den norske drikkevannsforskriften at intestinale enterokokker og C. perfringens inklusive sporer skal overvåkes i råvann. De fungerer da som indeksorganismer. Enkelte patogene mikroorganismer er mer motstandsdyktige overfor desinfeksjon enn E. coli. Både Giardia-cyster og Cryptosporidium -oocyster og en del virus er som tidligere nevnt mer motstandsdyktig overfor klorering, ozonering og/eller UV-bestråling enn E. coli. Andre mikroorganismer kan da være mer velegnede indikatorer enn E. coli. Både intestinale enterokokker og C. perfringens sporer er for eksempel mer resistente overfor klorering enn E. coli. Når disse analyseres i tillegg til E. coli vil de kunne bidra til økt sikkerhet mhp å produsere tilfredsstillende drikkevann, de vil da være indikator organismer. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

27 2.3.3 Typer av indikatorer som benyttes Koliforme bakterier (KB) Koliforme bakterier (KB) omfatter bakterier som har fekal og ikke fekal opprinnelse og hører inn under slektene Escherichia, Citrobacter, Enterobacter og Klebsiella. Et av kjennetegnene for denne gruppen er at de kan vokse og omsette laktose ved 37 o C i løpet av timer ved hjelp av enzymet beta-galactosidase. Gruppen omfatter også undergruppen termotolerante koliforme bakterier som inkluderer E. coli. Indikatorverdi. Ulike typer av KB finnes både i tarmen og i omgivelsene (Tabell 2.3), og noen av dem kan også vokse i vann. Parameteren totalt antall KB representerer derfor ikke entydig en indeks for fekal forurensing. Ofte er det likevel en god sammenheng mellom mengden KB og mengden fersk fekal forurensing i vann. Hvis KB påvises må en derfor ikke se bort fra funn av KB uten at en er sikker på at opprinnelsen ikke er fekal. Tabell 2.3 Slekt (genus) Citrobacter Enterobacter Escherichia Klebsiella Naturlig reservoir for koliforme bakterier Naturlig reserv oar f eces (mennesker, dyr), jord, v ann næringsmidler f eces (mennesker, dyr), jord, v ann, planter, grønnsaker f eces (mennesker, dyr, f ugler) f eces (mennesker), jord, vann KB kan benyttes som indikator på effektiviteten av vannbehandling med hensyn på å fjerne fekale patogene mikroorganismer. Dette gjelder uavhengig av om det er totalt antall koliforme, termotolerante koliforme eller E. coli bakterier som påvises, fordi eventuelt nærvær av en eller flere av dem i behandlet vann indikerer at vannbehandlingsprossesen ikke fungerer tilfredsstillende. Generelt er den koliforme gruppen mindre motstandsdyktig overfor desinfeksjon enn virus og protozoer og den bør suppleres med andre, mer motstandsdyktige indikatorer. Dersom KB oppdages i ledningsnettvann, må det undersøkes om de har fekal opprinnelse, dvs om en andel av dem består av termotolerante bakterier/e. coli. Kilde og forekomst. I tillegg til at arter innen KB finnes naturlig i tarmen hos mennesker og varmblodige dyr, i vann eller jord (Tabell 2.3), så kan KB overleve og vokse i ledningsnettet, og da særlig i biofilmer. Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom KB påvises i desinfisert vann så viser det at behandlingsprosessen ikke er effektiv, og umiddelbare tiltak må settes i verk. Nærvær av KB i ledningsnettvann eller i vannreservoarer, f.eks høydebasseng kan være et tegn vekst av KB og dannelse av biofilm, men også på forurensingstilførsler i form av jord eller avløpsvann Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli Den hittil mest brukte indikatorbakteriegruppen er termotolerante (termostabile) koliforme bakterier. Hvis denne gruppen påvises i råvann, innebærer det som regel fersk fekal forurensing av vannet. Gruppen er i stand til å produsere syre fra laktose ved 44.5 o C. E. coli som tilhører slekten Escherichia, utgjør vanligvis den største andelen av TKB, men også noen arter av slektene Citrobacter, Klebsiella og Enterobacter tilhører TKB-gruppen. I den gjeldende norske drikkevannsforskriften inngår ikke lengre krav om analyse av TKB. I tråd med EU-regelverket skal det nå analyseres på E. coli. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

28 Indikatorverdi. E. coli er ansett for å være den mest anvendbare indeksen på fekal forurensing, og bedre enn TKB som også kan omfatte noen arter som ikke har opphav i tarmen hos mennesker og varmblodige dyr. E. coli blir også brukt som indikator på effektiviteten av desinfeksjonsprosesser, men er generelt mindre resistent overfor flere av desinfeksjonsmetodene enn fekale virus og protozoer. Kilde og forekomst. Et høyt antall av E. coli finnes i feces fra mennesker og dyr, i kommunalt avløpsvann og i vann som nylig er utsatt for fekal forurensing. Den relativt lave temperaturen og det lave innholdet av næringsstoffer i vann på nettet gjør at vekst av E. coli er lite sannsynlig i ledningsnettet. Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom E. coli og/eller TKB påvises i vann, så betyr det at vannet har vært utsatt for fersk, fekal forurensing, at eventuell desinfeksjonsprosess ikke har vært effektiv og/eller at det har vært problemer på ledningsnett som har forårsaket inntrengning av forurenset vann Enterokokker/ fekale streptokokker I den forrige drikkevannsforskriften ( ) inngikk fekale streptokokker og ikke enterokokker i kravet til mikrobiologiske parametere. I den nåværende forskriften inngår intestinale enterokokker. Dette har sammenheng med at det er blitt foretatt taksonomiske endringer, og en undergruppe av de fekale streptokokkene som tolererer høy ph og høy konsentrasjon av NaCl er blitt samlet under slektsnavnet: Enterococcus. Flere arter som ble omfattet av betegnelsen fekale streptokokker har skiftet navn, for eksempel heter den tidligere Streptococcus faecalis nå Enterococcus faecalis. Indikatorverdi. Intestinale enterokokker brukes som en indeks på fekal forurensing av vann, og de fleste artene formerer seg ikke i vann. Intestinale enterokokker vil generelt overleve noe lengre i vann enn E. coli (og TKB), og blir derfor brukt som en indeks mhp forekomst av fekale patogene bakterier (og virus) som overlever lengre enn E. coli. Hos mennesker er antall intestinale enterokokker i feces som regel en tierpotens lavere enn antall E. coli, men de er mer resistent overfor klorering enn E. coli, og blir derfor brukt som indikator på desinfeksjonseffekt sammen med E. coli og C. perfringens Kilde og forekomst. Intestinale enterokokker tilføres vann via feces fra mennesker og andre varmblodige dyr. Betydning av forekomst i drikkevann. Nærvær av intestinale enterkokker er tegn på relativt nylig fekal forurensing Heterotrofe bakterier (kimtall). Heterotrofe bakterier krever organisk stoff for å kunne vokse og formere seg. I Norge kalles denne gruppen ofte kimtall. Den omfatter mange forskjellige bakterietyper og sopp. Kimtall kan defineres som mikroorganismer som kan vokse i et næringsrikt miljø i fravær av inhiberende eller selektive forbindelser, i løpet av en gitt vekstperiode (for eksempel 3-7 døgn eller mer) og ved en gitt temperatur (f.eks 22 eller 36 o C). Kimtall kan bestå av mikroorganismer som er mer (f.eks sporedannere som C. perfringens) eller mindre (f. eks KB, E. coli) resistent overfor desinfeksjon. Kimtall kan også bestå av bakterier som hører hjemme i og kan formere seg i naturlig vann. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

29 Indikatorverdi. Kimtall bør ikke benyttes som indeks for nærvær av patogene i en vannkilde, men kan være nyttig som indikator på effektiviteten av en desinfeksjonsprosess. Målet er da å oppnå et lavest mulig kimtall. Kimtall kan også være nyttig for å overvåke vannkvaliteten på ledningsnettet, idet et høyt kimtall kan indikere inntrengninger av forurensing på ledningsnettet og/eller forekomst av biofilm. Kilde og forekomst. Kimtall-mikroorganismer finnes som nevnt over både i forurenset og ikke forurenset vann. Noen vannbehandlingsprosesser (f.eks koagulering/filtrering) vil redusere kimtallet, mens andre (f.eks langsom sandfiltrering og biofiltrering) vil kunne øke kimtallet. Dersom betingelsene på ledningsnettet er til stede, vil kimtallet kunne øke under transporten av vann i ledningsnettet. De faktorene som i første rekke avgjør i hvilken grad vekst skjer, er temperatur, tilgjengelige næringsstoffer inkludert assimilerbart organisk karbon (AOC), fravær av desinfeksjonsmiddel i vannet, og oppholdstid. Betydning av forekomst i drikkevann. Etter eventuell desinfeksjon vil en vente lavt kimtall. Generelt er plutselige endringer i kimtallet av større verdi enn det eksakte antallet, og en økning av kimtall i ledningsnettvann kan f. eks være en indikasjon på biofilm eller at det har skjedd inntrengning av forurensinger. Kimtallet kan omfatte en del såkalte opportunistiske patogene mikroorganismer (mikroorganismer som kan forårsake sykdom hos personer med svekket immunforsvarssystem) f.eks Pseudomonas aeruginosa, men det foreligger ingen indikasjon på at slike kimtallsbakterier er årsak til vannbårne mage-tarm sykdommer i den generelle befolkningen Clostridium perfringens Arter av slekten Clostridium produserer sporer som er motstandsdyktige mhp stressfaktorer i miljøet, for eksempel temperatur, saltinnhold, ph i vannmassen, og overfor desinfeksjon. Den mest karakteristiske arten er C. perfringens, som finnes i den normale tarmfloraen hos 13-35% av mennesker og varmblodige dyr. Andre Clostridium-arter kan komme fra andre kilder. C. perfringens formerer seg ikke i vannet, og er en spesifikk indikator på fekal vannforurensing. Indikatorverdi. På grunn av den store motstanden C. perfringens sporer har mot desinfeksjon og andre stressfaktorer i miljøet, er C. perfringens sporer brukt som indikator på nærvær av virus og protozoer (Giardia, Cryptosporidium) i behandlet vann. I tillegg kan de være en indeks mhp forekomst av fekal forurensing som ikke er fersk, og brukes til å påvise en forurensing som har funnet sted, men som ikke nødvendigvis foregår kontinuerlig. I den norske drikkevannsforskriften står det at råvann skal overvåkes med angitt frekvens for angitte mikrobielle parametere, inkludert C. perfringens, når det er grunn til å anta at disse tilføres kilden i mengder som er av betydning for grenseverdiene. For C. perfringens er grenseverdien 0. I de siste WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004), anbefales det å ikke overvåke C. perfringens rutinemessig fordi den eksepsjonelt lange overlevelsestiden av sporene mest sannsynlig vil være så mye lengre enn overlevelsen av patogene fra tarmen, inkludert virus og protozoer. Kilde og forekomst. C. perfringens og dens sporer er generelt alltid til stede i kommunalt avløpsvann, men formerer seg ikke i vannforekomsten. Den er hyppigere til stede og i høyere antall i feces fra enkelte dyr, for eksempel hunder, enn hos mennesker. Hos andre varmblodige dyr kan den forekomme mer sjelden. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

30 Betydning i drikkevann. Nærvær av C. perfringens kan være en indeks på ikke-kontinuerlig fekal vannforurensing og potensielle kilder for forurensingen bør undersøkes. Filtreringsprosesser som er dimensjonert for å fjerne virus, bakterier og protozoer som partikler bør også fjerne C. perfringens sporer Kolifager Bakteriofager er virus som har bakterier som vert. Kolifager har E. coli og nærstående bakterier som vertscelle og kan derfor frigjøres fra disse bakteriene i feces fra mennesker og varmblodige dyr. Indikatorverdi. Fager har mange felles egenskaper med humane virus og er derfor nyttige som modeller eller surrogatvirus for 1) hvordan enteriske (som er lokalisert til tarmen) virus oppfører seg i vannmasser og 2) hvilken resistens enteriske virus har overfor vannbehandling og spesielt overfor desinfeksjon. Det er imidlertid viktig å være klar over at det ikke behøver å være noen direkte korrelasjon mellom antall kolifager og antall enteriske virus i feces og i vann. Kolifager er dessuten ingen entydig indeks på fekal vannforurensing. Kolifager er for eksempel påvist i ikke forurenset vann, noe som kan ha sammenheng med at kolifager kan ha formert seg vannmassen. De har også vært fraværende i forurenset vann, noe som kan ha sammenheng med at de normalt ikke er en del av tarmfloraen hos hele befolkningen (Rhodes et al. 1991). Fordi de ikke alltid er tilstede i forurenset vann, er de ikke generelt egnet som indikator for overvåking av desinfeksjonseffektivitet. På grunn av begrensninger som er knyttet til kolifagenes anvendbarhet som indikator/indeks, ansees de for å ha størst betydning i forbindelse med laboratorieundersøkelser, pilot-forsøk og muligens i forbindelse med validering av fullskala-prosesser. Kilde og forekomst. Kolifager skilles ut i feces fra mennesker og dyr i relativt lavt antall. Kommunalt avløpsvann inneholder somatiske kolifager i konsentrasjonsområdet kolifager/l. Til sammenligning kan innholdet av E. coli være i området /L. I avløpsvann fra slakterier er det påvist opptil kolifager/l. Betydning i drikkevann. Fordi kolifager typisk vil formere seg i tarmen hos mennesker og dyr, så vil nærvær av kolifager i drikkevann kunne være en indeks på at vannet er påvirket av fekal forurensing og derfor potensielt inneholde enteriske virus og andre patogene mikroorganismer. Nærvær av kolifager i drikkevann vil også være en indikator på svikt i desinfeksjonsprosesser som er designet for å fjerne virus. Fravær av kolifager fra behandlet drikkevann kan imidlertid ikke entydig tolkes som at patogene mikroorganismer (f.eks enteriske virus og protozoer) ikke er tilstede Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse Det har vært mye diskusjon om i hvilken grad indikatororganismer mhp forekomst av fekal forurensing kan brukes til anslå nærvær av patogene mikroorganismer. Det ser ut for at det er noenlunde enighet om at det generelt sett er en grov sammenheng mellom nivåene av indikatorer og patogene i vannkilder, men at dette ikke behøver å gjelde for en gitt lokalitet. Erkjennelsen av at de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke gir et fullgodt bilde av vannets mikrobielle kvalitet er økende. Det er eksempler på at både vannbårne sykdomsutbrudd og endemisk (som forekommer mer vanlig innen et visst stedsområde) sykdom har forekommet selv om de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke ble påvist i det aktuelle drikkevannet. Årsakene til dette er ofte enten svikt i desinfeksjonen eller forurensing av vann i ledningsnettet, og at de koliforme parameterne (KB, TKB, E. coli) ikke gir informasjon om Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

31 fjerning og inaktivering av patogene som er flere tierpotenser mer resistente overfor behandling. Koliforme bakterier inklusive E. coli vil fortsatt være nyttige som indekser/indikatorer på fekal vannforurensing, men i fremtidige undersøkelser av vannforsyningssystemet bør det i tillegg vurderes å benytte andre mikrobielle parametere enn dem som inngår i Drikkevannsforskriften. Noen aktuelle indeks/indikator mikroorganismer og patogene mikroorganismer er samlet i Tabell 2.4. Figuren som er et utsnitt fra en tabell publisert av OECD (2003) viser anvendbarhet for ulike parametere i ulike deler av vannforsyningssystemet. Eksemplene som er gitt i Tabell 2.4 kan være et utgangspunkt for en diskusjon ang. valg av et knippe av overvåkingsparametre som må avpasses etter anvendelsesområdet. Tabell 2.4 Foreslåtte anvendelsesområder for mikrobielle indikator-parametre (OECD 2003) Mikrobiell parameter Undersøkelser i nedbørsfeltet Overflatevann karakterisering Grunnvann karakterisering Vannbehandling effektivitet (fjerning) Vannbehandling effektivitet (desinfeksjon) Behandlet vann Distribusjonssystemet inntrengning Distribusjonssystemet vekst Totale kolif orme IA IA IA IA AA A AA* A A E.coli A A A A A AA A* A Heterotrofe bakterier (kimtall) A A IA A A A Aerobe sporedannende bakterier A A IA A Kolif ager (somatiske, F-RNA) AA AA AA AA A C. perfringens AA AA AA AA A Pseudomonas, Aeromonas A Enteriske v irus A A A IA IA A Giardia og Cryptosporidium (oo) cyster A A AA A IA A A: Anv endbar; * : I ledningsnett uten restklor; AA: Andv endbart alternativ; IA: Ikke anbefalt; : Ikke anv endbart Undersøkelser ved sykdomsutbrudd Innholdet i tabellen bør vurderes. C. perfringens er for eksempel oppført som et anvendbart alternativ for overvåking mhp fekal forurensing i nedbørsfelt, overflatevann, grunnvann, og mhp effektivitet av vannbehandling og ved sykdomsutbrudd. WHO (2004) retningslinjene anbefaler imidlertid å ikke benytte C. perfringens som indeks ved rutinemessig overvåking av vannkilder. I tabellen er C. perfringens ikke foreslått som indikator for effektiviteten av desinfeksjon. Dette kan ha sammenheng med at dersom konsentrasjonen av C. perfringens i råvannet er lav, f.eks i området 0-2 /100 ml, er det vanskelig å trekke konklusjoner om effektiviteten av renseprosesser basert på innholdet av C. perfringens før og etter behandling/desinfeksjon. I den norske drikkevannsforskriften inngår C. perfringens sporer som indeks/indikator for virus og protozoer. Om den er en god indeks/indikator for disse mikroorganisme-gruppene vet en i dag ikke nok om. Vi har imidlertid valgt å ta utgangspunkt i dagens drikkevannsforskrift i vårt forslag til prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis. Likevel mener vi at det nå bør foretas en sammenstilling og vurdering av de resultatene som foreligger nasjonalt mhp konsentrasjonsnivåene av C. perfringens i norske vannsforekomster, før og Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

32 etter desinfeksjon. Helst burde det også fortas en undersøkelse mhp innholdet av C. perfringens, protozoer og virus i vannforekomstene. Dersom resultatene viser at innholdet av C. perfringens er meget lavt og at det er liten sammenheng mellom innholdet av C. perfringens og virus/protozoer, bør C. perfringens ikke lengre inngå som indeks/indikator parameter i den norske vannforskriften. Innholdet av kolifager (virus som angriper bakterier) er foreslått som indikator for effektiviteten av desinfeksjon (Tabell 2.4). Også for kolifager gjelder det at de må være tilstede i råvannet for at de skal kunne benyttes som indikator. I hvilken grad de er tilstede i norske råvannskilder har vi idag ikke oversikt over. Fordi en mangler gode indeks/indikator mikroorganismer for virus og protozoer er det behov for å kunne gjennomføre direkte måling av humanpatogene virus og protozoer. I den sammenhengen trengs det en avklaring av hvilke(t) virus en skal analysere på og hvilke metoder (immunologske, molekylærbiologiske) som skal benyttes for å bestemme innholdet av protozoer. 2.4 Forekomst av patogener i norsk drikkevann Det er utført få undersøkelser av norske vannkilder hvor det er påvist innhold av patogene mikroorganismer. I de fleste tilfeller av registrerte sykdomsutbrudd (Tabell 2.5) er vann blitt identifisert som smittevei vha epidemiologiske undersøkelser, mens patogenet som er assosiert til utbruddet er blitt bestemt og identifisert i feces fra pasienter. Det er gjort noen separate undersøkelser mhp innhold av patogener i norsk råvann, og eksempler blir omtalt nedenfor i pkt Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd Det er kun et begrenset antall av de patogene som er nevnt i Tabell 2.1 som er assosiert til vannbårne sykdomsutbrudd i Norge i perioden (Tabell 2.5). I løpet av 15- årsperioden ble det registrert i alt 72 utbrudd. Campylobacter var årsak ved 26% av utbruddene, norovirus ved 18% og for 46% var smittestoffet ukjent. En nordisk undersøkelse for perioden viste at det forekom totalt 29 utbrudd i Norge i denne perioden og at for utbruddene med kjent årsak var Campylobacter og norovirus hyppigste årsak til utbrudd i Norge. (Stenström et al. 1994). Disse oversiktene viser at det fortsatt forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. Som eksempel på utbrudd forårsaket av Campylobacter kan nevnes to epidemier med gastroenteritt i 1994 og 1995 i Nord-Trøndelag som med stor sannsynlighet var forårsaket av vannbåren campylobacter-smitte. Kortnebbgås under trekk sørover i september-oktober overnattet på avsidesliggende vann brukt til vannforsyning og forurenset vannet med avføring. C. jejuni ble trolig overført via ubehandlet vann til abonnentene og forårsaket sykdom. Anslagsvis 1000 personer var syke pga. forurenset drikkevann i de to epidemiene. De vanligst identifiserte smittestoffene ved norske, vannbårne, registrerte sykdomsutbrudd er Campylobacter og norovirus, men for ca. halvparten av utbruddene var smittestoffet ukjent. Tilsvarende forhold finner en i Finland (Miettinen et al. 2001). Også i Sverige var Campylobacter det vanligst påviste smittestoffet i perioden , mens henholdsvis 7 % Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

33 og 4 % av utbrudden var forårsaket av parasitter og virus (Stenström et al. 1994, Andersson et al. 1997). Tabell 2.5 Utbrudd i Norge forårsaket av forurenset drikkevann registrert ved Folkehelseinstituttet og Statens næringsmiddeltilsyn , og fordelt på sykdom. Antall registrerte eller anslått syke er angitt i parentes (Nygård et. al 2003). År Campylobacteriose Norovirus infeksjon Salmo - nellose Hepatitt A Sh ig ellose Tularemi Gastroenterit Ukjent agens Antall Utbrudd Antall syke (330) 5 (580) (23) 3 (366) (24) 1 (350) 1 (6) 1 (9) 5 (55) (4) (53) 1 (2 000) 4 (53) (26) 2 (170) 1 (2) 7 (193) (750) 2 (1 949) (250) (700) (300) (800) 1 (13) (2) 1 (40) 1 (55) 4 (144) (163) 1 (350) 2 (27) (2) 2 (498) 1 (3) (13) 1 (300) 1 (11) 1 (2) Totalt 19 (1 913) 13(6 480) 4 (68) 1 (9) 1 (2) 1 (11) 33 (2133) I England og USA dominerer parasittene Giardia og Cryptosporidium som årsak til vannbårne sykdomsutbrudd (Furtado et al. 1998, Lee et al. 2002). Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i Det kan tenkes at Giardiasis underdiagnostiseres i Norge fordi mange anser dette for å være en typisk importsykdom og følgelig ikke tenker på å undersøke for denne parasitten hos personer som ikke har vært i utlandet. Hvis dette er tilfellet, kan vannbårne utbrudd av giardasis ha blitt rapportert som gastroenteritis med ukjent agens. Med unntak av personer med nedsatt immunforsvar vil de fleste som får infeksjon med Cryptosporidium bli friske uten behandling. Utbrudd forårsaket av denne parasitten kan dermed være inkludert i gruppen med ukjent smittestoff (Tabell 2.5) Innhold av ulike patogene i vann Protozoer. En nyere undersøkelse ( ) har vist at lave konsentrasjoner, 1-4 oocyster/10l av både Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster forekommer relativt ofte i norske vannkilder. En eller begge protozo-typene ble påvist i 47 (32 %) av i alt 147 vannkilder (hvorav én var grunnvann) (Robertson og Gjerde, 2001). Den ene grunnvannskilden som ble undersøkt inneholdt Cryptosporidium. Cryptosporidium ble påvist alene noe oftere (i 13.5 % av prøvene) enn Giardia (i 9 % av prøvene). Begge protozoene ble oppdaget samtidig i kun 2 % av prøvene. Cryptosporidium ble oppdaget alene ved flere lokaliteter (13.5 %) enn Giardia (7.5 %) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

34 Metoden som ble brukt for påvisning ga totalt innhold av (oo)cyster og skilte ikke mellom antall smittsomme og ikke smittsomme (oo)cyster. Det at protozoene er påvist viser at både Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster kan være en potensiell årsak til smitte i Norge, noe som er dokumentert for Giardias vedkommende med utbruddet i Bergen høsten For om mulig å finne årsaker til innholdet av protozoer i norske drikkevannskilder, er forekomsten av Cryptosporidium og Giardia blitt undersøkt hos storfe, sau, hund og gris og ville hjortedyr i perioden (Gjerde, 2005). Begge protozo-typene var utbredt hos norsk storfe med hyppigere forekomst av Giardia (i 49 % av dyrene) enn Cryptosporidium (i 12 % av dyrene). Hos sau forekom Giardia langt hyppigere (i 29 % av søyene og 15 % av lammene) enn Cryptosporidium (i 0 % av søyene og 3 % av lammene). Hos grise- besetninger og i prøver fra hunder forekom Cryptosporidium hyppigere enn Giardia. Hos de ulike hjortedyrene var forekomsten av Cryptosporidium og Giardia henholdsvis lav og moderat. De laveste forekomstene av parasitter fant man i hjort og de høyeste i rådyr. Så lenge en ikke vet om de påviste protozoene er humanpatogene eller ikke, kan en ikke si noe om betydningen av disse resultatene mhp å vurdere dyr som potensiell smittekilde for mennesker. Det ble derfor utført genotyping av en del av Giardia-isolatene fra hund, storfe og sau. Kun genotyper som er spesifikke for disse dyreslagene, og som ikke blir regnet som smittefarlige for mennesker ble påvist. Dette samsvarer med observasjoner omtalt nedenfor (pkt. 2.6) og understreker betydningen av også å undersøke om protozo-(oo)cyster som blir påvist i vannforekomster er humanpatogene eller ikke. I en undersøkelse av forekomsten i urenset avløpsvann (to renseanlegg fra hvert fylke, 38 anlegg) ble det påvist Cryptosporidium og/eller Giardia i alle undersøkte prøver. Disse undersøkelsene viser at begge protozoene er langt vanligere i den norske befolkningen en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en viktig potensiell smittekilde for norske drikkevannskilder (Gjerde, 2005) Patogene bakterier Sommeren 2001 ble eventuell forekomst av patogene bakterier i råvann og rentvann fra 12 vannverk/vannforsyningsanlegg med overflatevann som kilde undersøkt av daværende Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land (Fuglerud og Larsbråten, 2003). Undersøkelsen ble gjentatt sommeren 2003 ved 10 vannverk/ vannforsyningsanlegg hvorav 1 ikke inngikk i 2001-undersøkelsen. Salmonella og E. coli O157 ble ikke påvist i råvann eller rent vann (konsentrasjonen ble ikke bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller ikke). Forekomsten av disse bakteriene ble undersøkt fordi det er kjent at E. coli O157 tidvis kan opptre i dyrebesetninger på Hadeland og i Land, og Salmonella er kjent blant vill fuglebestand. Disse bakteriene kan også komme fra avføring fra syke/smittebærende mennesker via utslipp fra kloakkrenseanlegg o.l. I 2001 ble Campylobacter påvist i 1 av 14 råvannsprøver, i 2003 ble Campylobacter påvist i 7 av 15 råvannsprøver. Konsentrasjonene ble ikke bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller ikke. Der Campylobacter ble påvist, ble det også samtidig påvist termotolerante koliforme bakterier (TKB), koliforme bakterier (KB) eller sulfitreduserende klostridier (SRK) i prøvene, Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

35 men prøvegrunnlaget var for spinkelt til å trekke konklusjoner om mulige sammenhenger mellom forekomstene av ulike typer bakterier. For ett (det sydligste) av de i alt syv vannverkene med inntak fra Randsfjorden ble det i 2003 påvist Campylobacter i råvannet. Dette er et eksempel på at: det kan finnes sykdomsbakterier i påvisbare mengder i råvann også fra store innsjøer som Randsfjorden at det å basere den første av de to påbudte hygieniske barrierene på at kilden medfører god fortynning/har stort inntaksdyp ikke alltid gir tilstrekkelig sikkerhet. I en undersøkelse av råvann fra Bø-elva i Telemark (Rosef et al, 2001) ble Campylobacter påvist i 32 av 60 prøver (53.3 %). C. coli var den dominerende arten (44 %) fulgt av C. jejuni (34.6 %) og C. lari (14.7%). Fem av isolatene (6.7 %) ble ikke artsbestemt. De tre påviste artene er alle humanpatogene. Campylobacter ble påvist i prøver hvor fekale koliforme bakterier ikke var tilstede, noe som indikerer at fekale koliforme ikke er egnet som indeksparameter for forekomst av campylobacter i vann. Et lokalisert utbrudd av tularemi (harepest) i Midt-Norge i august 2002 er rapportert (Folkehelseinstituttet, 2003). De syke var knyttet til to husstander og deres familier samt to besøkende. De to husstandene delte en brønn og ved inspeksjon ble det funnet et lemenkadaver i brønnen. Vannprøve fra brønnvannet inneholdt termotolerante E. coli og PCR-undersøkelsen var positiv for bakterien Francisella tularensis. Vel tre uker ut i sykdomsforløpet ble tularemi bekreftet hos alle pasientene. Vannbåren toksin-produserende E. coli som årsak til sykdomsutbrudd er uvanlig i Norge. I 2000 ble det imidlertid rapportert et humant-tilfelle av sykdom pga smitte av Shiga toxinproduserende E. coli (STEC) O103 som ble assosiert til beitende sau og forurensing av en drikkevannskilde, selv om STEC O103 vanligvis ikke blir påvist hos sau (Urdahl et al., 2003). Det private vannanlegget hadde en elv som råvannskilde og drikkevannet var ubehandlet. Det ble påvist STEC O103 hos saueflokken, men etter genotyping var konklusjonen at en forbindelse mellom det aktuelle humansykdomstilfellet og vannforurensing fra sauer verken kunne bekreftes eller avvises. Et utbrudd av Salmonella typhimurium ble registrert i Herøy kommune 1999, der det med stor sikkerhet er dokumentert at drikkevann fra et vannverk var smittekilden. Epidemiologisk undesøkelse viste at utbruddet var forbundet med denne smittekilden. Det ble aldri med sikkerhet påvist Salmonella-bakterier i vannet, men det ble funnet kadaver av en måke i råvannskilden, og fra dette kadaveret ble det isolert Samonella-bakterier Opportunistisk patogene bakterier I en kimtallsundersøkelse påvises de bakteriene som benytter organisk stoff som næring, de heterotrofe bakteriene. Forekomst av slike bakterier er helt normalt i naturen og de forårsaker vanligvis ikke sykdom. Enkelte heterotrofe bakterier i drikkevann kan likevel forårsake sykdom hos personer med nedsatt immunforsvar. Slike bakterier kalles opportunistisk patogene bakterier. Antallet av mennesker i befolkningen med nedsatt immunforsvar er økende (feks v/cellegiftbehandling, organtransplantasjoner, HIV/AIDS). Derfor er det også en økende interesse for opportunistisk patogene bakterier. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

36 I Norge har en ved Veterinærhøgskolen i flere år undersøkt vannprøver fra norske vannverk i forbindelse med problemstillinger knyttet til høyt kimtall i rentvannsmagasin og ledningsnett (Østensvik 2004). I flere av disse prøvene er det påvist heterotrofe bakterier som har opportunistisk patogene egenskaper (Tabell 2.6). Tabell 2.6 Opportunistiske patogene bakterier som er påvist i norske rentvannsmagasiner/ledningsnett (modifisert fra Østensvik, 2004) Bakterie art Sphingomonas paucimobilis Burkholderia cepacia Comamonas testosteroni Stenotrophomonas maltophila Ochrobactrum anthropi Acinetobacter baumannii Cryseomonas luteola Aeromonas hydrophila Klebsiella pneumoniae Enterobacter aerogenes Bacillus cereus Sykdomstilstand Sårinfeksjon, urinveisinfeksjon, bakteriemi. Sykehus- infeksjon (kontaminerte infusjonsvæsker/kateter) Alvorlig lungebetennelse hos pasienter med cystisk fibrose Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi Luftveisinfeksjon, urinveisinfeksjon Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon Majoriteten av rapporterte sykdomstilfeller hvor disse bakteriene er påvist, forkommer på sykehus. Det er ukjent i hvilken grad vann er smittekilde ved sykehusinfeksjoner i Norge. Med utgangspunkt i 1) det lave kimtallet i drikkevann (normalt < 100/ ml), 2) nødvendige doser for å bli syk og 3) daglig vanninntak, vurderes i dag risikoen som minimal for normalbefolkningen i Norge for å bli syk pga vannbåren infeksjon forårsaket av opportunistiske patogene bakterier. Hos personer med nedsatt immunforsvarssystem er eksponering for vann (med kimtall <100/mL) ved direkte kontakt med hud og slimhinner antakelig av like stor betydning som at vannet drikkes Virus En har ikke funnet eksempel på at det er gjennomført undersøkelser av humanvirus i norske råvannskilder. I de tilfellene hvor virus er angitt som årsak til vannbårne sykdomsutbrudd (Tabell 2.5) har det skjedd ved hjelp av epidemiologiske undersøkelser. Dette har sammenheng med at virusanalyser i vannkilder/drikkevann kan være vanskelige å utføre. I Norge utføres slike analyser så vidt en vet kun ved ett laboratorium (Viruslaboratoriet ved Institutt for Mattrygghet og Infeksjonsbiologi, Norges veterinærhøgskole) Sopp I en fersk norsk undersøkelse er vannprøver fra i alt 14 vannverk (10 overflatevann, 4 grunnvann) undersøkt mhp innhold av muggsopp (Skaar og Hageskal, 2005). Både råvann og vann fra ledningsnettet ble undersøkt, og de oftest forekommende muggsoppene tilhørte slektene Penicillium og Trichoderma. Midlere verdier for soppantallet var 4.2 (grunnvann) og 6.3 (overflatevann) cfu (koloniformende enheter)/100 ml. 44 % av grunnvannsprøvene og 69 % av overflatevannprøvene inneholdt muggsopp. Overflatevannet inneholdt flere arter enn grunnvann. Resultatene fra undersøkelsen viste at det var god korrelasjon mellom innholdet av muggsopp og den sporedannende bakterien Bacillus, som derfor er en potensiell indeksparameter for muggsopp i vann. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

37 2.5 Eksempler fra utlandske vannforekomster Undersøkelser av ulike råvannskilder har vist at innholdet av Cryptosporidium og Giardia i forurensede elver og innsjøer kan være betydelig høyere enn det nivået som er funnet i den norske undersøkelsen (1-4 (oo)cyster /10 L, se pkt ). Innholdet av patogene bakterier (Campylobacter, Salmonella) kan også være høyt i innsjøer og forurensede elver, mens konsentrasjonsnivået for virus er lavere (Tabell 2.7). Tabell 2.7 Forekomst av patogene i ulike råvannskilder. Eksempler på høye, påvisbare konsentrasjoner (per liter) hentet fra litteraturen. (WHO 2004) Patogen eller Indikator gruppe Innsjøer og reservoarer Kloakk-belastede elver og bekker Naturlige, ikkebelastede elver og bekker Grunnvann Campylobacter Salmonella ( ) a E.coli Virus Cryptosporidium Giardia a) det lavere område er fra en nyligere undersøkelse I perioden ble i alt 139 prøver fra overflatevann (7 innsjøer, 14 elver) i sørvest- Finland undersøkt mhp innhold av enteropatogene mikroorganismer: Campylobacter, Giardia, Cryptosporidium, noroviruses, og fekale indikatorer (termotolerante koliforme bakterier, E. coli, C. perfringens og F-RNA bakteriofager) (Hörman et al., 2004). I denne undersøkelsen var 41 % av prøvene (57 av 139) positive for minst en patogen, 17.3 % var positive for Campylobacter, 13.7 % var positive for Giardia, 10.1 % var positive for Cryptosporidium og 9.4 % var positive for norovirus. Om vinteren var forekomst av patogene i prøvene signifikant sjeldnere enn ellers i prøveperioden. Norovirus lar seg som nevnt tidligere ikke dyrke, men blir påvist vha molekylærbiologiske metoder (PCR). I en nylig undersøkelse som pågikk i 14 måneder har en forsøkt å kvantifisere og studere variasjoner av norovirus- innholdet i overflatevann fra elven Meuse i Nederland (Westrell, 2004, i paper III). Innholdet varierte i området PCR- påvisbar enhet/l (pdu/l), med høyest innhold om vinteren. I publikasjonen ble kun denne enheten benyttet, men dersom en antar at 1pdu/L representerer 1 virus/l, så vil det tilsi norovirus- innhold i området /L. En ulempe ved metoden er at den ikke skiller mellom smittsomme og ikke smittsomme virus. Basert på måltall for antall sykdomsutbrudd i befolkningen (pkt. 4.3) og beregninger utført vha kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (pkt. 4.6), er det anbefalt at innholdet av virus i drikkevann må være mindre enn 2*10-7 /L (Regli et al. 1991). Hvis en setter et slikt krav til innholdet av norovirus i vann, så ville vannbehandlingen måtte oppnå en reduksjon på nesten 10 log-enheter for et råvann med 1700 virus/l. Dette eksemplet viser at vi fortsatt vet for lite om betydningen av virus i drikkevann. I en svensk undersøkelse ble Giardia og Cryptosporidium påvist i henholdsvis 26 % og 32 % av i alt 50 vannprøver. Av de i alt 26 lokalitetene som ble undersøkt ble det funnet protozoer i halvparten av dem og konsentrasjoner i området (oo)cyster pr liter av både Giardia og Cryptosporidium (Hansen og Stenström, 1998), dvs inntil 10 ganger høyere konsentrasjoner enn det som er påvist i Norge. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

38 I en engelsk undersøkelse over innholdet av Campylobacter i ferskvann som også ble brukt til rekreasjon (bading) ble det påvist konsentrasjoner i området <1-50/100mL (Obiri-Danso et al. 1999). Konsentrasjonen av Campylobacter varierte med årstidene, de var høyere om vinteren enn i sommerhalvåret. Kildene for tilførsel av Campylobacter var andefugler, beitedyr (kveg, sau) og kommunalt avløpsvann. I forbindelse med et nylig avsluttet EU-forskningsprosjekt, Microrisk, er det gjennomført en undersøkelse av innholdet av patogene mikroorganismer i ulike typer av vannkilder (elver, innsjøer, grunnvann). I alt 6 europeiske land deltok. Resultatene omfatter innhold av Cryptosporidium, Giardia, Campylobacter, enterovirus, og norovirus, samt indikatororganismer og vil bli rapportert i løpet av Behovet for beredskap mot patogene mikroorganismer i norsk drikkevann Forhold som er viktige for om aktuelle patogener vil være en årsak til sykdomsutbrudd i Norge er sammenstilt i Tabell 2.8. Tabellen viser at norovirus og Campylobacter oppfyller alle kriterier for å være en hyppig sykdomsårsak dersom vannbehandlingen/desinfeksjonen svikter. Tabell 2.8 Campylobacter Salmonella Kolera Norov irus Rotavirus Adenov irus Hepatit A Giardia Cryptosporidium Karakteriske egenskaper hos vannbårne patogener som er viktige i Norge (modifisert fra Nygård, 2005) Forekomst i Norge. Mennesker Fugler/dyr (zoonose) ? + + Ov erlevelse i v ann Resistens mot Klor UV ? Inf eksjonsdose (lav ) Alle aldre, kort/ingen immunitet ? Cryptosporidium er foreløpig ikke registrert som sykdomsårsak hos mennesker i Norge, men fordi både Cryptosporidium og Giardia er påvist i kommunalt avløpsvann i alle de norske fylkene (Gjerde, 2005) kan en anta et relativt høyt antall personer i Norge til enhver tid har disse parasittene. Generelt vil virus og protozoer føre til sykdom ved lave doser, mens nødvendige doser for mange patogene bakterier er høye (ikke Campylobacter). Norovirus smitter alle aldersgrupper fordi det ikke utvikles immunitet etter førstegangs smitte. Adenovirus og rotavirus smitter særlig små barn som ikke har utviklet immunitet. I Tabell 2.8 er det vist i hvilken grad det er påvist patogener i fugler og dyr som smitter mennesker (zoonose). For Giardia er det kun påvist vannbårent utbrudd knyttet til forurensing fra bever. Det er ikke funnet publisert utbrudd av Giardiasis knyttet til storfe, sau eller andre beitedyr (K. Nygård, pers. meddelelse). Risikoen mhp smitteoverføring fra disse er derfor diskutabel. Når det gjelder Cryptosporidium er det derimot flere utbrudd knyttet til beitedyr. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

39 Basert på den informasjonen en har innhentet og som er omtalt ovenfor, kan man gjøre et grovt anslag mhp mulig konsentrasjonsnivå av et utvalg av viktige patogene mikroorganismer i norske vannforekomster (overflatevann): Patogene virus: Norovirus: per L Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per100ml Patogene protozoer: Giardia: 0-4 per 10 L Cryptosporidium: 0-4 per 10 L Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne. I Norge er det vist at ca 32 % av i alt 147 vannkilder har forekomst av Giardia og/eller Cryptosporidium (Robertsen et al. 2001). Dersom en legger den finske undersøkelsen tilgrunn, hvor % andel vannprøver som inneholdt parasitter synes å være lik den vi har i Norge, og antar at forekomst av norovirus og Campylobacter er på samme nivå i de to land, så skulle det tilsi at % av de norske vannkilder er forurenset av potensielt patogene mikroorganismer. Dette er selvsagt meget usikre anslag mhp verdier som i høyeste grad trenger verifikasjon, både i form av genotyping av protozoer for å avgjøre om de er humanpatogene, og i form av undersøkelser mhp innhold av Campylobacter og norovirus i norske vannforekomster. Det kan likevel slås fast, på grunnlag av denne gjennomgangen, at det må forventes at det forekommer både patogene bakterier, virus og parasitter i norske drikkevannskilder og at det derfor er helt nødvendig å ha en beredskap i drikkevannsforsyningen, inkludert desinfeksjon, rettet mot denne trusselen. Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de ulike patogene og ikke minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde for derigjennom å bli i stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal desinfeksjonspraksis. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

40 3 Oversikt over desinfeksjonsmetoder 3.1 Generelt om desinfeksjon Med desinfeksjon mener vi vannbehandling som inaktiverer mikroorganismer. Desinfeksjon er altså ikke det samme som sterilisering som er en sikker metode for at organismen dør. Andre vannbehandlingsmetoder som fysisk sett fjerner mikroorganismen, for eksempel membranfiltrering regner vi her ikke som en desinfeksjonsmetode, men metoden kan likevel representere en hygienisk barriere. Desinfeksjon (inaktivering) kan oppnåes ved en rekke metoder: Tilsetting av oksidasjonsmiddel (hvorav de viktigste er ulike klorforbindelser og ozon) Bestråling (UV) Kombinasjoner av oksidasjonsmidler og UV Tilsetting av metaller (sølv, kobber etc., som ikke brukes i vannverkssammenheng) Ultralyd (som ikke brukes i vannverkssammenheng) De desinfeksjonsmetodene som brukes i offentlige vannbehandlingsanlegg, er i all vesentlig grad basert på tilsetting av oksidasjonsmidler (primært klorforbindelser og ozon), UVbestråling eller kombinasjoner av disse, og vi skal derfor begrense oss til å omtale disse metodene her Desinfeksjonsmekanismer Hvilke mekanismer som fører til at patogene mikroorganismer inaktiveres ved desinfeksjonen, er avhengig både av desinfeksjonsmetode, desinfeksjonsmiddel og hvilken mikroorganisme det gjelder. Fem foreslåtte mekanismer er (1) nedbrytning av celleveggen, (2) endring av cellens permeabilitet (3) endringen av protoplasmaets kolloide natur (4) endring av organismens DNA eller RNA og (5) inhibering av enzymaktivitet, se Tabell 3.1. Sannsynligvis er det flere enn én av disse mekanismene som gjelder samtidig. Tabell 3.1 Desinfeksjonsmekanismer ved ulike desinfeksjonsmetoder Klor Ozon UV - Oksidasjon - Reaksjon med tilgjengelig klor - Protein utf elling - Modif ikasjon av permeabiliteten i cellevegg - Hy droly se og mekanisk ødeleggelse - Direkte oksidasjon/ ødeleggelse av cellevegg - Reaksjoner med radikaler som dannes v ed nedbrytning av ozon - Ødeleggelse av cellenes nukleinsy rer - Deling av karbon-nitrogen bindinger noe som f ører til depolymerisering - Fotokjemisk ødeleggelse av RNA og DNA i cellen Inaktiveringsmekanismene er annerledes ved UV-desinfeksjon enn ved bruk av klor og ozon. Ved det to siste kan man anta at desinfeksjonsprosessen skjer i to trinn, nemlig: Bevegelse av desinfeksjonsmidler gjennom mikroorganismens cellevegg Reaksjon med enzymer inne i cellen Vi kan observere at nøytrale molekyler er mer baktericide enn ioner, hvilket er naturlig siden nøytrale molekyler møter mindre motstand ved gjennomgang av celleveggen enn ioner. For ioner vil elektrostatiske frastøtningskrefter og sorpsjon føre til motstand mot gjennomtrengning av celleveggen. Kraftige kjemiske oksidasjonsmidler som klor, klordioksid og ozon kan dessuten forårsake desinfeksjon ved direkte nedbrytning av cellematerialets organiske stoff. Dette betyr imidlertid ikke at alle oksidasjonsmidler nødvendigvis er effektive Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

41 desinfeksjonsmidler. Eksempelvis er hydrogenperoksid (H 2 O 2 ) et kraftig oksidasjonsmiddel, men ikke et særlig effektivt desinfeksjonsmiddel bortsett fra i kombinasjon med UV. Ved UV bestråling påvirkes arvestoffet i cellen slik at cellen ikke kan reprodusere og når den ikke kan reprodusere i en vert, er den ikke lenger smittsom Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten Desinfeksjonseffektiviteten avhenger av følgende faktorer: Kontakttiden mellom desinfeksjonsmidlet og vannet Konsentrasjon og type av desinfeksjonsmiddel Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren Antall og typer av organismer som skal inaktiveres Temperaturen Vannets sammensetning Kontakttid Kontakttiden mellom desinfeksjonsmiddel og vann er av avgjørende betydning for desinfeksjonseffektiviteten. Generelt gjelder at effektiviteten vil øke med økende kontakttid ved en gitt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Desinfeksjonshastigheten, dvs. hastigheten hvormed mikroorganismer dør ut ved tilførsel av desinfeksjonsmiddel, uttrykkes vanligvis ved Chicks lov (Chick, 1908): dn t /dt = -k. N t dn t /dt = nedbrytnings eller utdøingshastigheten k = er hastighetskonstanten for utdøing, bestemt av aktuell organisme og aktuelt desinfeksjonsmiddel N t = er antall levende mikroorganismer pr. volumenhet etter tid t. Chicks lov sier altså ganske enkelt at utdøingshastigheten er til enhver tid proporsjonal med gjenværende antall av levende mikroorganismer. Vi ser at ligningen har den generelle form av en første ordens reaksjon, og om vi integrerer mellom t = 0 (N = N o ) og t = t (N = N t ), får vi: N t /N 0 = e -kt, som vi også kan skrive : ln N t /N 0 = - k. t Når man referer til inaktiveringsgrad, oppgir man vanligvis en viss log 10 -inaktivering ln N t /N 0 = 2,3 log 10 N t /N 0, log 10 N t /N 0 = -k/2,3 = - k. t. Vanligvis brukes benevnelsen k på utdøingskonstanten uansett om man bruker ln eller log 10. Vi referer derfor i det følgende til utdøingskonstanten som k selv om vi refererer til log 10 N t /N 0. Vi kan altså finne k ved å plotte ln N t /N 0 eller log 10 N t /N 0 mot t. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

42 Chicks lov gjelder egentlig bare under "stasjonære" forhold, dvs. at alle organismer det er tale om inaktiveres likt av et gitt desinfeksjonsmiddel, at man opererer med en konstant konsentrasjon av desinfeksjonsmiddelet, at man ikke har forbindelser som interfererer i reaksjonen og at ph, temperatur og ionestyrke er konstant under reaksjonen. I praksis har man funnet et utdøingshastigheten i noen tilfeller øker noe og i andre tilfeller minker noe med tiden. Ligningen over er derfor ofte modifisert ti1 log N t /N 0 = - k. t m Når m > 1, øker utdøingshastigheten med tiden mens det motsatte er tilfellet når m < Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet Watson (1908) påviste tidlig at utdøingskonstanten, k, var relatert til konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddelet, C, som følger: k = α. C n k α C n = utdøingskonstanten = inaktiveringskonstanten = konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddelet = koeffisient karakteristisk for desinfeksjonsmiddelet Kombineres man de to uttrykkene får man det som går under navnet Chick/Watson relasjonen: dn t /dt = - α. C n. N t som integrerer til log N t /N 0 = - α. C n. t I utgangspunktet antar man vanligvis at n = 1, dvs graden av inaktivering er bestemt av produktet av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon og kontakttiden og at disse to faktorene derfor har like stor innflytelse. Dette er imidlertid ikke nødvendigvis alltid tilfelle, noe som kan fastslås ved å plotte C mot t på log-papir for et gitt inaktiveringsnivå. Når n > 1 vil innflytelsen av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon være størst, mens kontakttiden er av større betydning enn konsentrasjonen når n > 1. Vi kan bestemme inaktiveringskonstanten som vinkelkoeffisienten i et plot av inaktiveringsgraden (log N t /N 0 ) på y-aksen og mot C. t på x-aksen, se eksempel i Figur 3.1. Ulike organismer tåler ulik dose, se Figur 3.2, som viser et eksempel på en sammenligning av nødvendig Ct for 4 ulike organismer ved desinfeksjon med klor Ct-verdien Ct-relasjonen er meget sentral i forbindelse med dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Data for Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

43 Figur 3.1 Eksempel på sammenheng mellom inaktiveringsgrad og Ct. Inaktivering av Giardia cyster med fri klor ved 10ºC (US EPA, 1999) Figur 3.2 Eksempel på nødvendig klorkonsentrasjon og kontakttid for 2 log inaktivering E.coli og ulike virus med ulike desinfeksjonsmidler ved 0 6 ºC inaktiveringskonstanten kan finnes i litteraturen, bestemt på bakgrunn av forsøk som er gjort med ulike mikroorganismer. Det er svært viktig å presisere at man må være på vakt når man skal tolke Ct-verdier som man finner i litteraturen. Noen av disse er verdier som er vitenskapelig bestemt i laboratoriet slik som vist i figurene over. Andre ganger refereres det til Ct-verdier som anbefales av myndighetene i forbindelse med dimensjonering og drift av anlegg. De siste bygger på de første, men myndighetene legger vanligvis på sikkerhetsfaktorer som skal fange opp variasjoner i forskningsresultater, variasjoner i praktiske betingelser i forhold til forsøksbetingelser osv. Man kan derfor ikke alltid sammenligne Ct-verdier fordi de stammer fra ulike typer av kilder. Dette syndes det mye mot og er ofte årsak til forvirring. I denne rapporten skal vi forsøke å være klare på hvor oppgitte Ct-verdier stammer fra fra retningslinjer eller fra forskningsresultater. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

44 Ct-verdien kan brukes som et direkte mål på barriereeffekten, fordi denne verdien kan si oss hvor stor log-reduksjon som kan forventes ved gitte betingelser av C og t. I den norske Veiledningen til Drikkevannsforskriften benyttes Ct-prinsippet indirekte idet man for eksempel for klor sier at man har en hygienisk barriere dersom man har en restkonsentrasjon av klor på minst 0,05 mg/l etter 30 min oppholdstid etter at desinfeksjonsmiddelet er tilsatt, tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mgmin/l. Dette er imidlertid en svært statisk betraktningsmåte som ikke gir rom for variasjoner C og t imellom for å nå en ønsket Ct. Veiledningen tar heller ikke hensyn til at konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddel har variert gjennom kontakttanken fra å være høyest like etter tilsetting og lavest ved slutten. Vi skal komme tilbake til bruken av Ct prinsippet senere. Vi vil vise at utfordringen med bruk av prinsippet er å bestemme hva som er riktig C og riktig t. I det følgende skal vi se nærmere på hvorfor strømningsbildet i kontakttanken for desinfeksjon har stor betydning for oppholdstiden Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren Når man skal bruke informasjon om Ct trenger man kjennskap til hvilken t som skal brukes. Den midlere, hydrauliske oppholdstid for enhver reaktor er: T h = V/Q der V er reaktorvolumet og Q er vannmengden Den reelle oppholdstiden til et vannelement er imidlertid avhengig av hvilket strømningsbilde man har i reaktoren. Dette varierer avhengig av reaktorens utforming og dermed i hvilken grad av blanding man har i reaktoren. Det finnes to hovedformer av idealiserte systemer innenfor reaktorhydraulikken: Stempelstrøm (plug flow) Ideell blanding (complete mixed flow) I en idealisert stempelstrømsreaktor vil alle vannelementer oppholde seg i reaktoren like lenge, nemlig en tid lik den hydrauliske oppholdstiden. Vannelementene flytter ikke på seg i forhold til hverandre. To vannelementer som kommer inn samtidig vil bevege seg gjennom reaktoren med samme hastighet og komme ut samtidig. Skjer det en reaksjon når vannet passerer gjennom reaktoren, for eksempel et forbruk av desinfeksjonsmiddel, vil endring i konsentrasjonen gjennom reaktoren kun skje som en følge av reaksjonen. Oksidasjonsmiddel som tilføres, C inn, vil for eksempel reagere med komponentene i vannet og forlate reaktoren med en lavere utløpskonsentrasjon, C ut. I reaktorer med ideell blanding vil vi ha med et helt spekter (en fordeling) av oppholdstider å gjøre. To vannelementer som kommer inn i reaktoren samtidig, kan forlate den på helt forskjellige tidspunkt. Siden det til enhver er full blanding, vil konsentrasjonen ut, C ut, være lik den tilstedeværende konsentrasjonen i reaktoren, C, og den konsentrasjonen som vi får ut vil både være et resultat av reaksjonen og av blandingen i reaktoren. De fleste reaktorer vil ha et strømningsbilde som er en mellomting av disse to ytterpunktene. Man kan bruke sporstoffundersøkelser (tracerstudier) til å karakterisere strømningsbildet i reaktorer og dermed også bestemme virkelig oppholdstid. Sporstoffet tilsettes ved innløpet (der desinfeksjonsmiddelet tilsettes) og konsentrasjonen ved utløpet registreres over tid. Avhengig av tilsetningsmåten, momentantilsetting eller trinntilsetting, fås ulike kurver som Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

45 kan analyseres. Figur 3.3 viser hvordan forskjellige typer reaktorer responderer på momentan tilsetting av sporstoffmengde. Figur 3.3 Utløpskonsentrasjon etter momentan tilsetting av sporstoff ved innløpet. Det er bare ved stempelstrømning at alle vannelementene har den samme oppholdstid, nemlig midlere oppholdstid, T h. For alle andre strømningsbilder vil vi ha med en fordeling av oppholdstider å gjøre. For et tilfeldig strømningsbilde som ligger et sted mellom ideell, vil tyngdepunktet av oppholdstider alltid være kortere enn den ved stempelstrømning, noe som for desinfeksjon i praksis vi bety at størrelsen på reaktoren ved den ikke-ideelle stempelstrømning alltid må være lenger enn den ved stempelstrømning dersom desinfeksjonseffektiviteten skal bli den samme. I og med at desinfeksjonsreaksjonene er av en høyere orden enn null (vanligvis av 1. orden) vil alltid en stempelstrømningsreaktor være mer effektiv enn en idealblandingsreaktor. Eller sagt på en annen måte; man trenger kortere midlere oppholdstid i en stempelstrømningsreaktor enn en idealblandingsreaktor for å oppnå samme inaktiveringseffekt. Graden av stempelstrømning kan tilstrebes på flere måter: Lengde-bredde forholdet Ledevegger som styrer strømningen (øker lengde-bredde forholdet) Kontaktmedium (hindrer turbulens, kan betraktes som mange små reaktorer) Unngå dødsoner der vannet står stille Benytt flere tanker i serie (unngår tilbakeblanding) De fleste reaktorer har et strømningsbilde som ligger et sted mellom stempelstrømning og idealblanding. Omrørte tanker er nær ideelt blandede, mens rør-reaktorer og pakkede kolonner har nær ideell stempelstrømning. Jo flere omrørte tanker man bruker i serie, jo mer nærmer strømningsbildet seg stempelstrømning. Det kan vises matematisk at om vi setter uendelig mange idealblandingsreaktorer i serie, så får disse strømningsbildet til en stempelstrømningsreaktor. Vi kan demonstrere dette ved å se på nødvendig midlere oppholdstid for en stempelstrømningsreaktor (SSR) sammenlignet med en idealblandingsreaktor (IBR) og n idealblandingsreaktorer i serie når desinfeksjonsmiddelet reagerer i henhold til en 1.ordens reaksjon. Nødvendig oppholdstid stempelstrømning: 1/k 1 ln C 0 /C Nødvendig oppholdstid ideell blanding : 1/k 1 [(C 0 /C -1)] Nødvendig oppholdstid n IBR i serie : n/k 1 [(C 0 /C) 1/n -1] Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

46 Tar vi utgangspunkt i disse ligningene kan vi for eksempel beregne forholdet mellom nødvendig volum med n idealblandingsreaktorer i serie sammenlignet med én stempelstrømningsreaktor for å oppnå en viss reduksjon (her 99 % og 99,9 %), som blir: n 99 % (2 log) 99,9 % (3 log) 1 21, ,91 8,9 3 2,32 3,8 4 1,88 2,7 Vi ser at nødvendig volum for en stempelstrømningsreaktor blir langt mindre enn for en idealblandingsreaktor når vi kun har én IBR, men at oppdeling i flere IBR raskt reduserer forskjellen. Det å dele opp et kontaktkammer i flere segmenter er derfor alltid effektivt. I enkelte veiledninger (f.eks. fra USEPA) bruker størrelsen T 10 for å karakterisere strømningsbildet i forbindelse med beregning av inaktiveringskreditt. T 10 er den oppholdstid som tilsvarer at 90 % av en tilsatt tracer har forlatt reaktoren mens 10 % fortsatt ikke har Temperatur Temperaturen har også innflytelse på desinfeksjonsprosessene. Som en tommeltottregel kan man regne med at inaktiveringshastigheten ved bruk av klor eller ozon fordobles ved hver 10 ºC økning i temperaturen i det temperaturområdet vi vanligvis opererer i drikkevannsbehandlingen. Inaktiveringseffektiviteten ved UV-bestråling ser imidlertid i liten grad å være avhendig av temperatur Vannets sammensetning Vannets sammensetning vil kunne ha stor innvirkning på desinfeksjonsprosessen. Dette gjelder vannets innhold av organisk stoff, oksiderbart uorganisk stoff, partikler osv og i tillegg vil ph, alkalitet, temperatur også ha betydning. Man kan derfor ikke uten videre overføre erfaringen med desinfeksjon fra ett vann til et annet. For eksempel kan vannets innhold av organisk stoff påvirke en desinfeksjonsprosess som bygger på oksidasjonsmiddel på forskjellige måter: Visse organiske forbindelser kan adsorberes til mikroorganismen og således skape motstand mot overføring av desinfeksjonsmidlet til cellen. Desinfeksjonsmidlet kan komme ti1 å reagere med løste forbindelser i vannet, slik at det dannes kompleksforbindelser som er mindre effektive desinfeksjonsmidler enn et opprinnelige. Desinfeksjonsmiddelet kan komme til å reagere direkte med det organiske stoff ved en oksidasjonsreaksjon, slik at tilgjengelig desinfeksjonsmiddel og dermed desinfeksjonseffektiviteten blir redusert. I det følgende skal vi gi en oversikt over de vanligste desinfeksjonsmetodene og hvor effektive disse er. Denne fremstillingen pretenderer ikke å være fullstendig. Det finnes en rekke håndbøker som det vises til når det gjelder detaljer. Det vi skal prøve å fokusere på, er forhold som vi tror er av spesiell betydning når metoden brukes i drikkevannsbehandlingen i Norge. De mest aktuelle desinfeksjonsmetodene i Norge, er klorering, ozonering og UV-bestråling. Andre oksidasjonsmidler, som for eksempel H 2 O 2 benyttes primært i kombinasjon med UV eller ozon. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

47 3.1.3 Noen desinfeksjonsbegreper I denne rapporten vil man støte på følgende begreper, som ellers er lite brukt i Norge: Fordesinfeksjon Primærdesinfeksjon Sekundærdesinfeksjon Fordesinfeksjon innebærer at man tilsetter et oksidasjonsmiddel (som samtidig er et desinfeksjonsmiddel) på råvannet for oppnå en oksidasjonseffekt (av jern, organisk stoff etc.) og hvor man samtidig får en desinfeksjonseffekt. Primærdesinfeksjon er den egentlige desinfeksjon, dvs den prosess som primært tar sikte på å inaktivere mikroorganismer i anlegget og bare har det som hensikt. Sekundærdesinfeksjon er den tilsetting av et desinfeksjonsmiddel i den primære hensikt å hindre inaktivere mikroorganismer på ledningsnettet enten for å møte en kontaminering på nettet eller for å hindre vekst. 3.2 Desinfeksjon med klorforbindelser Klorering er den vanligste desinfeksjonsmåten, globalt sett. Ulike klorforbindelser brukes for desinfeksjon og vi skal her skille mellom desinfeksjon med klor og kloramin og desinfeksjon med klordioksid. Det er vel kjent at klorering danner en rekke helseskadelige desinfeksjonsbiprodukter i form av trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. Dette skal derfor også berøres i det følgende Desinfeksjon med klor Klor ble første gang brukt som desinfeksjonsmiddel i 1908, og har siden vært det mest anvendte desinfeksjonsmiddelet globalt sett fordi det har vært et tjenlig og billig desinfeksjonsmiddel. Denne posisjonen er imidlertid av en rekke årsaker i ferd med å mistes, fordi: Klor danner helseskadelige klororganiske stoffer ved reaksjon med naturlig organisk stoff (humus) Klor er ikke effektivt mot parasitter Ettersom klor imidlertid er effektivt overfor bakterier og virus, vil dette desinfeksjonsmiddelet sannsynligvis fortsatt bli mye brukt. Klor benyttes i ulike former, som klorgass (Cl 2 ), som natriumhypokloritt (NaOCl) i en klorløsning, eller som kalsiumhypokloritt (Ca(OCl) 2 ), et tørt produkt som løses opp i vann før bruk. Klorgass blir fremstilt ved elektrokjemisk oksidasjon av en koksaltløsning. Hydrogen og lut blir samtidig produsert 2 H 2 O + 2 NaCl = H 2 + 2NaOH + Cl 2 (3.1) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

48 Klor reaksjoner med vann Når klor tilsettes vann, kan vi få følgende klorforbindelser i vannet: Underklorsyrling (HOC1), hypoklorittion (OCl - ) og molekylært klor (C1 2 ). Molekylært klor vil ved normale ph forhold straks hydrolysere til de to andre forbindelser som utgjør det vi kaller fritt tilgjengelig klor. Monokloramin (NH 2 C1), dikloramin (NHCl 2 ), og nitrogentriklorid (NC1 3 ). For at disse forbindelser skal dannes, forutsettes det at vannet inneholder ammonium eller organisk bundet nitrogen. Kloraminene utgjør det vi kaller bundet tilgjengelig klor. Komplekse klororganiske forbindelser som er et resultat av klors reaksjon med organisk stoff Ofte snakker vi om et vanns klorbehov. Klorbehovet kan defineres som forskjellen mellom mengde dosert klor og mengde restklor (fritt eller bundet, tilgjengelig klor) som er tilstede i vannet etter en viss tid. Klorbehovet uttrykker således en likevektstilstand for den kjemiske reaksjon under de gitte betingelser. Fritt, ti1gjengelig klor er mer effektivt for desinfeksjon enn bundet, tilgjengelig klor. Derfor ønsker vi at klor skal være på denne formen i den primære desinfeksjon. Bundet tilgjengelig klor er mindre reaktivt og holder seg derfor lengre på nettet og bundet klor benyttes derfor for sekundær desinfeksjon (sikkerhetsklorering). Når det gjelder de ulike formene av fritt, tilgjengelig klor, er underklorsyrling betydelig mer effektivt (70-80 ganger) enn hypokloritt-ion til å inaktivere bakterier. Man tror at dette skyldes av HOCl er uladet (et molekyl) som møter mindre motstand ved passasje gjennom celleveggen enn OCl - som er ladet (et ion). Vi skal se nærmere på klors kjemiske reaksjon med vannet Fritt tilgjengelig klor Når klor på gassform (som Cl 2 ) tilsettes vann, er det to reaksjoner som skjer, først en hydrolyse og så en dissosiasjon. Hydrolysen : Cl 2 + H 2 O = HOCl + H + + Cl - (3.2) Dissosiasjonen: HOCl = H + + OCl - (3.3) Når klor tilsettes på hypokloritt-form tilsettes får vi tilsvarende: NaOCl = Na + + OCl - (3.4) OCl - + H + = HOCl (3.5) Ligning 3.2 er ved ph > 3 fullstendig forskjøvet mot høyre, og store mengder klor kan følgelig løses i vann (K likevekt = 4, (mol/l) 2 ved 25 ºC). Det går fram av ligning 3.3 at fordelingen mellom HOCl og OCl - også er avhengig av ph. Skriver vi denne ligningen som følger: K diss /[H + ] = [OCl - ]/[HOCl] = (100 - % [HOCl]) / % [HOCl] og plotter denne sammenhengen i et diagram, får vi Figur 3.4. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

49 Figur 3.4 Fordelingen mellom HOC1 og OC1 som funksjon av ph Som nevnt er HOCl molekylet betydelig mer effektivt som desinfeksjonsmiddel enn hypokloritt-ionet, og følgelig har vannets ph svært stor betydning for desinfeksjonseffektiviteten ved klorering. Når ph i vannet ligger under 6,5, finnes klor til stede nesten bare som underklorsyrling, mens hypokloritt-ionet er helt dominerende ved ph > 8,5. Mellom ph 6,5 og 8,5, hvor vi ofte opererer i drikkevannsbehandlingen, vil begge formene av fritt klor være til stede. Ettersom HOCl er mange ganger mer effektivt enn OCl - (se Figur 3.5), vil vi trenge langt mindre klor for å oppnå en gitt inaktiveringseffekt ved ph på den sure siden enn på den basiske. Eller sagt på en annen måte; ved en gitt klordose vil inaktiveringseffektiviteten være langt høyere på den sure siden og vi bør derfor tilstrebe at klor doseres før ph-økning for korrosjonskontroll. Figur 3.5 Nødvendig kontakttid for å oppnå 2 log inaktivering av E. coli ved ulike klorforbindelser. Linjer for gitte Ct-verdier er også angitt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

50 Temperaturen har også stor innflytelse, spesielt mellom ph = 6,5 og ph = 8,5, noe som fremgår av Figur Bundet tilgjengelig klor Ammonium i vannet vil reagere med fritt, tilgjengelig k1or og danne kloramin, eller det vi kaller bundet tilgjengelig klor. De viktigste reaksjoner er: NH HOCl = NH 2 Cl + H + + H 2 O NH 2 Cl + HOCl = NHCl 2 + H 2 O NHCl 2 + HOCl = NCl 3 + H 2 O (NH 2 Cl monokloramin) (NHCl 2 dikloramin) (NCl 3 trikloramin eller nitrogentriklorid) Mono- og dikloramin vil dominere i drikkevann og ph bestemmer fordelingen mellom de to, som vist i Tabell 3.2. Dikloramin gir en ubehagelig lukt og smak på vannet mens monokloramin ikke gjør det. Derfor prøver man å unngå dannelse av dikloramin ved å holde ph høy (> 8). Tabell 3.2 Innflytelse av ph på fordeling av monokloramin og dikloramin ph % NH 2 Cl % NHCl Kloraminene gir desinfeksjonsvirkning, men de er betydelig mindre effektive som desinfeksjonsmidler enn både HOCl og OCl -, se Figur 3.5 foran. Dette at fritt, tilgjengelig klor vil reagere med ammonium, og det at klor i tillegg er et oksidasjonsmiddel, som vil reagere med oksiderbare organiske og uorganiske stoffer, skaper visse problemer ved desinfeksjon med klor i og med at man er interessert i å opprettholde en gitt restklormengde i vannet. Tilsetter vi økende mengder av klor til et vann som inneholder kloroksiderbart stoff og også ammonium og måler restklormengden, vil vi få frem en kurve som er angitt i Figur 3.6. Klor vil først forbrukes av reduserende stoffer som for eksempel organisk stoff (humus), Fe 2+ og Mn 2+ slik at mesteparten av det tilsatte klor reduseres til klor-ion og vi måler ingen restklor. Etter at klorbehovet til oksidasjon er tilfredsstilt, vil klor fortsette å reagere med ammonium i vannet og danne kloraminer (punkt A til B i Figur 3.6). Så lenge molforholdet mellom klor og ammonium er mindre enn 1, vil det dannes monokloramin og dikloramin. Mellom punkt B og C, som kalles brekkpunktet, vil noe av kloraminene overføres til nitrogentriklorid mens resten vil oksideres til nitrogendioksid (N 2 0) og nitrogen (N 2 ), slik at klor blir redusert til klor-ion, og følgelig vil restklormengden avta mellom B og C. Ved brekkpunktet, der molforholdet mellom klor og ammonium er 2, vil kloraminene være fullstendig oksidert, og en ytterligere tilsetning av klor vil resultere i en proporsjonal økning i fritt, tilgjengelig restklor (hypokloritt som ikke har reagert). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

51 Figur 3.6 Brekkpunktklorering Fordelen med å klorere forbi brekkpunktet er: God desinfeksjon er sikret fordi fri restklor er mer effektivt enn bundet restklor Mesteparten av lukt og smaksfremkallende stoffer vil være fjernet Ammonium er fjernet De fleste norske vannkilder har et lavt innhold av ammonium, og vi ser sjelden så markerte brekkpunkt som det som er angitt i Figur 3.6. Derimot er det vanlig at et eksisterer et klorbehov som skyldes oksidasjon av naturlig organisk stoff (humus) Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon Kloramin er lite brukt som primært desinfeksjonsmiddel, men har funnet betydelig anvendelse i enkelte land for sekundærdesinfeksjon (sikkerhetsdesinfeksjon) Generering Når kloraminering benyttes, må man vanligvis tilsette både klor og ammonium. Ofte tilsettes klor for primærdesinfeksjon og etter at en viss restklor er etablert, tilsettes ammonium, for eksempel i form av ammoniakk. Man ønsker primært å danne monokloramin. For å hindre dannelse av dikloramin og nitrogentriklorid sørger man for at ph er på den alkaliske siden og at forholdet mellom klor og ammonium holder seg i området 3:1-5:1, med en typisk verdi på 4:1. Både klor og ammonium kan tilsettes både som gass og som løsning. Vanligvis tilsettes klor først, men tilsettingsrekkefølgen vil være avhengig av hva man ønsker å oppnå Doseringspunkt Som nevnt brukes kloramin nesten utelukkende for sekundærdesinfeksjon fordi: Kloraminene er ikke så reaktive overfor organisk stoff som klor og danner derfor ikke trihalometaner i samme grad Monokloramin er mer stabil og holder seg derfor lenger på nettet enn klor og antas derfor å gi bedre vern mot begroing på nettet og i høydebasseng Monokloramin har også vist seg å være bedre til å trenge gjennom en allerede dannet biofilm og dermed bedre til å holde kontroll på veksten av biofilm Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

52 Enkelte mener at man erfarer mindre lukt og smaksproblemer med monokloramin enn ved bruk av klor men dette punktet er sannsynligvis mindre viktig i Norge hvor klorbehovet normalt er svært lavt I USA der kloramin er i utstrakt bruk, er den normale dosen av kloramin 1-4 mg/l. Den minste restkloramin konsentrasjonen er vanligvis satt til 0,5 mg/l. Vanligvis tilsettes klor først slik at man oppnår den ønskede primære inaktiveringseffekt. Når klorkonsentrasjonen etter nødvendig oppholdstid har kommet ned i et tilstrekkelig lavt nivå, tilsettes ammonium for å omdanne gjenværende fri restklor til bundet restklor (som kloramin). Ettersom kloramin er betydelig mindre effektiv som desinfeksjonsmiddel enn fritt, tilgjengelig klor (ca 200 ganger), anbefales det ikke brukt for primærdesinfeksjon. Det kreves så høye Ct verdier for å oppnå en viss inaktiveringsgrad at det kan diskuteres om kloraminering i realiteten bør betraktes som en desinfeksjonsmetode, dvs en metode som evner å inaktivere uønskede patogener. Primært bør kloraminering ses på som en metode for å hindre uønsket vekst på ledningsnettet Bruk av klordioksid Klordioksid (ClO 2 ) er et sterkt oksidasjonsmiddel med høy løselighet i vann. ClO 2 produseres på stedet med utgangspunkt i natriumkloritt eller natriumklorat. Det foreligger flere produksjonsprosesser, eksempelvis den som er vist i ligningen nedenfor. Cl 2 (gass) + 2 NaClO 2(aq) = 2 ClO 2(aq) + 2 NaCl Et alternativ er den såkalte Jazka-CIP prosessen som gjerne brukes når man kun skal produsere små mengder av klordioksid. 2 NaClO SO 2 = 2 ClO 2 + Na 2 SO 4 Fordelene med klordioksid i forhold til klor og ozon er at klordioksid ikke danner trihalometaner ved reaksjon med organisk stoff eller bromat ved oksidasjon av bromid. Dessuten er desinfeksjonseffektiviteten uavhengig av ph noe som kan være en betydelig fordel når vannet må gjennomgå ph- og alkalitets-korreksjon pga korrosjonskontroll. Klordioksid er også et effektivt oksidasjonsmiddel for jern og mangan. Ulempen ved bruk av klordioksid er at også dette oksidasjonsmiddelet danner uønskede uorganiske biprodukter, i form av kloritt (ClO 2 - ) og i mindre grad klorat (ClO 4 - ). Kloritt kan oksidere hemoglobin og forårsake methemoglobinemi (på samme måte som nitrat) i spedbarn. Kloritt kan også forårsake hemolytisk anemi hos dialysepasienter. Av disse årsakene er bruk av klordioksid ikke brukt i Norge på tross av at det neppe kan sies å foreligge overbevisende dokumentasjon av risikoen forbundet med bruk av klordioksid. I henhold til Folkehelseinstituttet er det ikke et absolutt forbud mot bruk av klordioksid, men ingen har søkt om å få det godkjent som desinfeksjonsmiddel. Når man veier fordelene med klordioksid mot ulempene, kan det synes som om man i enkelte tilfeller bør vurdere dette desinfeksjonsmiddelet. I Sverige benyttes klordioksid ved flere vannverk, for eksempel ved Lackarbäck vannverk i Gøteborg. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

53 3.2.4 Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon I det følgende skal vi se nærmere på dokumenterte inaktiveringseffektiviteter ved bruk av klorforbindelser, vanligvis uttrykt ved en gitt nødvendig Ct-verdi for å oppnå en gitt inaktiveringsgrad (log reduksjon). De fleste av disse studiene er gjort i begerforsøk i laboratoriet. Det er viktig å presisere at når slike data skal overføres til praksis, må man ta hensyn til alle andre faktorer som innvirker på desinfeksjonseffektiviteten, for eksempel strømningsbildet Bakterier I Tabell 3.3 er det vist en sammenstilling av studier gjort for å bestemme Ct-verdier for 99 % reduksjon (2-log) av bakterier med ulike klorbaserte desinfeksjonsmidler ved ulike (optimal) ph og ulike temperaturer (LeChevalier and Au, 2004). Det fremgår at HOCl er langt mer effektivt enn OCl - og kloramin, og at monokloramin er langt mindre effektivt enn HOCl. Vi ser også at klordioksid også er et effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier. Det fremgår at temperaturen har stor betydning. Tabell 3.3 Sammenligning av desinfeksjonseffektivitet overfor E. coli og heterotrofe bakterier Ct-verdier for å oppnå 2 log reduksjon (LeChevalier and Au, 2004.) Desinfeksjonsmiddel E. coli Heterotrofe bakterier HOCl ph 6,0 Temp. ºC 5 Ct (mg. min/l) 0,04 ph 7,0 Temp. ºC 1-2 Ct (mg. min/l) 0,08 ± 0,02 OCl - 10,0 5 0,92 8, ,3 ±1,0 NH 2 Cl 9, ,0 8, ,0 ± 7,0 278 ± 46 ClO 2 6,5 6,5 7, ,18 0,38 0,28 7,0 8, ,13 ± 0,02 0,19 ± 0,06 Det forekommer bakterier som har høy resistens mot klor. Spesielt gjelder dette sporeformende bakterier som Bacillus og C. perfringens på sporestadiet. Ct-verdiene for sporer av Bacillus og C. perfringens er i området mg min/l for 2 log-reduksjon. Når det gjelder inaktivering av bakterier med klordioksid, så er det om lag samme effektivitet som klor ved nøytral ph, men ClO 2 er mer effektiv enn fri klor ved ph på 8,5 (se Tabell 3.3). Dette gjelder også ved inaktivering av virus. Dette kan være en fordel når man ønsker å bruke klorering etter korrosjonskontroll Virus Klor har generelt god inaktiveringseffekt overfor virus. I en omfattende amerikanske studie (Liu et al, 1971) fant man at det minst resistente av 20 ulike fekale (enteriske) virus ble 4 log inaktivert (99,99 %) ved en Ct på 1,4 mg min/l, mens det mest resistente (poliovirus) ble inaktivert ved en Ct på 30 mg min/l. Det betyr at fekale virus er generelt mer resistente overfor fri klor enn fekale bakterier med Ct-verdier for 99 % inaktivering (2-log) beliggende i området 2-30 mg min/l (se Figur 3.7) (White, 1999). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

54 White (1999) anga at ph hadde stor betydning også ved virusinaktivering med klor og anga ca 3 ganger høyere Ct verdier ved ph = 8,5 som ved ph = 7. Virus knyttet til organiske partikler i vannet kan kreve høyere desinfeksjonsdoser ettersom partikkeloverflaten kan virke beskyttende på viruset. Det er én av årsakene til at turbiditeten bør være < 1 NTU når klor skal brukes som hygienisk barriere mot virus. Figur 3.7 Nødvendig konsentrasjon og tid for å oppnå 99 % (2 log) inaktivering av ulike mikroorganismer med fri klor (White, 1999) Kloramin er langt mindre effektivt enn klor overfor virus og man må opp i Ct-verdier på ca 1500 mg. l/min for å oppnå 3 log inaktivering ved 5 ºC. Klordioksid har en brukbar effektivitet overfor virus, men dårligere enn fritt klor. I sine anbefalinger har USEPA (USEPA, 1999) for eksempel, basert på data fra Sobsey (1988), angitt en Ct-verdi på 17 mg min/l ved 5 ºC. Det er her lagt på en sikkerhetsfaktor på 2 slik at den reelle Ct-verdien ble funnet å være 8,5 mg min/l ved 5 ºC i studier med hepatitt virus Parasitter Parasittiske protozoer (her kalt parasitter) er generelt langt mer resistente overfor klor enn bakterier og virus. Clark et al (1989) utarbeidet en matematisk modell for Giardia inaktivering: C. t = 0,9847 C 0,1758 ph 2,7519 Temp -0,1467. Vi ser at jo høyere ph er, jo høyere må Ct-verdien være. I sine anbefalinger vedrørende Giardia inaktivering har USEPA (April 1999b) for eksempel angitt en Ct-verdi på 93 mg min/l ved ph = 7, temperatur = 5 ºC og restkonsentrasjon på 0,4 mg Cl 2 /l. Ved ph = 8,5 er tilsvarende verdi 219 mg min/l. Når det gjelder Cryptosporidium er situasjonen enda verre. Nødvendig Ct for å nå kun 1 log inaktivering vil komme opp i flere tusen. Man kan slå fast at klorering (klor eller kloramin) i det hele tatt ikke er brukbart som desinfeksjonsmiddel overfor Cryptosporidium eller parasitter i alminnelighet. Klordioksid er imidlertid relativt effektivt overfor G.lamblia. Rapporterte nødvendig Ct verdier for 2 log inaktivering av G. lamblia ligger i området 10 (20 ºC) til 25 mg min/l (5 ºC) (USEPA, 1999). For Cryptosporidium må man imidlertid opp i Ct-verdier på ca 100 mg l/min for å oppnå 2 log inaktivering. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

55 Le Chevalier (1996) fant at oocyster ble raskere inaktivert med klordioksid ved ph = 8 enn ved ph = 6 og at effektiviteten ble redusert med 40 % når temperaturen ble redusert fra 20 til 10 ºC. Dette funnet, som er bekreftet av en rekke andre undersøkelser, kan ha betydning når man ønsker å plassere sluttdesinfeksjonen etter korrosjonskontrollen Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter Alle desinfeksjonsmetodene medfører reaksjon med vannet slik at desinfeksjonsprodukter blir dannet. Noen av disse er uønsket ut ettersom de kan være helseskadelige. Mest kjent er biproduktene som dannes når klor reagerer med organisk stoff. I 1974 kom de første studier som identifiserte trihalometaner (THM) som biprodukter ved klorering av drikkevann. Etterpå er det utført en lang rekke undersøkelser om desinfeksjonsbiprodukter fra klorering, og man fant at trihalometaner bare utgjorde en del av den totale mengde biprodukter. Andre viktige desinfeksjonsbiprodukter inkluderer for eksempel halogenerte eddiksyrer, acetonitriler og ketoner. Noen av desinfeksjonsbiproduktene er kreftfremkallende, og studier har indikert at det kan være en forbindelse mellom klorert drikkevann og forekomst av visse kreftformer. Bekymring omkring dannelse av kjente og ukjente desinfeksjonsbiprodukter ved klorering har ført til at man søker å redusere så vel klordose som innhold av organisk stoff i vannet. Videre er det økt oppmerksomhet om alternative desinfeksjonsmidler som ozon og UV Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering Det er vel kjent at klorering danner en rekke desinfeksjonsbiprodukter i form av trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. I det følgende skal vi se litt nærmere på dannelse av trihalometaner Figur 3.8 viser strukturen av vanlig forekommende trihalometaner i klorert drikkevann. Mengden av bromerte trihalometaner i forhold til kloroform er avhengig av bromidkonsentrasjonen i vannet. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge rapporterte Flaten (1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l bromid i vannet. Cl Br Br Br Cl C H Cl C H Br C H Br C H Cl Cl Cl Br Kloroform Bromdiklormetan Dibromklormetan Bromoform Figur 3.8 Strukturen av trihalometaner. Resultatene fra forsøk som ble utført av SINTEF i Drikkevannsprogrammet (Melin et al, 2000) viste at kloroform ble dannet i størst konsentrasjon og dernest mindre mengder av bromdiklormetan. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er vanligvis lave. Konsentrasjonene av dibromklormetan var vanligvis svært lave (<1 µg/l), og bromoform ble ikke funnet i prøvene. Man fant derfor at THM-konsentrasjonen kunne tilnærmes som summen av kloroform og bromdiklormetan. Bromdiklormetan innholdet utgjorde 2-12 % (vekt) av dannet mengde THM i råvann, og 1-29 % i renset vann. Vanligvis vil relativ andel bromerte trihalometaner øke fra råvann til renset vann, mens den totale THM dannelse blir redusert. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

56 Så lenge det er overskudd av klor (restklor registreres), øker THM-dannelsen med økende klordose og kontakttid, se Figur 3.9. Tilsvarende øker THM-dannelsen (lineært) med innholdet av humus (målt som TOC, UV-abs eller farge). THM-dannelsen kan være begrenset enten av klordosen (når klor/toc-forholdet er lavt), eller av organisk stoffinnholdet (når klor/toc-forholdet er høyt). Hvis klordosen er svært høy i forhold til mengden av organisk stoff og kontakttiden er lang nok, kommer man i en situasjon hvor THM-dannelsen stopper opp fordi alle forløpere er oppbrukt. I slike tilfeller snakker man vanligvis om THM-dannelsepotensial, som uttrykker den høyest mulige konsentrasjon av trihalometaner som kan dannes i vannet. THM-dannelsepotensial blir ofte referert til fordi resultatene er lettere å sammenlikne. I praksis bruker man vanligvis ikke så høye klordoser at alle forløpere blir overført til trihalometaner. I de forsøkene som er referert over (Melin et al, 2000), brukte man lavere klordoser for å få resultater nærmere de man kan vente i norsk vannverk THM konsentrasjon (µg l -1 ) min 30 min 2 ti mer 24 timer a) b) 12 THM konsentrasjon (µg l -1 ) Klordose (mg l -1 ) Kl ordose (m g l -1 ) Figur 3.9 Trihalometandannelse som funksjon av klordose og kontakttid i ubehandlet råvann med TOC på 3,6 mg/ l (a) og i renset (membranfiltrert) vann med TOC på 0,6 mg/ l (b) (Melin et al, 2000). Figur 3.9 over viser at THM-dannelsen i tillegg til å være avhengig av klordosen også er avhengig av kontakttiden. THM-dannelsen og reduksjon av fritt klor i vannet er raskest i starten og forløper så langsommere med økende kontakttid. THM-dannelsen fortsetter lengre i vann med lav TOC når det finnes nok forløpere. Det ser ut at andre oksidasjonsreaksjoner konkurrerer med THM-dannelsen, og i vann med et lavt klor/toc-forhold forbruker disse reaksjonene klor fortere enn THM-dannelse-reaksjonen. THM-dannelsen ved lave klordoser, slik vi bruker i Norge, vil derfor være en relativt komplisert funksjon av humusinnhold og klordose. Konsentrasjon av fritt klor ser ut å være den viktigste parameter så lenge det finnes organisk stoff til stede som kan oksideres til trihalometaner. Økt temperatur medfører økt THM dannelse. I SINTEF undersøkelsen fant man at når temperaturen øket fra 1 til 10 C ble THM-konsentrasjonene i gjennomsnitt ca. 1,3 ganger høyere. Når temperaturen øket fra 10 til 15 C var THM-dannelsen igjen ca. 1,3 høyere enn ved 10 C. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

57 THM-dannelsen øker også med økende ph. I SINTEF undersøkelsen opplevde man en tredobling av THM konsentrasjonen når ph økte fra 5,5 til 6,9 ved en klordose på 1 mg/l. Ved en ph økning fra 6,9 til 8,2 ble THM konsentrasjonen 1,5 så stor. Det viktigste tiltak for å få redusert THM-dannelse er å fjerne humus. Dette bidrar både til redusert klorbehov og redusert mengde av forløpere for THM-dannelsen. Tabell 3.4 viser vannkvalitet for råvann og renset vann i vannprøver innhentet fra enkelte vannverk med ulik type vannbehandling. Tabell 3.4 Vannkvalitet i prøver av råvann og rentvann fra vannverk med ulike behandlingsprosesser (Melin et al 2000) Prosess Råvann Renset vann TOC (mg l -1 ) UV (cm -1 ) Farge (mgpt l -1 ) TOC (mg l -1 ) UV (cm -1 ) Farge (mgpt l -1 ) Ozon/biof iltrering 3,09 0,124 22,3 2,34 0,050 5,5 Membranf iltrering (1) 3,57 0,196 40,1 0,68 0,016 1,2 Membranf iltrering (2) 3,57 0,173 29,7 0,62 0,018 1,4 Flotasjon/f iltrering 4,66 0,248 44,5 1,63 0,037 4,6 Ioneby tting 3,13 0,189 35,7 1,28 0,070 15,6 Tabell 3.5 viser målte THM konsentrasjoner fra de samme vannverk etter 30 min og 2 timers kontakttid med en klordose på 0,5 mg/l, noe som i alle vannprøvene ga en klorrest over 0,1 mg/l etter 30 min kontakttid. Man kan se at selv etter to timer var THM konsentrasjonen i alle vannprøvene lavere enn 10 µg/l. THM-konsentrasjoner etter 2 timer med en klordose på 4 mg/l er også angitt i Tabell 3.5. Selv med slike ekstrembetingelser var THM-konsentrasjonene relativt lave i renset drikkevann. Tabell 3.5 Klorforbruk, trihalometandannelse og oppnådde reduksjoner av THM-dannelse i prøver av rentvann fra vannverk med ulike vannbehandlingsprosesser (Melin et al, 2000). Prosess Klordose 0,5 mg l -1 Klordose 4 mg l -1 Reduksjon i 30 min 2 timer 2 timer THM- dannelse THM Fritt klor THM Fritt klor THM Fritt klor µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 % Ozon/biof iltrering 3,1 0,13 3,8 0,09 8,2 2,84 71 Membranf iltrering (1) 2,5 0,39 3,4 0,30 4,8 3,47 85 Membranf iltrering (2) 2,4 0,30 3,7 0,25 6,0 3,33 85 Flotasjon/f iltrering 5,0 0,28 8,3 0,12 13,4 2,71 75 Ioneby tting 5,0 0,23 8,3 0,08 17,1 2,41 64 Tabell 3.5 viser også midlere verdier for oppnådd reduksjon i THM dannelsen ved klordoser på 2-4 mg/l sammenliknet med THM dannelsen i råvannsprøvene. Resultatene viser at THM dannelsen er en funksjon av humusinnholdet i behandlet vann. Membranfiltrering ga lavest humusinnhold og hadde også de laveste verdier for THM konsentrasjon og klorbehov, samtidig som man her oppnådde størst reduksjon i THM-dannelse. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

58 Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering Monokloramin produserer i liten grad desinfeksjonsbiprodukter (DBP), selv om dannelsen av noen kloreddiksyrer kan være høyere enn med fritt klor. Det er derfor mye et spørsmål om hvor og hvordan kloraminer benyttes som vil avgjøre DBP-dannelsen. Dersom klor til settes først i doser som er nødvendige for å få den ønskede inaktivering er det denne tilsettingen som bestemmer dannelsen av DBP. Dersom kloramin tilsettes etter ozonering aller UVdesinfeksjon, er det kloraminet som bestemmer Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid Klordioksid danner i liten grad halogenerte organiske bi-produkter. Årsaken til at kloridoksid og klor gir ulik dannelse av klororganiske bi-produkter, er at klor i de to forbindelsene ligger på ulikt oksidasjonsnivå. Klordioksid kan imidlertid reagere med ulike komponenter i vannet og danne kloritt og klorat, som nevnt over. 3.3 Desinfeksjon med ozon Ozon har blitt benyttet som desinfeksjonsmiddel i mer enn et århundre, spesielt i Europa. I Norden har ozon likevel blitt lite benyttet. Bruken av ozon øker nå sterkt på verdensbasis pga en rekke forhold (se under) og spesielt siden metoden med ozonering/biofiltrering har fått fotefeste i Norge, er det også en økende bruk av metoden i vårt land Generelt om ozon Ozon, O 3, er ved normal temperatur og trykk en gass som har en blålig fargetone når man ser den oppløst i høye konsentrasjoner. Ved normaltilstanden er oppløseligheten ca. 1 g O 3 /1. For desinfeksjonsformål alene er det sjelden at man doserer utover 0,5-1,0 mg O 3 /1 vann, men ved bruk av ozon for humusfjerning doseres det ofte opp mot 5 mg O 3 /l ettersom nødvendig dose da er ca 1 mg O 3 /mg TOC. Ozon er et svært kraftig oksidasjonsmiddel, og er mer effektivt for inaktivering av alle typer patogener enn klor. Ozon dekomponeres raskt og kan derfor ikke brukes til sikkerhetsdesinfeksjon ute på nettet. Ozon reagerer med komponentene i vannet på to ulike måter; enten ved direkte oksidering med løst O 3 (aq) eller via hyroksyl-radikaler (ºOH). Nedbrytningsveiene er vist i Figur Figur 3.10 Nedbrytingsmekanismer for ozon Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

59 Ved ph 7 dominerer den direkte oksidasjonen ved hjelp av løst ozon selv om denne reagerer relativt sakte. Ved høyere ph får hydroksylradikaler større innflytelse. Ozon danner hydroksylradikaler ved tilstedeværelse av en rekke forbindelser som forekommer i vann. Ozon forbrukes for eksempel til: Reaksjon med humus (naturlig organisk stoff, NOM) noe som fører til dannelsen av organiske syrer, aldehyder, og ketoner som er langt mer biologisk nedbrytbare enn det organiske stoffet i humus. Dette kan skape vekst på nettet dersom ikke vekstpotensialet tas ut biologisk. Det er dette som finner sted i anlegg for fjerning av humus basert på ozonering/biofiltrering. Syntetiske, organiske stoffer (for eksempel rester av farmasøytiske forbindelser, hormonhermere etc.) som forekommer i svært lave konsentrasjoner, kan mineraliseres Oksidasjon av bromid-ionet til andre bromerte forbindelser Elementene i et ozonanlegg Et ozonanlegg (se Figur 3.11) består av et fødegass-system med utstyr for tørking og komprimering av luft, eventuelt framstilling og komprimering av oksygengass, en ozongenerator, en innblandingsenhet for ozon i vannet, et kontakt- og reaksjonsbasseng og tilslutt en ozonnedbrytningsenhet for overflødig avdrevet gass (ikke vist i Figur 3.11). Figur 3.11 Elementene i et ozonanlegg basert på produksjon av ozon fra luft Fødegassen Både luft og ren oksygen kan benyttes som fødegass. Flytende oksygen på beholdere er det enkleste, men er mest brukt på svært små og svært store anlegg. De fleste ozonanlegg for drikkevannsbehandling i den størrelse vi vil ha dem her i landet, vil benytte luft som fødegass. Ozon produsert fra ren, tørket luft med om lag 20 % oksygen gir maksimalt 3-5 vekt-% ozon i den produserte gassen som tilføres vannet, mens innholdet når ren oksygen benyttes, er betydelig høyere, 8-14 %. Fordelen med ren oksygen er i tillegg til at ozonkonsentrasjon i gassen blir høyere, også at gassvolumet som skal blandes inn i vannet blir mindre. Oksygengassen kan produseres på anlegget (store anlegg) eller kjøpes på trykkflasker (små anlegg). Dersom oksygengassen produseres på anlegget, kan det foregå ved trykkadsorpsjon. En spesiell molekylær sil brukes Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

60 til selektivt å fraseparere nitrogen, karbondioksid, vanndamp og hydrokarboner fra lufta under trykk. Dette gir en gass med % oksygen. Det er likevel ganske vanlig at ozonanlegg på mellomstore anlegg baseres på luft som fødegass. Luftmatede systemer må i tillegg inneholde enheter for rensing av luft, fjerning av partikler og fjerning av vanndamp. Samlet består luftmatingssystemer derfor vanligvis av kompressorer, filtre, tørker og trykkregulator Ozongeneratoren Det er ulike måter å produsere ozon på, men den mest effektive er ved gnistfri elektrisk utlading. Ozon genereres fra fødegassen (luft eller oksygen) når høy spenning etableres over gapet mellom to nærliggende elektroder. Framstilling av ozongass skjer generelt ved å kombinere et oksygenatom med et oksygenmolekyl: 3 O 2 2 O 3 Figur 3.12 viser skjematisk hvordan framstillingen skjer. Oksygenholdig gass ledes inn mellom to elektroder separert av en isolator. Høyspent vekselstrøm sørger for elektrongjennomstrømning mellom platene. Disse kan spalte oksygenmolekylene etter hvert som de passerer slik at de kan slå seg sammen på en ny måte og danne ozongass. Figur 3.12 Skjematisk oppbygning elektrode (ozongenerator). Nødvendig spenning for å produsere ozongass med elektroder er proporsjonal med trykket i gassen og med avstanden mellom elektrodene. Ved å operere med høye frekvenser kan det teoretisk produseres høykonsentrert ozongass, men da trengs samtidig økt nedkjølingskapasitet for å hindre ozonnedbryting. Rundt 85 % av energien som tilføres ozongeneratorer blir tapt i varme. Gode kjølesystemer er derfor viktig. Det finnes to hovedgrupper av kommersielle ozongeneratorer; plategeneratorer og rørgeneratorer. Parallelle plater blir vanligvis brukt i små generatorer som da kan luftavkjøles. Rørgeneratorer er vanligst på større anlegg Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker Det er flere prosesser som finner sted i et ozonsystem. For det første må det skje en overføring av ozon fra gass- til væskefase. For det andre vil det skje en meget rask oksidasjon av oksiderbart stoff i vannet. Og for det tredje vil det skje en gradvis omdanning (forbruk) av ozon. Man kjenner nok ikke mekanismene for desinfeksjon i de to sistnevnte steg, men det er Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

61 vanlig å forestille seg at det ozonforbruket som medgår til oksidasjonen ikke bidrar til desinfeksjonen, selv om riktigheten av det kan betviles. Vi må altså først ha en innblanding og gassoverføring av ozon. I denne fasen kan man regne med at oksiderbart stoff oksideres og bringer ozonkonsentrasjonen med til det vi kan kalle initialkonsentrasjonen med tanke på desinfeksjon. Deretter får vi en langsommere forbruk av gjenværende for ozon (på samme måte som ved klorering) ned til en verdi ved ut gangen av den reaktor man betrakter, som vil være restkonsentrasjonen av ozon. Ettersom ozon er så reaktivt og reaksjonene går såpass fort, er det ikke alltid like lett å skille den ene fasen, som er omtalt over, fra den andre. Man benytter gjerne begrepet kontakttank om den fasen der ozongassen overføres fra gass til væskefase via en innblandingsenhet og et gass/vann kontaktsystem. Begrepet reaksjonstanken kan brukes om den fasen der løst ozon får tid til å reagere med vannet samtidig som det selv blir brutt ned. Innblandingen av gassen skjer normalt gjennom én av følgende innblandingsenheter: Finboblediffusorer Turbinmiksere Injektorer og statiske miksere Kontakt- og reaksjonstanken kan bestå av en eller flere reaktorer i serie og er vanligvis utformet som én av følgende: Diffusorbassenger eller - kolonner Pakkede kolonner Høytrykksreaktor (U-tube) Diffusorsystemer Finboblediffusorer har blitt mye benyttet for innblanding av ozongass i vannet og da er det vanligvis en glidende overgang mellom hva som er innblandingstanken, kontakttanken og reaksjonsanken. Figur 3.13 viser ulike måter å lede vann og gass i forhold til hverandre i et diffusorsystem. Overskuddsgass fanges opp i rommet over vannoverflaten og ledes til ozondestruksjon. Som vist i Figur 3.13 benyttes flere steg i serie for å oppnå best mulig stempelstrømning og for å sørge for å holde et ønsket ozon-nivå i en ønsket tid. Ozonkontaktorer basert på diffusorer er svært enkle i utforming og enkle å drive og gir lave falltap. Fravær av bevegelige deler gir lave vedlikeholdskostnader. Ozonoverføringen er også effektiv; i overkant av 90 %. Ulempen er at de krever dype bassenger og at man er avhengig av et trykksystem som kan bringe gass ut i rommet ved lekkasjer. Kontaktbasseng basert på diffusorer må være 5-7 m for å gi % overføring av ozongassen. Man kan øke effektiviteten ved å fylle kontaktvolumet med et pakningsmateriale som vil øke graden av overføring av ozongass. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

62 Figur 3.13 Kontaktbasseng basert på innblanding med diffusorer Injektorsystemer En annen innblandingsmetode som har blitt mye brukt spesielt på små og mellomstore anlegg, er injektorinnblanding, som baserer seg på at undertrykk som skapes ved vannet passasje gjennom en innsnevring, fører til at gassen suges inn i vannet. I Figur 3.14 er vist to ulike systemer. I det første tilføres ozongassen direkte inn i vannstrømmen via injektoren. I det andre systemet er injektoren plassert i en sidestrøm og ozongassen suges inn i denne før den tilbakeføres til hovedstrømmen. Sidestrømmen blir pumpet til et høyere trykk for å øke tilgjengelig vakuum for ozoninjeksjon. Undertrykk på gassiden og overtrykk på vannstrømmen gjør at gassen blir sugd inn i vannet og blandet. Injektoren er en ren innblandingsenhet. Eventuelt kan man bruke en statisk mikser for å optimalisere blandingen av de to vannstrømmene (som vist i Figur 3.14b). I tillegg må man ha en kontaktor hvor ozonet overføres fra de små gassboblene som dannes etter injektoren og evet et reaksjonsbasseng. Disse reaktorene kan ha pakningsmateriale slik om nevnt over. Fordelene med injektorsystemer er at man arbeider med undertrykk, noe som innebærer at om det skulle skje en lekkasje på gasstilførselssystemet vil en vakuumventil sørge for at gassen ikke kommer ut i rommet. Ulempen er bl.a. at injektoren innebærer et falltap. Sidestrømsystemer er vanligst på små og mellomstore anlegg og dette krever en sirkulasjonspumpe som går kontinuerlig. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

63 Figur 3.14 Injektorinnblanding av ozon. Figur 3.15 viser en spesiell utforming av en injektorinnblander (en såkalt emulgator). Her blandes ozongassen finfordelt inn i vannstrømmen pga den injektorvirkning som en dyse plassert på toppen av en vertikal innblandingskolonne skaper. Figur 3.15 Emulgator Turbininnblandere I turbininnblandere blandes gassen inn i vannet ved hjelp av kraftige turbin (se Figur 3.16). Omrøringen gjør at gassen brytes opp i små bobler, som gir stor kontaktoverflate mellom ozongassen og vannet. Bruk av innsugingsturbiner er vanlig. Disse turbinene sørger for at overskuddsgass fra ett eller flere kamre blir sugd ut og på ny blandet i vannet. Fordeler med turbininnblandere er at de små boblene gir effektiv ozonoverføring samtidig som kontakttanken kan gjøres grunnere enn ved bruk av diffusorer. Gjenbruk av ozongass er positivt med tanke på å tilfredsstille inaktiveringskrav og redusere avgassene. Ulempen er i første rekke knyttet til høyt energiforbruk, omlag 10 ganger høyere enn for boblediffusorer. Figur 3.17 viser prinsippskisser av kontakttankene ved hhv Klungset Vannverk i Fauske kommune og Nes Vassverk i Bjugn kommune. Her suges ozongassen inn i en delvannstrøm ved hjelp av en injektor. Delvannstrømmen tilføres deretter hovedvannstrømmen samtidig som rørene snevres inn slik at det oppstår kraftig turbulens. Kontakttanken og reaksjonstanken er bygget sammen i én enhet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

64 Figur 3.16 Turbininnblander og kontakttank O 3 O 3 Nes Åpen kollonne Fauske Pakket kollonne Figur 3.17 Prinsippskisser av kontakttanker ved Nes og Klungset vannverk (Fauske) Pakkede kolonner Pakkede kolonner kjennetegnes med at reaktorvolumet er fylt med et kontaktmedium som påvirker strømningsbildet slik at det får tilnærmet stempelstrømning. I tillegg til å bedre det hydrauliske bildet, bedres også gassoverføringen. Det fleste anlegg som benytter pakkede kolonner er relativt små (< 150 m 3 /h), men det finnes også eksempler på større anlegg. Flest slike anlegg er bygd i Tyskland og Sveits. Anlegget på Fauske har pakkede kontaktanker. Ozongassen kan tilføres på forhånd slik at den pakkede kolonnen utnyttes kun som reaksjonskammer, eller ozongassen kan injiseres direkte i den pakkede kolonnen som da brukes både til mikser, kontakttank og reaksjonstank (se Figur 3.17). Fordeler med pakkede kolonner er som nevnt at de gir bedret stempelstrømning. Fravær av bevegelige deler letter vedlikeholdet. Pakkede kolonner har i tillegg mindre behov for høyt gasstrykk for overføring av ozongassen til vann. Kontaktmediet opptar imidlertid volum i tanken noe som reduserer oppholdstiden til vannet. Det kan også dannes avsetninger pakningsmediet som kan forårsake økt falltap gjennom kolonnen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

65 Spay kammere Når spray -kammere brukes som kontakttanker utnytter man kontakten som oppstår når vanndråper kommer i kontakt med en ozon-rik atmosfære. Figur 3.18 viser skisse av en slik tank. Figur 3.18 Spay-kammer som kontakttank Spraykontakttanken gir kort kontakttid mellom ozongassen og vann, noe som favoriserer reaksjoner for eksempel jern- og manganoksidasjon. Ozongassen kan gjenbrukes i andre deler av produksjonslinjen etterpå U-rør U-rør (se Figur 3.19) er en relativt ny kontakttankdesign. Rørene (eller sylindrene) er svært dype (ca. 20 m) sammenlignet med konvensjonelle boblediffusorer (5,5-7,5 m). Ozongassen blir tilsatt (for eksempel ved hjelp av venturi eller turbinmixer) ved innløpet på toppen av en indre sylinder og blir ført ned med vannet til bunnen. Dybden gjør at ytre trykk på gassboblene øker, noe som igjen øker masseoverføringen fordi partialtrykket til ozongass øker og dermed konsentrasjonen av ozon i vannet som står i likevekt med den i gassen. Når vannet har nådd bunnen stiger det opp i en ytre sylinder som fungerer som reaksjonstank. Fordeler med systemet er den høye turbulensen som utvikles i kontaktkolonnen samtidig med at strømningen får stempelstrømningskarakteren pga formen på reaktoren. U-røret får høy overføringseffektivitet for ozongass (95-99 %) og er i tillegg svært arealeffektiv. Figur 3.19 U-rør Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

66 Ozon-destruksjon Overskuddsozon som samles opp i kontakttanken må fjernes før utslipp til luft. Dette gjøres i en ozon-destrueringsenhet. Slike kan være basert på ulike prinsipper, men vanligst i Europa er termisk ozondestruering hvor avgassen oppvarmes til ºC i en kort periode, vanligvis mindre enn 5 sek. I de senere år har man tatt i bruk katalysatorbaserte systemer som muliggjør destruering ved lavere temperaturer. Metalloksid katalysatorer opererer normalt ved ºC. I små ozoneringssystemer har man tidligere ofte benyttet aktivkulladsorpsjon for ozondestruering, men dette anbefales nå for tiden ikke, blant annet fordi metoden er vanskelig å overvåke og fordi den er forbundet med en viss eksplosjonsfare. I små systemer er også fortynning og utlufting unntaksvis brukt dersom restozonkonsentrasjonen er relativt lav. Man må da sikre et fortynningsforhold på minst 10 med frisk luft og minst 15 m/sek i gasshastighet ut av ventilasjonspipa Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering Ozon er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor en bredt spekter av bakterier, virus og parasitter. Dette er demonstrert i Tabell 3.6 som sammenligner nødvendige Ct verdier for ulike organismetyper bestemt i laboratorieforsøk for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC med ozon med tilsvarende for ulike kloreringsmetoder. Tabell 3.6 Ct verdier for ulike organismer for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC (LeChevalier and Au, 2004) Bakterier Generelt er ozon meget effektivt overfor bakterier selv ved et lavt ozonnivå. En ofte oppgitt Ct verdi for bakterier er 0,02 mg min/l. Gram negative bakterier (eks. E. coli og Salmonella) er generelt mer sensitive for ozoninaktivering enn gram positive bakterier (eks. Staphyloccus, Streptococcus, Bacillus og Mycobacteria). Selv Mycobacterium avium som regnes som den mest resistente bakterie overfor ozon, kan inaktiveres ved lave doser (Ct for 3 log på 0,1-0,2 mg min/l) selv om denne organismen krever en meget høy Ct-verdi for å bli inaktivert med fri klor (Ct for 3 log på mg min/l) (LeChevalier and Au, 2004). Bakteriesporer er langt mer resistente enn bakterier, men også disse inaktiveres med et relativt lavt ozonnivå Virus Virus inaktiveres relativt lett med ozon, se Tabell 3.6. USEPA (April 1999b) har i sine anbefalinger (hvor det innlagt sikkerhetsfaktorer) satt en Ct verdi på 0,9 mg min/l ved 5ºC og 0,5 mg min/l ved 15ºC for 3 log inaktivering. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

67 Virus er generelt mer resistent mot ozon enn vegetative bakterier, men bakteriofager synes å være mer sensitive enn humane virus. Virus er mer sensitiv enn sporer av Mycobacteria Parasitter Generelt er protozocyster mer resistent mot ozon enn virus. G. lamblia har om lag samme sensitivitet mot ozon som sporer av Mycobacterium (USEPA, 1999) USEPA anbefaler Ct-verdier for inaktiveringen av G. lamblia på 1,3 mg min/l for 2 log inaktivering ved 5 ºC (se Figur 3.20). Dette er basert på forsøk gjennomført ved 5 ºC og ph = 7 og som er tillagt en sikkerhetsfaktor på 2. Ozonering er i Norge primært brukt i forbindelse med ozonering/biofiltrering. Her vil dosene være såpass høye at man ikke vil ha problemer med å sikre tiltrekkelig barriereeffekt overfor G. lamblia. CT-produkt (mg O 3 min/l) 2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,5 - log inaktiv ering 1,0 - log inaktiv ering 1,5 - log inaktiv ering 2,0 - log inaktiv ering 2,5 - log inaktiv ering 3,0 - log inaktiv ering Figur , Temperatur ( o C) CT-verdier for inaktivering av Giardia-cyster med ozon (ph 6-9)(USEPA, 1999). Cryptosporidium parvum er betydelig mer motstandsdyktig mot ozonering enn alle andre kjente patogene mikroorganismer som finnes i vann. En tidlig studie viste at Cryptosporidium oocyster er om lag 10 ganger mer resistent mot ozon enn Giardia (Owens et al, 1994). Ulike studier viser Ct-verdier i området 5-10 mg min/l for 2 log inaktivering ved 25 ºC. I en studie som American Water Works Association gjorde (Oppenheimer et al, 2000) konkluderte man med Ct verdier (inkl. sikkerhetsfaktor) på hhv 51,2, 42,3 og 21,7 mg min/l for hhv 1 ºC, 3 ºC og 10 ºC. Det foreligger fortsatt ingen akseptert Ct-verdi for inaktivering av Cryptosporidium, men det foregår en betydelig forskning og vi skal i kapittel 7 komme tilbake mer i detalj til de forslag til retningsliner som foreligger i U SA. I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er den angitt at man skal ha 5 mg O 3 /l etter 10 min oppholdstid. Dette ville tilsvare en Ct-verdi på 50 mg O 3 min/l om man legger restkonsentrasjonen av ozon til grunn. Det er grunn til å tro at dette er for konservativt noe vi Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

68 skal komme tilbake til. Det er imidlertid uansett slik at man må opp i svært høye konsentrasjoner av ozon i deler av kontakttanken for at ozonering skal være en fullverdig hygienisk barriere overfor Cryptosporidium Faktorer som innvirker på effektiviteten Den ozonkonsentrasjon som man til enhver tid har i vannet, er avhengig av hvor raskt ozon brytes ned gjennom kontakttanken. Denne nedbrytingen er en funksjon av temperatur, ph og konsentrasjonen av organiske og uorganiske komponenter i vannet. Komponenter som medfører et ozonforbruk (humus, jern og mangan etc.) vil redusere ozonkonsentrasjonen og dermed inaktiveringseffektiviteten. I utgangspunktet er desinfeksjonseffekten uavhengig av ph, men pga økt dannelse av hydroksylradikaler ved høy ph, må effekten likevel tas hensyn til. Reaksjon via hydroksylradikaler gjør som nevnt at ozon reagerer raskere med komponentene i vannet. For å opprettholde ønsket Ct-verdi må det derfor tilsettes noe mer ozon ved høy ph. Økende temperatur påvirker også konsentrasjonen ved at ozon blir mindre løselig i vann Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering Ozon reagerer blant annet med dobbeltbindingene i humusmolekyler, fjerner farge i vann og splitter opp humusmolekyler i mindre enheter. Slike reaksjoner øker andelen lavmolekylære organiske forbindelser som er lettere biologisk omsettbare. De viktigste identifiserte produkter er aldehyder, ketoner, ketonsyrer og karboksylsyrer, se Figur Slike forbindelser kan finnes fra svært lave konsentrasjoner (µg/l) og opp til noen hundre µg/l. H H O O O H O O H C O H C C H H C C H H C C C H H H Formaldehyde Acetaldehyde Glyoxal Methyl glyoxal H O H O O H O O O O O H C C C H H C C OH H C C C OH OH C C C OH H H H Acetone Glyoxylic acid Pyruvic acid Ketomalonic acid Figur 3.21 Identifiserte produkter ved ozonering av humusholdig vann. Det er usikkert hvorvidt ozoneringsbiprodukter representerer noen helserisiko i drikkevann. Studier har vist lav eller ingen mutagenitet i ozonert vann (Backlund et al., 1985; Huck et al., 1989). Karboksylsyrer er et vanlig stoff i matvarer og bør ikke være noen helserisiko i drikkevann i de mengder man normalt finner i ozonert vann (Bull and Kopfler, 1991). Enkelte aldehyder (spesielt formaldehyd) og ketonsyrer har vist seg å være mutagene, noe som kan indikere en viss helserisiko. På denne bakgrunn er det ønskelig å ha lave konsentrasjoner også av ozoneringsbiprodukter i drikkevann. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

69 I motsetning til kloreringsbiprodukter er organiske ozoneringsbiprodukter stort sett biologisk omsettbare og kan fjernes i biofiltre (Melin and Ødegaard, 2000). Ozonering etterfølges derfor normalt av et biofilter for å bryte ned og fjerne det biologisk omsettbare stoffet som skapes av ozoneringen, og for å gjøre vannet biologisk stabilt Bromat Dersom det finnes bromid-ioner (Br - ) i vann, kan ozon reagere med bromid og danne bromat (BrO 3- ). Bromat er karsinogent og er derfor et uønsket produkt fra ozonering. Etter at bromat er dannet, er det vanskelig å fjerne fra vannet. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er vanligvis lave. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge rapporterte Flaten (1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l bromid i vannet. Selv om bromat-dannelsen er lav i vann med lavt bromidinnhold, bør potensialet for bromatdannelse i norsk humusvann kartlegges. Ozon oksiderer bromid (Br - ) og danner HOBr (hypobromsyre). HOBr reagerer videre med ozon, men bare i dets ioniserte form OBr -. OBr - blir oksidert dels til BrO 3- og dels til forbindelser som regenererer Br -. Ozonkjemi er meget komplisert, men de viktigste reaksjonslikningene til bromatdannelse er som følger (von Gunten et al., 1996): (1) O 3 + Br - O 2 + OBr - (2) O 3 + OBr - 2 O 2 + Br - (3) 2 O 3 + OBr O 2 + BrO 3 Reaksjonene 1 og 2 fører til en katalytisk nedbrytning av ozon, mens reaksjon 3 fører til dannelse av bromat. Senking av ph fører til redusert dannelse av bromat fordi en større del av hypobromitt vil foreligge i udissosiert form, i henhold til likevektsreaksjonen: (4) OBr - + H + HOBr Mange parametre påvirker bromatdannelsen. Utenlandske studier har vist at bl.a. lav ph, alkalitet og temperatur reduserer bromatdannelsen mens høy bromidkonsentrasjon og ozondose øker den (Croue et al., 1996; Song et al., 1996). Tilstedeværelse av organisk stoff og ammoniakk reduserer også bromatdannelse. Dette skulle tyde på at typisk norsk vann (lav ph, alkalitet og temperatur og relativt sett høyt innhold av organisk stoff) skulle være gunstig mht bromat-dannelse. Dette stemmer også med de få undersøkelser som er gjort. Ved Nes Vassverk på Fosen er det målt bromidkonsentrasjoner opp til 70 µg/l men ikke registrert bromat-konsentrasjon over 5 µg/l. Ved ozonering av råvann til Steinsvika vannverk i Skien ble det ikke dannet målbare mengder av bromat. Med ozondoser mellom 0,65-1,59 mgo 3 / mg TOC, som er en normal ozondose i anlegg for ozonering/biofiltrering, var bromatkonsentrasjon under 0,4 µg/l. Råvannet her hadde lavt bromidinnhold og lav ph, noe som gir sikkerhet mot for høy bromatdannelse. Økning av temperatur eller ph økte heller ikke bromatdannelse til målbare mengder. 3.4 Desinfeksjon med UV bestråling Desinfeksjon med UV-stråler er en etablert teknologi som har blitt brukt i ca 100 år (første anlegg i Marseilles i 1910). Det var likevel først på midten av 50-tallet at desinfeksjon med UV skjøt fart (særlig i Østerrike og Sveits). Metoden er imidlertid fortsatt ikke fullt akseptert overalt i verden. Norge er ett av de land der metoden har fått best fotefeste (se kap 5), noe Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

70 som muligens skyldes at metoden egner seg godt for små og mellomstore anlegg som vi har mange av her i landet. Hovedårsaken til at interessen for UV-desinfeksjon nå har øket sterkt over hele verden er dokumentasjonen på at metoden virker svært godt overfor parasitten Cryptosporidium - i motsetning til klorering som ikke er effektiv i det hele tatt og ozonering som krever høye doser for å være effektiv. Det finnes flere omfattende bøker og veiledninger på området. En lett tilgjengelig, oppdatert og ganske detaljert informasjon er utkastet til: USEPA Ultraviolet Disinfection Guidance manual (USEPA, 2003). For informasjon om praktisk erfaring med UV-anlegg i Norge henvises til NORVAR-rapport 139/2004 (Gøytil og Liane, 2004) Generelt om UV-desinfeksjon For å kunne bruke UV-lys til desinfeksjon, er det to prosesser som må finne sted : Generering av UV-lys med den ønskede inaktiveringseffekt Overføring (transmisjon) av dette lyset til de patogene mikroorganismene UV stråler har en inaktiverende effekt på patogener som er avhengig av strålenes bølgelengde. Desinfeksjonseffekten er størst ved en bølgelengde i området nm (med optimum ved nm, se Figur 3.22) og derfor benyttes stråler med slik bølgelengde i UV-anlegg for desinfeksjon av drikkevann. Figur 3.22 Inaktiveringsgrad i forhold til den ved 254 nm for noen organismer. UV-lys genereres når man setter en spenning over en gassblanding. Nesten alle UV-lamper som brukes i vannbehandlingen benytter kvikksølvdamp fordi man da oppnår en bølgelengde på UV-lyset som nettopp ligger i det området som er mest inaktiverende. Når UV-lys stråler ut fra kilden påvirkes det av hva som måtte finnes i vannet gjennom absorpsjon, refleksjon, refraksjon og spredning. Absorpsjon er transformasjonen av lys til andre former for energi. Hvilken UV-absorpsjon som oppstår er avhengig av hvilket stoff som medfører absorpsjonen. Eksempelvis representerer humus (farge) er betydelig potensial for absorpsjon. Når UV-lyset er absorbert har det ikke lengre noen desinfiserende effekt. Refraksjon er et resultat av den retningsforandring på lysstrålen som skjer når den går fra ett medium til et annet. For eksempel vil man ha slik retningsforandring når en UV-stråle passerer fra lampen og over i Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

71 vannet. Refleksjon er en retningsforandring som skyldes at lysstrålen reflekteres tilbake fra en overflate, for eksempel fra reaktorveggen. Spredning er retningsforandring som skyldes at lyset treffer partikler i vannet. I motsetning til ved absorpsjon, mister ikke UV-lyset sin desinfiserende effekt ved refraksjon, refleksjon og spredning, men effektiviteten reduseres. For å beskrive kvantitativt de fenomener som her er beskrevet, benyttes ofte målestørrelsene UV-absorbans (A 254) og UV transmisjon (UVT). UV-absorbans (også kalt UV-ekstinksjon) er en mye benyttet vannkvalitetsparameter for bestemmelse av løst organisk stoff. Den karakteriserer minkingen av UV-lys (ved 254 nm) som skjer når lyset passerer en vannprøve av en viss lengde (lysveg). Typisk benyttes en kuvette med 1 cm lengde (evt. 5 cm). UV-transmisjon (UVT) benyttes for å beskrive i hvilken grad UV-lys passerer gjennom en vannprøve. UVT er den prosentandel av UV-lyset som passerer gjennom en vannprøve av en spesifisert lengde (for eksempel samme kuvette lengde som nevnt for absorbans) og den er relatert til UV-absorpsjon gjennom sammenhengen: % UVT = A254 De mekanismer som forårsaker inaktivering av mikroorganismer med UV-lys er ganske forskjellige fra de inaktiverende mekanismer ved bruk av klor og ozon. UV inaktiverer mikroorganismene gjennom å ødelegge cellenes nukleinsyrer og dermed arveanlegg slik at de ikke kan reprodusere. En mikroorganisme som ikke kan reprodusere kan heller ikke smitte en vert. Når man studerer effektiviteten av UV-stråling, er det viktig å bruke mikrobielle tester som måler smittsomhet og ikke overlevelse (viabilitetstester). Viabilitetstester som har blitt mye brukt opp gjennom årene, gir ingen informasjon om evnen mikroorganismen har for å reprodusere og infisere en vert. Årsaken til at man i de senere år har fått ny kunnskap om Cryptosporidium er nettopp at man har gjort smittsomhetsstudier på mus som viste at inaktiveringseffektiviteten av UV var langt høyere overfor Cryptosporidium enn det som tidligere var fastslått på grunnlag av viabilitetstester. Ettersom mikroorganismer som har vært utsatt for UV-lys fortsatt har sine metabolske funksjoner i behold, finnes det organismer som har evnen til å hele den skade som er gjort å gjenvinne smittsomheten. Blant annet kan såkalt fotoreaktivering forekomme når vannet utsettes for sollys. Det finnes også andre mekanismer for cellereparasjon av UV-skader. På dette området foregår det omfattende forskning. Den generelle holdningen synes i dag å være at dette fenomenet ikke burde skape bekymring med hensyn til bruk av UV-desinfeksjon, ettersom relativt enkle tiltak skulle kunne settes inn dersom man kommer til at dette representerer et problem. Ulike mikroorganismer har ulik toleranse overfor UV-stråler og man må sørge for tilstrekkelig høy strålingsintensitet og strålingstid tid for å sikre tilstrekkelig inaktivering og desinfeksjon. Produktet av strålingsintensitet og strålingstid kalles UV-dosen. For at vannet skal bli godt nok desinfisert er det imidlertid ikke tilstrekkelig av UV-dosen som sådan er på et visst nivå. Dosen må også være godt fordelt i UV-reaktoren. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

72 3.4.2 UV-dose og dosefordeling Desinfeksjonseffektiviteten overfor en gitt mikroorganisme vil avhenge dels av den strålingsdose organismen utsettes for og den transmisjon av UV-stråler som vannet tillater UV-dose Også ved UV-bestråling gjelder Ct-prinsippet. Her dreier det seg imidlertid om strålingsintensitet i stedet for konsentrasjon. UV-dosen (D) som er produktet av strålingsintensitet (I) og strålingstid (t) og er synonymt med Ct begrepet: D = I. t D = dosen uttrykt i mws/cm 2 evt mj/cm 2 eller J/m 2 (1 mws/cm 2 = 1 mj/cm 2 = 10 J/m 2 ) I = Strålingsintensitet (mw/cm 2 ) t = Strålingstiden (s) I en batch reaktor i laboratoriet med stillestående vann uten gjennomstrømning kan nødvendig UV-dosen bestemmes ved såkalte dose-respons forsøk. I kontinuerlig gjennomstrømmede reaktorer har formelen over generell gyldighet så lenge man har en stempelstrøm gjennom bestrålingskammeret. Da vil strålingstiden nemlig være identisk med midlere oppholdstid (oppholdstid = reaktorvolum/vannføring). Avvik fra den ideelle stempelstrømning, slik vi vil ha det i praksis, vil gi lavere reell dose ved en gitt strålingsintensitet og strålingskammerets utforming og reaktorhydraulikk har derfor innflytelse på desinfeksjonseffektiviteten. Vi vil ha en fordeling av doser gjennom reaktoren og ulike mikroorganismer vil være utsatt for ulike doser på sin ferd gjennom reaktoren. I Figur 3.23 (Chieu et al, 1999) er vist en målt dosefordeling i en UV-reaktor. Sannsynligheten for at en mikroorganisme er utsatt for et bestemt dose er angitt. Figur 3.23 Målt dose fordeling i UV-reaktor (Chiu et al, 1999). Dette innebærer at man må ta hensyn utformingen av UV-reaktoren og strømningsbildet i denne. Det finnes ingen metode som kan måle den aktuelle dosen i en kontinuerlig gjennomstrømmende UV-reaktor og selv om man kan benytte matematiske CFD-modeller, vil ikke disse være tilstrekkelige. Man har derfor tatt i bruk såkalte biodosimetriske tester hvor man bestemmer den faktiske inaktiveringen av en test organsime som man kjenner godt UV-følsomheten til, og så Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

73 sammenligner man resultatene av disse testene med en laboratorietest på vann uten gjennomstrømning. Vi kommer mer tilbake til biodosimeter tester i kap UV-dose responsbestemmelse Responsen av UV-desinfeksjon på mikroorganismene kan beregnes når man har bestemt konsentrasjonen av den aktuelle patogene mikroorganisme før og etter at den er utsatt for UVlys: Log inaktivering = log N 0 /N Der N 0 = konsentrasjonen av organismer før UV-bestråling N = konsentrasjonen av organismer etter UV-bestråling De aller fleste data som fremkommer om dose-respons er generert i batch (satsvise) laboratorieforsøk fordi man da kan ha god kontroll på betingelsene. Figur 3.24 viser oppsettet for en slik test. Figur 3.25 viser eksempler på dose-respons kurver bestemt på denne måten for noen organismer. Figur 3.24 Oppsettet for en dose-respons test (USEPA, 2003). Figur 3.25 Typiske UV dose-respons kurver (Chang et al, 1985). Figur 3.25 viser at dose-respons kurvene kan ha ulik form. Når sammenhengen er lineær (som for E.coli i Figur 3.25) er kurven av første orden. Dette er den vanligste kurveformen slik det også var tilfellet med desinfeksjon med klor og ozon. Noen organismer (f.eks, Bacillus subtilus sporer i Figur 3.25) responderer langsommere og man må over en viss dose for at det lineære forløp skal tre i kraft. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

74 I litteraturen kan man ofte finne oppgitt inaktiveringskonstanten (k) som er hastighetskonstanten for inaktivering i et første orden forløp. Første ordens sammenheng er: N t = N 0 e k (I t) eller log N t /N 0 = -k (I. t) der N = antall levende organismer ved tidspunkt t N 0 = antall levende organismer i utgangspunktet I = UV-intensiteten t = strålingstiden Dvs nødvendig dose er: D = I. t = log N t /N 0 / -k Har man oppgitt inaktiveringskonstanten k (cm 2 /J), kan nødvendig dose bestemmes av denne ligningen. Er for eksempel k = 0,1 cm 2 /J blir nødvendig dose ved 2 log inaktivering: 2/0,1 = 20 J/cm 2 UV-dose responsen er uavhengig av hvordan UV lyset er produsert (lavtrykks lamper, mellomtrykks osv) og av UV absorbansen, temperaturen og ph. Dose responsen er derimot avhengig av hvorvidt organismene er knyttet til partikler og om de evt flokkulerer eller ikke. Data som er bestemt på drikkevann kan derfor ikke uten videre overføres til avløpsvann. Turbiditeten synes imidlertid ikke å ha noen innflytelse på dose respons så lenge den ligger innenfor kravene i drikkevannsforskriften UV-transmisjon Et vanns UV-transmisjon er et uttrykk for hvor stor del av den strålingsenergi som vannet utsettes for som er igjen ved passasje gjennom en gitt dybde av vannet (lysveg). Jo lengre lysveg, jo mindre transmisjon, UV-transmisjonen oppgis derfor i %. Vanligvis benyttes 5 eller 1 cm kuvette for å bestemme transmisjonen. Vannets sammensetning har også innflytelse på transmisjonen. De to viktigste parametre i vannet som påvirker transmisjonen er innholdet av naturlig organisk stoff (humus) som gir farge og turbiditet. Turbiditeten vil medføre redusert transmisjon på grunn av spredning av strålene, mens organisk stoff kan absorbere energien. Et høyt jerninnhold kan også påvirke UV transmisjonen. Allerede ved et fargetall på 10 mg Pt/l må man regne med at transmisjonen bare er halvparten (50 %) av hva den er i et vann uten farge, og ved fargetall på 20 mg Pt/l vil den være bare ca 30 %. Det er imidlertid viktig å presisere at det ikke er noen direkte korrelasjon mellom UVtransmisjon og fargetall og at det derfor er UV-absorbansen som må måles for å bestemme UV-transmisjonen og ikke fargetallet UV-anlegg Kommersielle UV anlegg består av beholdere (UV-reaktorer) som inneholder UV-lamper, beskyttelsesrør (vanligvis av kvartsglass), UV intensitetssensor, temperaturmåler og rengjøringsanordninger for beskyttelsesrør (se Figur 3.26) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

75 Figur 3.26 Eksempel på oppbygging av UV-anlegg Kvartsrøret beskytter og isolerer lampene. Noen anlegg har automatiske rengjøringsanordninger i kvartsrøret for å forhindre avsetning som vil nedsette transmisjonen. Styringsog kontrollutrustningen består av UV intensitetsmåler, vannmengdemåler og i noen tilfeller UV-transmisjonsmålere UV-reaktoren UV reaktoren kan være lukket eller åpen (som en kanal). I drikkevannsanlegg brukes lukkede reaktorer mens kanal-reaktorer er benyttet på avløpsrenseanlegg og i fiskeoppdrett, se Figur Figur 3.27 Eksempel på lukkede og åpne reaktorutforminger. En av utfordringene når man skal velge UV-aggregat (UV-reaktor og UV-lampe) er at utformingene av UV-reaktorene varierer mye fra produsent til produsent. Som vi har sett tidligere har det hydrauliske strømningsbildet stor betydning i alle desinfeksjonsreaktorer. I enkelte anlegg er utformingen slik at man legger seg tett opp mot stempelstrømning, som er det ideelle, mens det er større eller mindre grad av blanding i andre reaktorer. Det betyr altså at to aggregater som opererer med samme strålingsdose ikke behøver å gi det samme desinfeksjonsresultatet på det samme vannet (ved samme UV-transmisjon). Forbedringer av strømningsbildet i reaktoren for å få det til å bli mer stempelstrømning fører gjerne til at trykktapet over reaktoren øker. Ved optimalisering står man ofte over valget om å øke dosen eller å bedre strømningsbildet som gjerne gir høyere falltap. Dette betyr at det ikke Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

76 er tilstrekkelig å sette krav til dose og transmisjon. Man må også ha et måle- og styringssystem som sikrer at det aktuelle apparatet kan gi en definert desinfeksjonseffektivitet under gitte betingelser UV- lamper I anlegg for drikkevannsbehandling finnes det i hovedsak tre typer av UV-lamper, se Tabell 3.7. Lavtrykks (LT) kvikksølvdamp lamper Høyintensitets lavtrykks (HILT) kvikksølvdamp lamper Mellomtrykks (MT) kvikksølvdamp lamper Det finnes også høytrykkslamper men disse brukes ikke i drikkevannsbehandlingen i dag. Som tabellen viser er lyset som emitteres fra lavtrykkslamper monokromatisk med svært nær den optimale bølgelengde. Mellomtrykkslamper emitterer over et større spekter av bølgelengder og disse lampene gir derfor totalt sett en større desinfeksjonseffektivitet. Men relativt til den effekt som tilføres er effektiviteten mindre ettersom en større andel tapes som varme. Uansett lampetype så blir den energien som ikke konverters til UV-lys, tapt som varme. Tabell 3.7 Karakteristika på ulike UV-lamper (USEPA, 2003.) Parameter Lavtrykks (LT) Høyintensitets lavtrykks Mellomtrykks (MT) (HILT) UV lys Monokromatisk ved 254 nm Monokromatisk ved 254 nm Polykromatisk ved nm Trykk kvikksølvdamp Optimalt v ed 0,007 0, (mm Hg torr) Driftstemperatur (ºC) Optimalt v ed Elektrisk effekt (W/cm) 0,5 1, UV effekt (W/cm) 0,2 0,5 3, Effektov erf øring (%) Buelengde (cm) Antall lamper som er Høy Middels Lav nødv endige for å oppnå en gitt dose Lev etid (timer) I Tabell 3.8 er det satt opp fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks lamper. Tabell 3.8 Fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks lamper (USEPA, 2003) Komparativ e f ordeler Komparativ e ulemper Lavtrykks Høy ere germicid effektivitet; nesten hele strålingen ved 254 nm Mindre effekt per lampe (mindre f all i dosen om en lampe faller ut) Lengre lev etid Flere lamper Mer arealkrev ende Mellomtrykks Høy ere utsendt energimengde Færre lamper Mindre reaktorer Mer kompakt anlegg Høy ere driftstemperatur kan fremskynde belegg på kvartsglass Kortere lev etid Lav ere ov erf øringsgrad fra elektrisk til UVenergi Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

77 Lavtrykks-UV skader DNA og reproduserbarhet, mens mellomtrykks-uv med sitt videre spekter av bølgelengder, skader også andre komponenter i mikroorganismen slik som proteiner, f. eks. enzymer og andre biomolekyler. Mellomtrykks-UV sender ut større samlet energimengde enn lavtrykks-uv og slike anlegg kan derfor gjøres mer kompakte. Dette medfører selvsagt at slike lamper også krever større tilført effekt, og belastning på UV-lampene blir høyere. Dette medfører at slike mellomtrykks lamper har lavere levetid enn lavtrykks lamper. I mellomtrykks aggregat reguleres vanligvis stråledosen ved effektregulering styrt av vannmengden. Dette gjøres for å unngå overdosering og overoppheting/fastbrenning på kvartsglas, for å øke levetiden på UV-lampene og for å spare strøm. Når slik styring benyttes, må det settes maksimumsgrenser for intensiteten som er betydelig høyere enn det dose-kravet tilsier. Effektreguleringen skjer enten kontinuerlig eller i separate effekttrinn. Effektregulering kan også benyttes på lavtrykks-uv aggregat. UV-lampene kan være orientert horisontalt eller vertikalt og være parallelt eller perpendikulært orientert i forhold til vannstrømmen. Orienteres lampene horisontalt i forhold til bakken reduserer man variasjon i oppvarmning av lampen i lengderetningen noe som reduseres potensialet for brekkasje av lampene. UV-lamper eldes og stråleintensiteten reduseres over tid, noe det må tas hensyn til ved dimensjoneringen Kvartsrørene UV-lampene er plassert inne i kvartsrør for å skille dem fra vannet (brekkasje) og for å sørge for optimale driftstemperatur. Lengden på røret bestemmes av lampen med elektriske tilknytninger. Diameteren er typisk 2,5 cm for LT lamper og 5-10 cm for MT lamper. Kvartsrørets tykkelse er normalt 2-3 mm. Vanligvis plasseres UV-lampen sentralt i røret og holdes på plass av avstandsholdere. Beleggdannelse på kvartsrørene nedsetter transmisjonen og ulike leverandører har ulike systemer for å holde kvartsrørene frie for belegg. Dette inkluderer både kjemisk beleggfjerning etter at røret er tatt ut av enheten og on-line mekanisk beleggfjerning ved hjelp av viskere eller børster. Eksempler på rengjøringssystemer er vist i Figur Figur 3.28 Eksempel på rensgjøringssystemer (a) Mekanisk, (b) Fysisk/kjemisk Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

78 Ved påslag og avslag av mellomtrykks UV-lamper trengs det oppvarmings- og nedkjølingstid på grunn av de høyere effektene. Belegg kan brennes fast til kvartsglasa på grunn av høyere temperatur og lavere bølgelengder. Kvartsglassene i mellomtrykks aggregat må derfor byttes oftere, eksempelvis hvert 5. eller 6. år Sensorer og måleutstyr UV intensitetssensorer er fotosensitive detektorer som måler UV intensiteten på et punkt inne i UV-reaktoren. Sensorene skal gi et uttrykk for hvilken dose man har i reaktoren. De vil respondere på endringer i intensitet som kan skyldes en rekke UV-aggregat spesifikke faktorer (belegg, elding osv). UV sensorer kan være såkalt våte eller tørre. Tørre sensorer måler UV-lyset gjennom et vindu, mens våte sensorer er i direkte kontakt med vannet inne i reaktoren UV-transmisjonsmålere er svært viktige. Korrekt måling av transmisjon er kritisk for at man skal kunne stole på desinfeksjonseffektiviteten i et UV-anlegg. Kommersielle on-line UVT målere beregner UVT ved å måle UV-intensiteten i forskjellige distanser fra lampen, se eksempel i Figur Tre UV intensitets-sensorer er plassert i ulik avstand fra lampen, og forskjellen i målt intensitet benyttes for å beregne transmisjonen. Figur 3.29 Eksempel på opplegg for UV transmisjonsmåling(usepa, 2003) Temperaturmålere Varmeoverføringen er ganske stor ved UV-bestråling. Varmen tas opp av vannet som passerer reaktoren og kjøler systemet. Men overoppheting kan skje dersom: Vann-nivået i reaktoren faller og lampen blir eksponert for luft Vanntilførselen stopper UV-anlegg må derfor utstyres med temperaturmålere som kan sørge for at reaktoren vil tas ut av drift når temperaturen overstiger et visst nivå Måling av desinfeksjonseffektivitet Ettersom man ikke kan måle konsentrasjonsendring av mikroorgansimer on-line i UVanlegget, benyttes ulike strategier for å sikre at man oppnår den desinfeksjonseffektivitet som er tilsiktet. Tre ulike strategier benyttes: I strategien som bygger på UV intensitets sett-punkt, brukes de målinger som UV intensitets sensorene gjør, til å kontrollere UV-dosen. UV intensitets sensorene er slik Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

79 plasserte at de kan reagere både på endringer i UV intensiteten som leveres fra UVlampene og endringer i transmisjonen i vannet. Målingen fra UV intensitets sensoren benyttes sammen med vannmengden (som gir et uttrykk for oppholdstiden) til å bestemme dosen. I strategien som bygger på sett-punkt for både UV-intensitet og UV-transmisjons benyttes egne UV-intensitetssensorer som da er plassert så nær lampen at den kun responderer på endringer i strålingen som leveres fra lampen. UV-transmisjonen skjer derfor separat. Sett-punktene for både UV-intensitet og UV-transmisjon bestemmes for hele det området av vannmengder som kan forventes. I strategien som bygger på en beregning av dosen er en UV intensitetssensor plassert tett inntil lampen. Vannmengde, UV-transmisjon og UV-intensitet blir alle målt og disse dataene brukes i en beregningsmodell for dosen som den enkelte leverandør har utviklet Vannkvalitetens innflytelse Vannkvaliteten kan ha innflytelse på mange måter. De viktigste stoffene som påvirker kan sies å være: Stoffer som nedsetter transmisjonen Partikler Stoffer som fører til beleggdannnelse Den viktigste vannkvalitetsparameteren som nedsetter transmisjonen er farge. Effektiv bruk av UV anlegg innebærer derfor at fargen i vannet i utgangspunktet er lav eller at den har blitt fjernet før UV-desinfeksjonen. Partikler reduserer effektiviteten fordi de sprer UV-lyset og dermed reduserer intensiteten der mikroorganismen befinner seg. Partikler kan også virke skjermende på organismer som befinner seg på baksiden av partikkelen sette i UV strålens retning. En rekke stoffer i vannet kan føre til beleggdannelse. En rekke forbindelser der løseligheten synker når temperaturen øker (for eksempel CaCO 3, FePO 4, Al 2 (SO 4 ) 3 og en rekke andre) vil kunne felle ut på kvartsrørene. Likeledes vil stoffer med lav løselighet (for eksempel Fe(OH) 3 og Al(OH) 3 ) kunne felle ut. I tillegg kommer partikulær avsetning. Dessuten kan alger vokse både oppstrøms og nedstrøms UV reaktorer Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter Generelt sett er dannelse av skadelige biprodukter ansett å være et lite problem ved UVdesinfeksjon. Man har studert om UV desinfeksjon påvirker dannelsen av klororganiske stoffer (trihalometaner og halogenerte eddiksyrer) i etterfølgende klorering, noe som tilsynelatende ikke skjer. Flere studier har vist at det dannes små mengder av oksidasjonsprodukter (f.eks. aldehyder) når humusholdig vann UV-bestråles. Men ettersom UV-desinfeksjon kun bør brukes etter at fargetallet er redusert, anses heller ikke dette som noe problem. Nitrat kan konverteres til nitritt i mellomtrykkslamper men heller ikke dette antas å representere noen bekymring. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

80 3.4.7 Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon Det foreligger et stort antall undersøkelser av inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon, se for eksempel Tabell 3.9. Tabellen viser at UV er en svært effektiv desinfeksjonsmetode overfor bakterier og parasitter og mindre effektiv overfor virus, spesielt Adenovirus. Visse typer av dette viruset er meget resistent overfor UV og vil ikke inaktiveres ved de doser som er vanlige å bruke i drikkevannsanlegg i Norge. Andre virustyper er mindre resistente. Et spørsmål blir da om man skal legge det mest resistente virus til grunn for regelverket knyttet til hygieniske barriere overfor virus, slik man har gjort det i USA hvor Adenovirus er lagt til grunn. Inntil 1999 var det allmenn enighet om at parasittiske protozoer var særdeles resistente overfor alle desinfeksjonsprosesser inkludert UV-bestråling. Man anså at metoden var uaktuell pga de høye doser som måtte brukes (og dermed høye kostnader). Disse konklusjonene var trukket på bakgrunn av såkalte in vitro tester i lav trykks UV-lamper. Senere har man utført forsøk med mellomtrykks UV-lamper der effekten er vurdert ved in vivo-tester (bruk av mus) og disse har ført til at man nå ser på muligheten til at UV-bestråling kan være en god barriere mot Cryptosporidium mer langt mer positive øyne (Ormerod og Lund, 2004). Tabell 3.9 Typiske nødvendige UV-doser for 4-log inaktivering av utvalgte mikroorganismer (LeChevalier, M.W. and Au, K-K, 2004). Arbeid i den senere tid (Clancy et al, 1998, Clancy et al 2000, Buhkahri et al, 1999, USEPA, 2003) som tar i bruk in vivo tester (museforsøk eller cellekulturer) viste at både lav- og mellomtrykks lamper (kvikksølvdamp) kan oppnå 3 log inaktivering av Cryptosporidium oocyster ved UV-doser så lave som 10 mws/cm 2. Tilsvarende følsomhet har vært rapportert for Giardia (Craik et al, 2000). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

81 Hijnen and Medema (2005) har nylig gjort en meget grundig gjennomgang av alle undersøkelser av desinfeksjonseffektivitet med UV og vi skal i det følgende ta utgangspunkt i denne studien her. Alle forsøkene er dose-respons forsøk i laboratorieskala. Vi skal gå gjennom de tre gruppene av patogener; bakterier, virus og parasitter samt indikatoroganismer og modellorganismer Bakterier Det finnes ikke så mange studier av bakterier ettersom det har vært alminnelig akseptert at bakterier ikke er særlig resistente overfor UV-lys og at de derfor ikke er så interessante i denne sammenhengen. I Tabell 3.10 er vist inaktiveringseffekten av UV 254 -lys på seks patogene bakterier. Dataene kunne i all vesentlig grad beskrives med første ordens kinetikk, og i Tabell 3.10 er hastighetskonstanten (inaktiveringskonstanten) bestemt. Det er også ført opp hvor mange studier som ligger bak tabelldataene samt i hvilket doseområde studiene ble gjort Tabell 3.10 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike bakterier (Hijnen and Medema, 2005). I Figur 3.30 a er dose-respons kurven for Campylobacter og E Coli vist. Figur 3.30 Dose respons kurver for noen mikroorganismer (Hijnen and Medema, 2005). Vi minner om at nødvendig dose fås ved å dividere det antall log reduksjon man tar sikte på å nå med inaktiveringskonstanten. For å oppnå 3 log inaktivering av Salmonella, vil man etter tabellen over måtte ha en dose på minst 3/0,444 = 6,8 mj/cm 2. Vi ser at bakteriene som er Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

82 undersøkte, trengte en dose på 2-8 mj/cm 2 for å oppnå 3 log inaktivering. Selv om man legger på en sikkerhetsfaktor på 3, ligger dette innenfor de dosekrav som Veiledningen til Drikkevannsforskriften foreskriver Virus Tabell 3.11 viser data fra et meget stort antall studier på virus. Også her kunne inaktiveringskinetikken beskrives med 1. orden. Adenovirus er sannsynligvis det virus som er mest resistent over for UV. I Figur 3.30 b er dose-respons kurven for Adenovirus (type 2,15,40 og 41) vist og vi ser at for å komme opp i 3 log inaktivering må den faktiske dosen være hele 125 mj/cm 2 (med ut gangspunkt i midlere verdier for de ulike undersøkelsene). Når det gjelder de mer forekommende humane virus, Calicivirus, var imidlertid nødvendig faktisk dose i middel 24 mj/cm 2, altså under det som vi dimensjonerer for i Norge. Men tas det hensyn til en sikkerhetsfaktor som skal fange opp ufullkommenheter i strømningsbildet etc., kan denne verdien tyde på at vi burde sikre oss med å kreve biodosimeter dokumentasjon på at man faktisk oppnår en tilstrekkelig dose ved den enkelte anleggstype. Tabell 3.11 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike virus (Hijnen and Medema, 2005) Parasitter I Tabell 3.12 er samlet data for Cryptosporidium og Giardia. Tabell 3.12 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike studier av Cryptosporidium (monokromatisk lys ved 254 nm, lavtrykks lampe) og Giardia (Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema, 2005) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

83 I henhold til disse studiene, vil 2 log reduksjon av Cryptosporidium nåes ved en faktisk midlere (av antall studier) dose på 8,25 mj/cm 2 og 3 log ved 12,5 mj/cm 2, mens nødvendig midlere dose for Giardia var hhv 7,0 og 10,5 mj/cm 2. Figur 3.30 c viser dose respons dataene for Cryptosporidium og Giardia som viser at Cryptosporidium er mindre resistent enn Giardia Indikatorer og modellorganismer Vannkvalitetskriteriene i Drikkevannsforskriften bygger på indikatororganismer (f.eks. E Coli og C. perfringens) og i forsøk benyttes ofte modellorganismer (for eksempel bakteriofager i stedet for human virus). I Tabell 3.13 er det satt opp en sammenstilling av resultater for indikatorer og modellorganismer. Tabell 3.13 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) av E Coli og modell organismene MS2-fag og Bacillus Subtilis sporer (monokromatisk lys ved 254 nm, lavtrykks lampe) og av sporer av sulfittreduserende clostridier (SSRC) og av C. perfringens (Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema, 2005) Vi ser at sporer av C. perfringens krever høyere dose for å inaktiveres enn parasittene (33 mj/cm 2 for 2 log inaktivering i middel av undersøkelsene) og spesielt sporer av sulfittreduserende clostridier (SSRC) krever høye faktiske doser (111 mj/cm 2 for 2 log inaktivering). Det siste er samme nivå som Adenovirus. Figur 3.31 viser dose-respons kurver for MS2 fag sammenlignet med E. coli samt ulike bakteriesporer som har vært aktuelle å bruke som indikatororganismer. Både Hijnen et al (2000) og Lund og Ormerod (2005) fant at C. perfringens sporer fra naturlige vannprøver var mer resistente enn sporer dyrket i laboratoriet. Lund og Ormerod (2005) gjennomførte inaktiveringsforsøk med sporer av en standardstamme og bakteriesporer av C. perfringens direkte fra en bekk påvirket av diffus fekal forurensning. De fant at C. perfringens direkte fra en naturlig vannprøve var tydelig mer resistent overfor UV-bestråling enn standard stammen, med en log-reduksjon på 1,2 for C. perfringens og 1,8 for standardstammen. Den høyeste dosen de brukte (70 mj/cm 2 ) ga kun 1,5 log-reduksjon for sporer av C. perfringens Resultatene av Lund og Ormerods dose-respons studier av ulike Bacillus arter og C. perfringens sporers toleranse overfor lavtrykks UV-bestråling viser at selv om sporedannende bakterier er mer resistente overfor UV enn vanlige vegetative bakterier, de fleste virus Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

84 (foruten Adenovirus) og protozoer, så lar det seg gjøre å oppnå 1,5-2,0 log reduksjoner (95-99% inaktivering) ved en UV dose (fluence) på 40 mj/cm 2. En forutsetning er imidlertid at vannet forbehandles for å redusere partikkelinnholdet, da partikler binder bakterier og bakteriesporer, og hindrer en effektiv desinfeksjon. Figur 3.31 Dose respons kurver for bakteriofager sammenlignet med E. coli (a) og bakteriesporer (b) (Hijnen and Medema, 2005) Lund og Ormerod viste at standardstammen B. subtilis ATCC 6633, som benyttes som testorganisme (biodosimeter) i Østerrike og Tyskland ved testing av UV aggregater, har en UV-toleranse som er høyere enn de fleste Bacillus sporer som forekommer i drikkevannskilder. Dersom man oppfyller kravet til en biodosimetrisk målt UV dose på minimum 40 mj/cm 2, sikrer man derfor en tilfredsstillende desinfeksjon også av Bacillus sporer. Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40 mj/cm 2, da Clostridium sporene ser ut til å ha en mye høyere UV toleranse enn Bacillus sporer. Ytterligere undersøkelser er imidlertid nødvendig for å fastslå mer eksakt UVtoleransen til C. perfringens fra naturlige vannforekomster Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV I Figur 3.32 er vist en oversikt over inaktiveringskonstantene slik de ble bestemt av Hijnen og Medema (2005) basert på alle de studier de kunne finne å bygge sin analyse på. Figur 3.32 Oppsummering av inaktiveringskonstanter for inaktivering av ulike mikroorganismer med UV (Hijnen and Medema, 2005) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

85 Folkehelseinstituttet regner i dag at en dose på 30 mj/cm 2 gir en tilfredsstillende barrierevirkning overfor både bakterier, virus og parasitter. Som vist over, kan dette være riktig når det gjelder bakterier og parasitter, mens det kan diskuteres når det gjelder virus. Her blir det avgjørende hvilket virus som legges til grunn. Gjør vi som amerikanerne og legger Adenovirus til grunn, er 30 mj/cm 2 åpenbart ikke tilstrekkelig. I Tabell 3.14 er sammenstilt de verdiene som USEPA legger til grunn (inkludert sikkerhetsfaktorer) i sitt regelverk, og det er klart at de dosene vi bruker ikke tilfredsstiller disse verdiene mht virus. Vi kommer nærmere tilbake til det amerikanske regelverket i kap 7. Tabell 3.14 Foreslåtte amerikanske dose verdier (red target) for UV for å oppnå gitt log inaktivering (USEPA, 2003). Log inaktivering 0,5 Giardia LPHO MP 6,6 7,5 Crypto LPHO MP 6,8 7,7 Virus LPHO MP ,0 9, , , , , , , Det er usikkerhet knyttet til barriere effekten overfor sporedannende bakterier (som indikator). Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40 mj/cm 2. Veiledningen setter 40 mj/cm 2 som dosekrav når det gjelder sporer av C. perfringens. I Lund or Ormerods undersøkelse ga en dose på 40 mj/cm 2 1,8 log inaktivering mens sporer fra bekkevann bare ga 1,2 log inaktivering. En viktig årsak til den observerte forskjellen i UV toleranse er sannsynligvis at C. Perfringens sporer i vannprøver direkte fra naturen i stor grad er festet til partikler i vannet og derfor er beskyttet mot UV-lys. Det presiseres at alle data som er tatt med over er bestemt i vann med god transmisjon i batch laboratorieforsøk. Når dose-respons data skal overføres til full-skala anlegg må man ta hensyn til alle faktorene som nedsetter effektiviteten og som har vært diskutert over. Den nødvendige faktiske dosen, kan vise seg å måtte være 2-3 ganger høyere enn den faktiske dosen bestemt i laboratorieforsøk Godkjenning av UV-aggregater Vi har Norge en typegodkjenningsordning forvaltet av Folkehelseinstituttet. Den dokumentasjon som er nødvendig for typegodkjenning er gitt på hjemmesidene til Nasjonalt Folkehelseinstitutt. Typegodkjenningen baserer seg på følgende krav til UV-dose: Dersom UV-aggregatet skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante bakterier (ikke-sporeformende), virus og protozoer, må det godtgjøres at man i bestrålingskammeret oppnår et strømningsmønster som medfører at vannet passerer nær UV-lampene i deler av kammeret, slik at kapasitetsberegning basert på gjennomsnittsintensitet kan benyttes. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

86 Det desinfiserte vannet må til enhver tid ha blitt tilført en UV-dose (eng. reduction equivalent fluence) på minimum 30 mws/cm 2 (300 J/m 2 ) ved en bølgelengde i området rundt 254 nm, beregnet ut fra en volumveid gjennomsnittsintensitet i kammeret og vannets gjennomsnittlige oppholdstid i aktiv del av kammeret. Dersom et UV-aggregat skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante bakterier (inkludert bakteriesporer), virus og protozoer, må det dokumenteres at det desinfiserte vannet til enhver tid har blitt tilført en UV-dose (eng. reduction equivalent fluence) på minimum 40 mws/cm 2 (400 J/m 2 ), ved en bølgelengde på 253,7 nm, basert på en biodosimeter-test. Disse betingelsene skal sikre en 2-log reduksjon av de fleste helserelaterte bakteriesporer, basert på dagens viten om disse mikrobenes toleranse overfor UV- lys. Dette kravet oppfylles ved en gitt vanngjennomstrømning og UV-transmisjon på vannet dersom minimum referansebestråling (intensiteten) ikke blir lavere enn den minimumsverdien som ble bestemt ved biodosimeter-testen. Dokumenter som må sendes inn for søknad om typegodkjenning i henhold til biodosimetrisk målt UV-dose: Test rapporter og sertifikater fra biodosimetriske tester som er utført i henhold til østerriksk ÖNORM M eller , den tyske DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester, utført av velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et biodosimeter (testorganisme) som har en resistens mot UV-bestråling som gjør det mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en UV-dose på 40 mws/cm 2 (400 J/m 2 ). En typegodkjenningssøknad må inneholde nærmere spesifisert informasjon for hvert aggregat som søkes godkjent. Typegodkjenning i henhold til biodosimetrisk målt UV-dose er altså avhengig av dokumentasjon basert på biodosimetriske tester utført i henhold til østerriksk eller tysk standard. Det er nå på trappene en godkjenningsordning som er i overensstemmelse med en EU-standard. Den Østerrikske ÖNORM er aktuell som europeisk standard og dermed også som standard for godkjenning i Norge. Man må da teste et aggregat ved hjelp av en biodosimetrisk metode som bla benyttes i den nevnte ÖNORM. Gjennomføring av biodosimeter tester blir gjennomgått i kap 7. Etter vår oppfatning bør alle UV anlegg i Norge omfattes av en godkjenningsordning basert på biodosimetri ettersom dette er den eneste sikre metode for dose-respons dokumentasjon. 3.5 Avanserte oksidasjonsmetoder Avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) har blitt definert som prosesser som involverer dannelse av hydroksylradikaler i tilstrekkelig mengde til å påvirke vannrensingen. De vanligste prosessene er de som baserer seg på kombinasjoner av ozon og hydrogenperoksid (O 3 /H 2 O 2 ), ozon og UV-bestråling (O 3 /UV) og hydrogenperoksid og UV-bestråling (H 2 O 2 /UV). Disse metodene benyttes ikke primært til desinfeksjon men til oksidasjon. De vil likevel gi god desinfeksjon ettersom de normalt opererer ved svært høye oksidasjonspotensial. Disse metodene er vanligvis ment benyttet for oksidasjon av organiske mikroforurensninger, pesticider, farmasøytiske restprodukter osv. AOP-prosessene virker gjennom de hydroksyl-radikaler (OH * ) som dannes som mellomprodukter i prosessen. OH-radikalene reagerer med organiske forbindelser i vannet og initierer en serie av oksidative degraderingsreaksjoner. Oksidasjonen leder ofte til fullstendig Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

87 mineralisering av den organiske forurensning, dvs til CO 2, H 2 O og mineralske syrer. Kinetikken i nedbrytningen er av tilnærmet første orden Ozon baserte prosesser De første AOP-prosessen som ble lanserte var ozon-baserte : O 3 /H 2 O 2 O 3 /UV De ozon-baserte løsningene er effektive mht på oksidasjon av organiske mikroforurensninger og også svært effektiv til primærdesinfeksjon ettersom nødvendige doser for å oppnå full oksidasjon krever høye O 3 -doser. Det gir imidlertid potensial for bromatdannelse og derfor har ozon-baserte løsninger kommet mer i bakgrunnen i det siste. Typiske doser er : O 3 /DOC = 1,2 g/g H 2 O 2 /O 3 = > 2 g/g Hydrogen peroksid baserte løsninger I den senere tiden har det vært mest fokus på hydrogendioksid baserte løsninger: Fe(II) /H 2 O 2 (Fentons reagent) UV/ H 2 O 2 Lengst har man kommet i praksis med løsninger basert på UV/ H 2 O 2. Denne prosessen er nylig satt i drift ved Andijk vannverk i Nederland, etter en lang og omfattende forskning og utprøving. Man har her oppnådd god degradering (80 %) av 11 utvalgte mikroforurensninger ( priority pollutants ) ved doseringer på < 1000 mj/cm 2 og < 15 g/m 3 av H 2 O 2 uten bromatdannelse og uten vesentlig metabolitt-produksjon. I en annen kilde er dose på 540 mj/cm 2 ved 6 g/m 3 av H 2 O 2 oppgitt som driftsdosering ved Andijk vannverk. Det er klart at man med slike doser vil ha en meget omfattende inaktivering av alle patogener i tillegg til den oksidasjon av mikroforurensninger som oppnås Katalysatorbaserte metoder Det er blitt vist større interesse for katalysatorbasert prosesser i den senere tid. Dette gjelder spesielt bruk av TiO 2 som katalysator, for eksempel basert på UV/TiO 2. Denne kombinasjonen alene har et relativt lavt oksidasjonspotensial, men desinfeksjonstester av det svenske selskapet Benrad, som leverer slik utstyr, synes lovende. I forbindelse med EU-prosjektet TECHNEAU som etter planen skal igangsettes ved nyttår, skal NTNU gjennomføre et prosjekt som baserer seg på AOP (med O 3 og med UV/TiO 2 og muligens UV/ H 2 O 2 ) kombinert med biofiltrering og membranfiltrering. Dette er en videreutvikling av den metode basert på ozonering/biofiltrering som instituttet har arbeidet med over flere år og som synes å få fotefeste i Norge Potensialet for AOP i Norge Det store spørsmålet blir om slike metoder kan bli økonomisk konkurransedyktige. Det er ingen tvil om at de kan vise seg interessante for generell avansert behandling av drikkevann og de vil da gi utmerket desinfeksjonsvirkning, men som separat desinfeksjonsmetode er det grunn til å tvile på at de vil finne stor anvendelse i Norge. Mer aktuelt vil det sannsynligvis bli her å kombinere kjente desinfeksjonsmetoder. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

88 3.6 Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon) Ettersom ingen av desinfeksjonsmetodene er optimale ut fra alle aspekter, er det aktuelt å bruke flere desinfeksjonsmetoder i ett å samme anlegg. Det har vært lite tradisjon for dette i Norge. Når kombinert desinfeksjon har blitt brukt i andre land, kan det ligge ulike hensikter bak: å bruke en annen desinfeksjonsmåte for sekundærdesinfeksjonen (sikkerhetsdesinfeksjon med tanke på barriereeffekt på nettet evt. for å hindre vekst på nettet). å oppnå en total inaktiveringseffekt som er større enn den hver av desinfeksjonsmetodene kunne klart hver for seg Flere studier har vist at man ved å benytte flere metoder etter hverandre kan oppnå synergieffekter, dvs at inaktiveringsgraden er høyere enn den man skulle forvente ved å betrakte hver metode for seg og så legge sammen effektene. Dette er påvist for koliforme bakterier, Giardia, Poliovirus og Cryptosporidium. Motsatt er det også vist at Hepatitt A virus og MS2-kolifag ble mindre inaktivert ved kombinasjonsdesinfeksjon enn summen av metodene skulle tilsi. Dessverre har man ikke etablert akseptable Ct-verdier for kombinasjonsdesinfeksjon. Aktuelle kombinasjonene er: Klor/kloramin klordioksid/kloramin Ozon/klor eller kloramin Ozon/UV UV/klor UV/kloramin Klor/kloramin I denne kombinasjonen brukes vanligvis klor for primærdesinfeksjon og kloramin for sekundærdesinfeksjon. Dette er en kombinasjon som var ganske vanlig tidligere. Denne løsningen har et høyt THM-potensial selv om kloramintilsettingen reduserer dannelsen av THM noe ettersom ammoniumtilsettingen gjør kontakttiden med fri klor lavere. Denne kombinasjonen er imidlertid ikke effektiv overfor parasitter og kan derfor ikke anbefales Klordioksid/kloramin Klordioksid er foreløpig ikke brukt i Norge, men er tatt med her ettersom klordioksid er betydelig mer effektivt enn klor ved høy ph og egner seg derfor som primærdesinfeksjon etter korrosjonskontroll. Overgang fra klor til klordioksid vil derfor i vannverk som må desinfisere ved høy ph både bedre inaktiveringseffektiviteten og redusere THM-dannelsen. Kloramin vil i denne kombinasjonen igjen bli brukt for sekundærdesinfeksjon. Denne kombinasjonen må forventes å være betydelig mer inaktiverende overfor parasitter enn kombinasjonen klor/kloramin, selv om man må opp i høye Ct-verdier for å inaktivere Cryptosporidium. Det er ikke sannsynlig at denne kombinasjonen vil bli brukt i særlig grad i Norge. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

89 3.6.3 Ozon/klor eller ozon/kloramin Dette er en vært vanlig kombinasjon i mange land. Som oftest har ozon i denne kombinasjonen en oksidasjonsfunksjon (oksidasjon av jern og mangan, humus etc.). Doseringen av ozon er i disse tilfellene vanligvis betydelig høyere enn det som trengs for desinfeksjon og ettersom tilsettingen av ozon gjerne skjer tidlig i anlegget, kan Ct-verdien også bli høy. Dette kan medføre at ozonsteget blir en akseptabel barriere overfor både bakterier, virus og parasitter mens klortilsettingen kun vil være en andre barriere overfor bakterier og virus. Når ozon brukes i anlegg basert på ozonering/biofiltrering fjernes en del av humusforløperne til THM-dannelsen og THM dannelsen blir betydelig lavere enn om man ikke hadde hatt ozon først. Dette er bl.a. demonstrert på Nes Vassverk i Bjugn kommune. Dersom det anses å være behov for sekundærdesinfeksjon for å hindre vekst på nettet, er det mer hensiktsmessig å benytte kloramin enn klor. Dette vil også redusere DBP-dannelsen i forhold til ozon/klor men vil være et mindre effektivt inaktiveringssystem overfor bakterier og virus totalt sett. For løsningen med ozon/kloramin har Najm et al. (2004) utviklet modeller for den synergistiske inaktiveringsgrad av Cryptosporidium basert på en rekke målte data: Log inaktivering (ozon) = 0,0397 [1,09757] T (C. t) ozon Log inaktivering (kloramin) = 0, [(1,09757) T (C. t) ozon ] 0,8152. (1,0065) T (C. t) kloramin Når kloramin benyttes nedstrøms ozonering i et vannverk, kan den totale inaktiveringsgrad beregnes som: Log inaktivering (totalt) = Log inaktivering (ozon) + Log inaktivering (kloramin) Ozon/UV Dette er en meget effektiv kombinasjon (høy log-kreditt). Både ozon og UV er svært effektiv overfor bakterier. UV er svært effektiv og ozon moderat effektiv overfor parasitter og UV er moderat effektiv og ozon svært effektiv overfor virus. Samtidig er dette en kombinasjon som gir lav eller ingen dannelse av klorerte desinfeksjonsbiprodukter. Dersom det foreligger høye bromid-konsentrasjoner, er imidlertid potensialet for dannelse av bromat til stede og spesielle forholdsregler må tas for å minimalisere bromatdannelsen. Dette er en svært aktuell kombinasjon i norske anlegg basert på ozon/biofiltrering når behovet for høy inaktiveringsgrad overfor alle typer av patogener er til stede. I mange små anlegg der nødvendig log reduksjon vil kunne bli lav, relativt sett (for eksempel basert på den prosedyre som er foreslått i kap 8), kan det være tilstrekkelig med kun ozon (evt. med sikkerhetsklorering i tillegg), men i anlegg som krever høy nødvendig log reduksjon, vil UV være nødvendig for å klare kravet om inaktivering av parasitter (spesielt Cryptosporidium). Kombinasjonen ozon/uv gir ingen sikkerhetsdesinfeksjon på nettet, og man må vurdere nøye hvilket behov det er for det. I de anleggene som nå går i Norge (Nes, Fauske) har det ikke vært registrert spesielt høye kimtall på nettet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

90 3.6.5 UV/Klor eventuellt UV/Kloramin Mange anlegg som har benyttet klor i mange tiår kvier seg for å forlate dette desinfeksjonsmiddelet, spesielt ettersom det er effektivt overfor bakterier og virus. For å møte barrierekravet i forhold til parasitter, kan da klorering kombineres med UV. Det vanligste er da å ha klor først og UV deretter, selv om dette er av mindre betydning så lengde vannet er godt forbehandlet med tanke på fjerning av humus og partikler. UV i seg selv reduserer ikke THM potensialet. Dette bør derfor være lavt nok før kloreringen enten naturlig eller som følge av forutgående behandling. Man kan også tenke seg at små vannverk med vann av god fysisk/kjemisk vannkvalitet skulle kunne bruke denne kombinasjonen dersom det er nødvendig ut fra en betraktning av nødvendig inaktiveringsgrad. Svært mange UV-anlegg i Norge har klorering i reserve. Fra USA (Malles, 2005) er det nylig kommet svært interessante data om synergieffekter som er oppnådd ved bruk av UV/kloramin i kombinasjon spesielt i forhold til Adenovirus Figur 3.33 viser resultater som ble oppnådd i studier utført ved vannverket i Cedar Springs (Malles, 2005) Vi ser at kombinasjonen av UV (ved dose på 40 mj/cm 2 ) kombinert med kloramin (dose 0,65 mg NH 3 /l) ga høyere inaktivering av Adenovirus type 2 enn hva som skulle forventes ved å legge log inaktivering av de to metodene sammen. Spesielt høy inaktivering ble oppnådd når UV ble brukt før kloramin. Figur 3.33 Eksempel på synergieffekt av kloramin bruk i tillegg til UV for inaktivering av Adenovirus (Malles, 2005). Figuren til høyre viser UV/kloramin inaktivering av Adenovirus kontakttidens innflytelse Forfatterne av denne studien advarer mot å trekke vidt gående konklusjoner, men denne synergieffekten kan bli svært interessant dersom vi vil måtte gardere oss mot Adenovirus. Det er noe uklart enda hva mekanismen bak denne synergieffekten er. 3.7 Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder I den prosedyren som er foreslått i kap 8, er det lagt opp til at det kan gis en viss log-kreditt for vannbehandlingstiltak som kommer i tillegg til primærdesinfeksjonen. Disse metodene fjerner patogene mikroorganismer som partikler. Vannbehandlingsmetoder utover desinfeksjon er ikke ment å være en del av dette prosjektet, men ettersom dette er trukket inn i prosedyreforslaget skal vi meget kort diskutere slike metoder her. De aller fleste undersøkelser de senere år fokuserer på separasjon av parasitter. En grundigere gjennomgang av litteraturen enn det vi kan gi her, kan finnes i Betancourt and Rose (2004), WHO (2004), Ormerod og Lund (2004) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

91 3.7.1 Hurtigfiltrering uten koagulering I denne kategorien av behandlingsanlegg tenker vi primært på hurtigsandfiltrering. Vi kan imidlertid også inkludere alkalisk filtre (marmorfiltre) og ionebytterfiltre i samme kategori. Flere undersøkelser har vist at hurtigfiltrering uten koagulering gir mindre enn 1 logreduksjon i antall bakterier og parasittcyster og sannsynligvis enda mindre når det gjelder virus. Det hevdes at såkalte trådfiltre kan benyttes som hygienisk barriere mot parasitter men dette er langt fra tilstrekkelig dokumentert på dette stadiet Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon Langsomfiltrering blir i mange av de land som bruker denne behandlingsmåten (for eksempel i England) vanligvis regnet som en fullstendig hygienisk barriere mot bakterier og virus. Hovedmekanismen for fjerning av patogener er at de tilbakeholdes i det den ganske tette biohuden som etableres i topplaget på langsomsandfilteret pga en lave hydrauliske filterhastigheten (ca 0,2 m/h) som disse filtrene drives med. I Londons vannforsyning har sandfiltrering vært i bruk i minst 165 år, og er fortsatt i bruk i seks av Londons vannverk. Forsøk gjennomført i full skala (Timms et al, 1998) viste 4,5 log reduksjon av Cryptosporidium. Undersøkelsen av filterhuden viste at alle oocystene lå i de øvre 2,5 cm av filterhuden, ingen under. Dette er eksempel på hvilke resultater som kan oppnås under helt optimal drift under en kortere periode. En kanadisk fullskalaundersøkelse (Fogel et al, 1993) som ble utført i løpet av en toårsperiode med gunstige forhold i sommerhalvåret, men med is og snø på filteret om vinteren, viser imidlertid betydelig dårligere resultater. Man registrerte i perioder opp til 2,7 log reduksjon av bakterier, men i andre perioder var log-reduksjonen bare 1,4. Separasjonen av Cryptosporidium- og Giardia- cyster, som var kontinuerlig til stede i vannet var lav, bare ca 1 log mht Giardia og <0,5 log mht Cryptosporidium altså ingen signifikant log reduksjon. Man kan i litteraturen finne tilsvarende store variasjoner i hva som oppnås av patogenfjerning med langsomsandfiltre, noe som nok har å gjøre med måten slike filtre drives på, nemlig at biohuden, som ligger i topplaget av sanden, fjernes ved avskraping når falltapet blir for høy. Separasjonseffekten vil dermed være avhengig av på hvilket tidspunkt mellom to avskrapinger av biohud man befinner seg. Det er lite trolig at langsomsandfiltre vil finne noen særlig anvendelse i Norge. Det nærmeste man kommer er naturlige filtre basert på infiltrasjon gjennom elvebanker eller infiltrasjonsdammer. Det finnes flere studier i litteraturen som dokumenterer god patogenfjerning ved slik kunstig infiltrasjon, men det er vanskelig å si noe allmenngyldig hvor stor separasjonen for ulike patogener kan være. Resultatet vil være avhengig av kornfordeling og oppholdstid i grunnen som det infiltreres gjennom. Når det gjelder anlegg basert på kunstig grunnvannsinfiltrasjon er det nødvendig å gjøre mer omfattende studier blant annet for å finne fram til hvilke kriterier som skal ligge til grunn for å bestemme barrieregraden for ulike patogene mikroorganismer Koagulering/filtrering Uten koagulering har et dybdefilter liten separasjonseffekt overfor patogene mikroorganismer. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

92 Det er imidlertid alminnelig akseptert at man ved optimal koagulering kan fange inn alle former for mikroorganismer i den fnokkstruktur som er et resultat ev koagulering/flokkulering og dermed at disse kan fjernes godt dersom man fjerner fnokkene godt. Dermed blir selve koaguleringen og driften a dette prosesstrinnet av avgjørende viktighet for hvor god hygienisk barriere et anlegg basert på koagulering/filtrering representerer. Det er rapportert om betydelige reduksjoner i rensegrad under perioder med sviktende koaguleringseffektivitet i forhold til optimale prosessbetingelser. Anlegg basert på koagulering/filtrering kan ha et grovseparasjonssteg /sedimentering eller flotasjon) før filteret eller ikke. Ettersom man vanligvis regner med at et godt drevet koaguleringsanlegg med grovseparasjon (sedimentering eller flotasjon) totalt sett gir et noe bedre separasjonsresultat enn et direktefilter, må man også regne med at dette også gjelder patogene mikroorganismer. Dette er reflektert i amerikanske regler. Det er imidlertid flere undersøkelser som dokumenterer minst like god separasjonseffekt overfor mikroorganismer i direktefiltreringsanlegg som i konvensjonelle anlegg så lenge driften er god og turbiditeten ut er lav. De fleste studiene som er rapportert i litteraturen gjelder separasjonseffekten av parasitter. Disse viser at det er mulig å oppnå mer enn 2-log reduksjon av parasittcyster, men da må prosessene kjøres under optimale betingelser. Det er grunn til å knytte separasjonseffekten av patogene mikroorganismer til separasjonseffekten av partikler og derfor vurderes turbiditeten å være en aktuell parameter også for bedømmelse av mulig innhold av parasittcyster. Nieminski og Ongerth (1995) konkluderte med at Giardia og Cryptosporidium ble effektivt fjernet når anleggene ble drevet slik at turbiditeten i filtrert vann var lav (0,1-0,2 NTU). De fant at separasjonseffekten ikke var påvirket hvorvidt man anvendte direkte- eller konvensjonell filtrering i pilotforsøkene. I fullskalanleggene som ble undersøkte var faktisk renseeffektene høyere i direktefiltreringsanleggene (tomedia antrasitt-sand) enn i de konvensjonelle filtreringsanleggene. Ongerth og Pecorado (1995) undersøkte fjerning av Cryptosporidium oocyster og Giardia cyster ved flokkulering og filtrering i flermediafiltre. De undersøkte spesielt hvordan tilbakeholdelsen av cyster og oocyster ble påvirket ved avvik fra optimal drift av filtrene. Det viste seg at bare små avvik i driften kunne føre til store avvik i tilbakeholdelsen av parasittcystene, som vist i Tabell Tabell 3.15 Tilbakeholdelse av parasittcyster i flermediafiltre (Ongerth og Pecorado, 1995) Antall log-reduksjoner Parasitt Optimal drift, Suboptimal drift, turbiditet < 0,30 NTU turbiditet 0,36 NTU Giardia 3,1-3,6 1,3 Cryptosporidium 2,7-3,1 1,5 Payment et al. (2000) undersøkte et fullskala konvensjonelt filteranlegg med tomedia filtre, koagulert med Al-sulfat og med bruk av aktivert silika. Resultatene viste at et godt drevet anlegg utgjorde en betydelig barriere mot mikrobielle patogener. Giardia cyster ble påvist i kun én av 32 prøver av behandlet vann, og midlere renseeffekt var 3.6 log. Cryptosporidium Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

93 oocyster ble registrert i 7 av 32 prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var 2 log. C. perfringens ble detektert i 9 av 33 prøver av filtrert vann, med en midlere rensegrad på 4.4 log. Humane enterovirus ble ikke funnet i noen av de 32 uttatte prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var derved minst 3.1 log (i prøver uten påvisning settes utløpsverdien lik deteksjonsgrensen). Emelko (2001) gjennomførte omfattende studier av Cryptosporidium fjerning i laboratorie- og pilotskala som blant annet ledet fram til følgende konklusjoner: Fjerning av Cryptosporidium var ikke signifikant forskjellig i tomedia i forhold til i tremediafiltre, hverken under stabil drift, i perioder med hydraulisk støtbelastning eller i perioder med underdosering av koagulant. Under stabile forhold med turbiditet <0.1 NTU og partikkelinnhold < 25 partikler/ml, kunne man oppnå > 4.5 log reduksjon av Cryptosporidium ved filtrering. Ved to av de tre pilotanleggene ble det oppnådd > 5 log reduksjon selv med vanntemperaturer så lav som 1 ºC. Under filtermodning ble renseeffekten av Crypto redusert med log i forhold til stabil drift Ved gjennombrudd i filteret ble renseeffekten for Cryptosporidium redusert med 3-4 log relativt til stabil drift. Dette var tilfellet selv om turbiditeten fortsatt var lav (< 0.1 NTU). I perioder med full svikt i koagulantdosering ble renseffekten for Cryptosporidium redusert med > 4 log relativt til stabil drift både i tomedia og tremedia filtersenger. Ved anlegg som benytter høye koagulantdoser (NOM-fjerning) resulterte en koagulantsvikt på noen timer i en redusert renseffekt på > 3 log. En koagulantsvikt med varighet på flere filtersykluser ga imidlertid null reduksjon av Cryptosporidium. Suboptimal koagulering (som kan oppstå som følge av variasjoner i råvannskvalitet) ga betydelig redusert fjerning av Cryptosporidium, selv med turbiditet lavere enn 0.3 NTU. Koaguleringsbetingelsene bør derfor justeres så snart som mulig når råvannskvaliteten endrer seg. Brå økninger i filtreringshastighet ga varierende resultater med hensyn til renseeffekten. I de fleste tilfeller var effektene små. Det fremgår av det som er anført over at barriere-effekten ved koagulering/filtrering er svært avhengig av driften av anlegget. God barriere-effekt krever optimale forhold (ph, dose etc) under koaguleringen og også spesiell hensyntagen til filterspyling, modningstid osv. Det viser seg, naturlig nok, at sikring av lav turbiditet og partikkelinnhold også sikrer lavt innhold av patogene mikroorganismer i behandlet vann. Hendelser som skyldes avvik fra optimal drift gir umiddelbart effekt på separasjonseffekten av patogener og derfor bør man ha full kontroll på hvert filter. Ettersom man ikke kan måle patogene mikroorganismer on-line, må man benytte turbiditet eller partikkeltellere som indikator. Partikkeltellere anses for å være en bedre og sikrere måte å kontrollere parasittfjerning i filtre på enn turbiditet (Huck et al, 2002). Det vil føre for langt å gå inn på hva som er optimal drift for koagulering/sandfiltrering med tanke på barriereeffekt her, men vi kan slå fast at metoden krever optimalisering av driften for at den skal gi en barriere effekt tilsvarende én hygienisk barriere (3 log mht bakterier og virus, 2 log mht parasitter). I amerikanske retningslinjer (SWTR) angis det en log inaktivering på 1,0 for virus og 2,0 for Giardia for koagulering/direktefiltrering (evt. andre koagulering+filtreringsprosesser). Det Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

94 erkjennes at dette er konservativt for veldrevne anlegg, men i designsammenheng, og for å velge riktig etterfølgende desinfeksjonssteg, gis det ikke høyere kredit. Når det gjelder Cryptosporidium angir amerikanske regler (LT2ESWTR) en log inaktivering på 2,0. Det stilles da krav til drift og utløpsturbiditet. Man kan få følgende ekstra log kreditt for Cryptosporidium: dersom turbiditeten er < 0.15 NTU i 95% av tiden dersom turbiditeten er < 0.1NTU fra hvert individuelle filter i 95% av tiden, og aldri >0.3 NTU i to etterfølgende målinger målt med 15min. mellomrom. LT2ESWTR omhandler ikke Giardia og virus, selv om man kanskje kunne brukt tilsvarende argumentasjon når det gjelder disse gruppene av mikroorganismer. Igjen må det presiseres at det kan være stor forskjell på hva man i regelverket setter som forventet effekt hvor betydelige sikkerhetsfaktorer bakes inn, og hva som faktisk er oppnådd i ulike studier Membranfiltrering Spørsmålet om og i hvilken grad membranfiltrering representerer en hygienisk barriere, er i hovedsak knyttet til to forhold: 1. Membranens karakteristikk 2. Membrananleggets integritet For å kunne separere patogene mikroorganismer må membranene ha en porekarakteristikk som sikrer at organismene i utgangspunktet ikke slipper gjennom. Dessuten må systemet, dvs både membranen og modulen som anlegget sitter i, være intakt slik at mikroorganismer ikke kan slippe forbi pga ufullkommenheter eller feil i membran eller system Karakterisering av membraner Membraner kan klassifiseres ut i fra forskjellige aspekter; materialet de er laget fra (polymeriske uorganiske), produksjonsmetode og teknikk (porøse, tette, kompositt, symmetrisk/asymmetrisk, osv.), materialegenskaper og karakteristikk (hydrofilisitet hydrofobisitet, overflateladning). Foreløpig er de polymeriske membranene mest anvendt til drikkevannsbehandling men med dagens utvikling innenfor materialteknologi og produksjonsmetoder, er det forventet at en vil se en økning i bruk av keramiske membraner i drikkevannsbehandling i fremtiden. Membraner blir videre klassifisert i forhold til hvilken type stoffer man fjerner fra vannet. Fire hoveddefinisjoner brukes (se Figur 3.34). RO betegner omvendt osmose, NF for nanofiltrering, UF for ultrafiltrering og MF for mikrofiltrering. Generelt er RO membraner definert med porestørrelser mindre enn 20 Å og vil holde tilbake enverdige salter og ioner. NF membraner har porestørrelser i området mellom Å så toverdige salter og ioner, samt noe større molekyler kan separeres, som for eksempel sukker, humus og lignende. UF membraner defineres med porestørrelse i området Å, men finner også definisjonen knyttet til nominell porestørrelse ( µm). UF membraner vil primært være i stand til å fjerne makromolekyler og de minste kolloidal fraksjoner fra vann. MF membraner har en nominell porestørrelse mellom µm og vil fjerne suspendert stoff fra vann. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

95 MF UF NF RO Suspendert stoff Makromolekyler Sukker Divalent salter Dissosierte syrer Monovalent salter Ikke-dissosierte syer Vann MF Conventional filtration UF NF RO Angstroms Microns Ionic Macromolecular Micron Fine range range particle particle Figur 3.34 Membran definisjoner og karakteristisk separasjonsegenskaper. Poredefinisjonen vil være en funksjon av bestemmelsesmetode. For RO-, NF- og UFmembraner knyttes oftest poredefinisjonen til molekylvekt cut-off (MWCO). Denne bestemmes ved å gjøre separasjonstester med en væske som innholder kjente molekyler av varierende størrelser gitt i molekylvekt der en måler hvilke av disse holdes tilbake av membranen. I henhold til testprotokollen blir membranen definert med en MWCO gitt av molekyl størrelsen som gir 90% eller bedre fjerning. Utfordringen med denne metoden er at membranmaterialet, overflatekarakteristikk og porestruktur kan variere slik at det ikke alltid er samsvar mellom MWCO og de molekylstørrelser man i praksis faktisk separerer. Membranens morfologi og porestruktur vil også påvirke resultatet. Variasjoner i overflate karakteristikk og porefasonger er illustrert i Figur 3.35 som viser hvordan membran egenskapene er forskjellige både ut i fra material type og produksjonsmetode. Figur 3.35 SEM bilder av noen membrantyper som illustrerer porestruktur variasjoner. Ofte (for eksempel i Veiledningen til Drikkevannsforkriften) ser man henvisninger til nominell porestørrelse. Dette er heller ikke et entydig begrep ettersom fordelingen av porestørrelser kan variere fra en membrantype til en annen selv om den nominelle porediameter er den samme. En membran med en bred fordeling av porestørrelser gir større sannsynlighet for at mikroorganismer av en viss kritisk størrelse kan passere en membran med en gitt nominell porestørrelse enn en membran av samme nominelle porestørrelse, men med en smal fordeling Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling I Veilederen til Drikkevannsforskriften er det angitt at membrananlegg med nominell poreåpning på 10 nm eller mindre kan anses som fullverdig hygienisk barriere for virus (3 log inaktivering) og dermed også for andre patogener. En membran på 100 nm eller mindre vil være en fullverdig hygienisk barriere mot bakterier, bakteriesporer og parasittcyster mens en membran på 1000 nm eller mindre mot parasittcyster i henhold til Veiledningen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

96 Om en membran eller membranseparasjon i drikkevannbehandling vil kunne defineres som en hygienisk barriere vil imidlertid være avhengig av en rekke forhold som beskrevet over. En MWCO eller nominell porediameter definisjon er ikke et fullgodt mål på en membrans kapasitet som hygienisk barriere. Som det fremgår av eksemplene i Figur 3.35 er porene ikke entydige og man må ta hensyn til både fasongen og fordelingen av ulike porediameter som forekommer. For enkelte membrantyper vil det kunne forekomme porer som er større enn det definisjonen angir og disse representerer potensielle gjennombrudds-punkter for patogene mikroorganismer. Selv om man kan forvente en viss korrelasjon i separasjon mellom partikkelstørrelser og en membrans porestørrelser (gitt ved nominell pore diameter/mwco) så tyder flere undersøkelser på at man ikke kan forutsi separasjonen av patogene mikroorganismer kun basert på dette. Den største utfordringen mht barriere-effekt i membrananlegg er sannsynligvis knyttet til de minste organismene, dvs til virus. Det er kun RO- og NF-membraner som kan forventes å gi en fullgod barriere mot virus. Forsøk har likevel vist at små virus ikke blir holdt tilbake av membraner klassifisert som NF og UF membraner basert på nominell porediameter (Urase et al., 1996). Rapporter i litteraturen viser også til at fjerning av virus er membranspesifikk og forskjellige resultater kan måles selv om de har samme nominelle porediameter. Tre ulike UF membraner med en 500 kd MWCO viste henholdsvis rundt 1.5, 4 og 7 log reduksjon i forsøk med MS2 bakteriofag (Jacangelo et al., 1995). I samme undersøkelse målte man også at en MF membran (med nominell porediameter på 0,2 µm) hadde omtrent samme log reduksjon av MS2 som den laveste UF membranen. Studier på fjerning av bakteriofag φx174 og polio virus (begge med en gjennomsnitts diameter på 28 nm) med membraner med henholdsvis nominell porediameter på 35 og 50 nm viste for eksempel meget god rejeksjon av φx174 men nesten ingen fjerning av polio virus (Hirasaki et al., 2002). En undersøkelse som nylig er foretatt av Jacangelo et al (2005) viste også at materialtypen i membranen var av stor viktighet for separasjonseffekten av virus. Undersøkelser (Matsui et al, 2003) har imidlertid vist at kombinert med koagulering kan UF og MF-membraner også gi god barriere-effekt overfor virus. Slike anlegg er det grunn til å tro at vi vil få også i Norge om ikke altfor lenge. Dette er også dokumentert i forsøk ved NTNU (Fiksdal og Leiknes, 2006). Det er alment akseptert at både NF, UF og MF membraner kan gi fullstendig separasjon av parasitter forutsatt at anlegget er intakt på alle områder noe som kan bestemmes gjennom en integritetstest Membrananleggets integritet En integritetstest har som hensikt å finne ut om systemet virker etter hensikten. Dette er spesielt viktig når man vurderer barriere-effekt overfor patogene mikroorganismer. Dersom en membran eller en del av et membransystem har en liten defekt og slipper gjennom et mindre antall partikler, vil ikke dette nødvendigvis oppdages gjennom en for eksempel en turbiditetsmåling og en liten defekt har mindre betydning. Når det gjelder barriere-effekt overfor patogene mikroorganismer, hvor vi snakker om flere log reduksjon, vil selv en meget liten defekt kunne være helt uakseptabel ut fra et barreiere-synspunkt. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

97 Membranens integritet som hygieniske barriere. Studier har vist at defekter i membranen og monteringsfeil i modulen kan være årsak til gjennombrud av patogener, selv i RO membraner, og systemets integritet vil være en avgjørende faktor i forhold til fjerning av patogener (Hu et.al, 2003, Mi et al, 2004) Når man skal vurdere membranens integritet som hygieniske barriere er det to aspekter som må tas i betraktning. Det ene er selve membranens kapasitet til å fjerne patogener, det andre er systemets sikkerhet. I norske drikkevannsanlegg er det hovedsakelig NF membraner i spiral modul konfigurasjoner som er anvendt. En typisk spiral membran modul er vist i Figur 3.36 Figur 3.36 Illustrasjon av en typisk spiral membran modul og montert i et trykkelement. Integritetstester må ivareta at membranen selv ikke har hull på overflaten eller svikt i forseglingen rundt avstandsmatter eller limingen til oppsamlingsrøret i midten. Den må også kontrollere at montering av spiralene i trykkelementene er gjort på en forsvarlig måte slik at lekkasjer ved O-ringene og annet tetning ikke forekommer. Ved integritetstesting er det derfor viktig å skille mellom disse aspektene. Ved integritetsmåling har man spesifisert to protokoller, direkte måling og indirekte målinger. Direkte integritetsmåling: Denne testen har som formål å teste både membranen og elementene for å verifisere at systemet ikke har hull eller lekkasjer som kan medføre at uønsket komponenter fra fødevannet/konsentrat siden finner veien til permeatet. Testene er direkte og presise mål på at det ikke har forekommet gjennombrudd i membran systemet. Det foregår mye forskning og utesting av forskjellige metoder i dag men det er primært to kommersielle metoder som anvendes på membran filtreringsanlegg i dag; trykkbasert metoder og markørbasert metoder. Valg av metode er i en viss utstrekning avhengig av type membran og filtreringssystem som skal testes. Trykkbasert metoder kan utføres enten ved overtrykk eller undertrykk. Prinsippet er at man isolerer en modul og trykksetter systemet. Over en gitt tid (5-10 minutter) måles trykket og dersom dette endres, er det en indikasjon på at hull og lekkasjer punkter forekommer. Markørbaserte metoder har den fordelen at de gir et direkte mål for fjerning av partikler/stoff av en gitt størrelse. Metoden går ut på å tilsette en kjent markør og måler deretter konsentrasjoner i båre konsentrat- og permeat-strømmen. Utfordringen med denne metoden er å velge riktig markør og gjennomføre testen slik at resultatet gjenspeiler systemets reelle separasjonsegenskaper Ved direkte integritetsmåling må man ta en del av prosessen ut av produksjon for å kunne gjennomføre testen. Dette gir begrensninger på hvor hyppig man kan gjennomføre testene. Indirekte integritetsmåling: Formålet med kontinuering indirekte integritetsmåling er å verifisere at membranenheten fungerer tilfresstillende eller ikke. Denne metoden er definert Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

98 som en rutine der man kontinuerlig måler en parameter i produsert vann (permeatet) som bekrefter at partikler er fjernet. Flere metoder kan anvendes og selv om disse ikke er like sensitive eller effektive som direkte integritetsmåling, har de sin verdi i det at de kan utføres mens systemet er i drift og produserer drikkevann. Metoden som anvendes for kontinuerlig overvåking er primært basert på online måling av partikler med partikkel telling, turbiditet måling, laser turbidimetri, og konduktivitetsmåling. Hvilken metode brukes vil være en funksjon av type membran enhet som skal overvåkes og hva integritetstesten skal avdekke. Metodene basert på partikkel analyse vil primært være aktuelle for MF og åpne UF membraner mens metoder som analysere løste forbindelser vil vær mer egnet for tette UF, NF og RO systemer. Valg av metode og hyppighet av analyser vil nødvendigvis variere avhengig av system som skal overvåkes. Det som imidlertid er viktig å ta i betraktning ved indirekte integritetsmåling er at prosedyren skal gi en indikasjon på om noe har skjedd mellom to direktemålinger Barriereeffekten i membrananlegg Det ovenstående viser at det å angi barriere-effekt ved membrananlegg ikke er trivielt. Anbefalingene i Veiledningen til Drikkevannsforskriften, som tar utgangspunkt i membranenes nominelle porediameter, kan være et godt utgangspunkt men ikke et tilstrekkelig kriterium for barriere-effekt. Et membrananleggs kapasitet til å fjerne patogener vil være en funksjon av en rekke faktorer som membran type, membranmodul, systemkonfigurasjon, og driftsbetingelser. Det er derfor behov for sertifisering av forskjellige membrantyper og anlegg og dette bør gjøres med ut gangspunkt i standardisert testprotokoller. I tillegg til sertifisering er det viktig å sikre systemets integritet og overvåking av dette ved å implementere standardiserte integritetstester Ozonering/biofiltrering Denne metoden har blitt ganske populær i Norge den senere tid, spesielt for fjerning av humus i små til mellomstore anlegg. I denne metoden er det i prinsippet to steg som kan gi fjerning av mikroorganismer, nemlig ozoneringssteget og filtreringssteget. Vi vet svært lite om hva man kan vente seg av patogenseparasjon i filtersteget. Det er ikke usannsynlig at biofilmen vil fange inn mikroorganismer men det uklart i hvilken grad det kan regne med at de fastholdes der. Effekten av ozoneringssteget beregnes da på grunnlag av Ct-beregning Oppsummering Barriereeffekt av parasitter ved separering I Tabell 3.16 er vist en sammenstilling oppsatt i WHO (2006) over generisk log-kreditt for fjerning av Cryptosoridium oocyster i riktig dimensjonerte og godt drevne separasjonsprosesser. Det er svært viktig å være klar over at de verdiene som her er angitte gjelder riktig dimensjonerte og godt drevne vannverk. Praktiske erfaringer viser at feil dimensjonering, dårlig vedlikehold og dårlig drift vil redusere parasitt-fjerningen vesentlig Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

99 Tabell 3.16 Generisk log-kreditt for fjerning av Cryptosporidium oocyster i riktig dimensjonerte og godt drevne separasjonsprosseser. WHO (2006) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

100 4 Risiko og sårbarhet 4.1 Hva er problemet Vannverksbransjen står overfor en situasjon hvor det er oppdaget svakheter i norsk vannforsyningen som vi før ikke var klar over eller som ikke forekom/forekom sjelden. For eksempel er vi relativt nylig blitt klar over at også norske vannforekomster inneholder patogene protozoer, en gruppe mikroorganismer som ikke inaktiveres ved klorering. Vi får stadig flere dokumentasjoner på at dype innsjøer ikke er en sikker hygienisk barriere. Det stilles spørsmålstegn ved om enkelte typer humanvirus kan inaktiveres ved vanlige UV-doser. Kraftig og hyppig nedbør har ført til flom og oversvømmelse som har berørt installasjoner ved vannverkene. I tillegg kommer den internasjonale situasjonen med økt fokus på eksterne trusler, f.eks i form av terrorangrep. Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner på ledningsnettet, ledningsbrudd mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen terrorangrep og ekstreme naturhendelser. I dette kapittelet behandles de interne svakheter, og hvordan en kan bestemme og styre risiko forbundet med dem. Kapittelet gir en innføring i bakgrunn og status for bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen. I et annet pågående NORVAR-prosjekt utarbeides en veileder for Økt sikkerhet og beredskap i vannforsyningen rettet mot situasjoner knyttet til eksterne trusler og ekstreme naturhendelser, men også overfor interne uønskede hendelser. Risiko og sårbarhet (ROS) er to begrep som gjerne brukes sammen. Risiko er et uttrykk for den fare som uønskede hendelser representerer for mennesker, miljø og materielle verdier (Norsk Standard 5814). Risikoen kan knyttes til konsekvensen av en uønsket hendelse sammen med sannsynligheten for at den skal inntreffe. Sårbarhet kan defineres som et systems manglende evne til å motstå virkninger av uønskede hendelser (fra ROS-veileder, Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredsskap). Et vannbehandlingsanlegg vil ha høy sårbarhet dersom det er flere ting som kan gå galt og det er gjort lite for å motstå virkningene, som for eksempel at det ikke er etablert parallelle prosesslinjer. Vannverkene i Norge har som oppgave å levere nok vann med tilfredsstillende kvalitet til forbrukeren. I dette kapitlet vil en fokusere på det siste aspektet, tilfredsstillende kvalitet. Det helsebaserte målet for norsk drikkevannforsyning er nedfelt i Drikkevannsforskriften i form av krav til kvaliteten av drikkevannet. Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er dermed basert på om vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke. Det store problemet forbundet med analyser av mikroorganismer, enten det gjelder analyse av indikatororganismer eller patogene mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet (stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet kan skje mange timer og noen ganger dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette har sammenheng med 1) at dagens analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at overvåkingsstrategien tradisjonelt har vært basert på å overvåke innholdet av indikatormikroorganismer i rent vann ut fra renseanlegg eller på ledningsnettet. Utviklingen går nå Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

101 mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er grunnlaget for denne sikringen (WHO, 2004). 4.2 Definisjoner Risikofaktor I denne rapporten blir begrepet risikofaktor brukt om de ulike humanpatogene mikroorganismer som kan forurense vannkilden og føre til vannbåren infeksjon. Risikofaktor er oversatt fra det engelske hazard. Uønskede kjemiske forbindelser vil også være risikofaktorer, men disse blir ikke behandlet i denne rapporten Risiko Risiko (R) kan uttrykkes ved sannsynligheten (S) for og konsekvensen (K) av at en uønsket hendelse inntreffer. I vannforsyningssammenheng vil den uønskede hendelsen være at vann forurenses av en risikofaktor. En måte å uttrykke risikoen på er som følger: R = S x K En annen måte å uttrykke risiko på er å si at risikoen er lik sannsynligheten for å få symptomer på sykdom etter å ha blitt eksponert for en bestemt dose av en risikofaktor. Dette er basis for kvantitativ beregning av mikrobiell risiko (pkt ). Innen området risiko og sårbarhet kan en skille mellom følgende tre komponenter: Risikovurdering Risikohåndtering Risiko-kommunikasjon (Risk assessment) (Risk management) (Risk communication) Sammenhengen mellom risikohåndtering og risikovurdering slik den er definert av International Electrical Congress er vist i Figur 4.1. I denne rapporten blir bare forhold knyttet til risikovurdering og risikohåndtering behandlet Risikovurdering Risikovurdering av f.eks vannbehandlingsanlegget kan defineres som den kvalitative eller kvantitative karakterisering av anlegget for å identifisere og beskrive potensiell helserisiko knyttet til hendelser og komponenter. Risikovurdering omfatter risikoanalyse (identifikasjon av risikofaktorer og bestemmelse av risiko forbundet med hendelser hvor risikofaktorene tilføres vann) samt bestemmelse av hvilke risikonivå som kan tolereres og hvilke som ikke kan det Risikohåndtering Risikohåndtering er den samlede prosessen som må gjennomføres for å kontrollere risiko, avveie ulike alternativ og velge de mest hensiktsmessige tiltak, idet det tas hensyn til resultater fra risikovurdering, teknologiske forhold, økonomi, og juridiske og politiske forhold. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

102 Risikohåndtering omfatter risikovurdering og beslutninger ang. tiltak for å redusere og/eller kontrollere risiko Risiko-kommunikasjon Risiko-kommunikasjon er kommunikasjonen av risiko til alle som har ansvar for vannverket, forvaltningssystemet og befolkningen. Begrepet risiko-kommunikasjon omfatter også hvordan offentligheten oppfatter risikoen og evnen til å utveksle informasjon. Figur 4.1 Risikovurdering og håndtering (IEC ) 4.3 Helsebaserte mål for vannforsyningen Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er risiko for infeksjon. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2) Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt vannforsyningssystem? I WHO retningslinjene (WHO 2004) for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer som blir syke i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per årlig, eller 1 person per årlig. Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA, hvor det er foreslått at det høyeste risikonivå for gastrointestinal sykdom forårsaket av patogener i drikkevann skal være én infeksjon per personer per år (USEPA Water Treatment Surface Rule). En tilsvarende målsetting for tolererbar risiko finner en også i andre land. Nederland har for eksempel utformet retningslinjer (Dutch Drinking Water Act) som sier at risikonivået for vannbåren infeksjon bør være maksimalt 10-4 årlig (én infeksjon per personer per år). I Norge er det helsebaserte målet for vannforsyningen nedfelt i den norske Drikkevannsforskriftens 12 hvor det står at drikkevannet skal, når det leveres til mottakeren, være hygienisk betryggende og det skal ikke inneholde fysiske, kjemiske eller biologiske komponenter som kan medføre fare for helseskade i vanlig bruk. I tillegg kommer vannkvalitetskravene mhp konsentrasjon av indikatororganismer. Dersom en tar utgangspunkt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

103 i de verdiene som er oppgitt i Tabell 2.5 for registrerte sykdomsutbrudd i Norge, så ble 326 personer syke pga vannbåren smitte i 2002, av en befolkning på 4.54 millioner. Det tilsvarer ca 1 infeksjon per personer per år, som er en noe lavere sykdomsforekomst enn det som forslått som mål f.eks i Nederland. Antall personer som er blitt syke pga vannbårne utbrudd i Norge kan være for lavt, det er ikke sikkert at alle som blir syke er registrert. 4.4 Identifikasjon av uønskede hendelser Identifikasjon av uønskede hendelser som kan føre til vannforurensing starter med å lage en beskrivelse av det aktuelle vannforsyningssystemet (nedbørsfelt, kilde, vannbehandlingsanlegg og distribusjonssystem), eventuelt deler av det som ansees for spesielt kritiske, f.eks desinfeksjonsprosessen. Deretter foretas en gjennomgang for å identifisere alle punkt/ hendelser hvor risikofaktorer (pkt ) kan tilføres vannet. Arbeidet med å få satt opp en liste over aktuelle punkt/hendelser er som regel basert på mangeårige erfaringsgrunnlag hos ansatte ved de enkelte vannverk, og kan gjennomføres som et gruppearbeid hvor deltakerne er ansatte ved vannverket og eventuelt eksterne eksperter. For å vurdere effekten av ulike hendelser kan en også benytte ulike typer verktøy, og noen av disse blir omtalt nedenfor Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme hvordan feil kan skje og effekten av feil FMEA er en analytisk teknikk som utforsker effekten av feil og funksjonsfeil knyttet til de enkelte komponentene i et system. Første trinn i prosessen er å definere det aktuelle vannforsyningsanlegget, for å avgrense det en skal vurdere. Deretter stilles følgende spørsmål: 1. Hvordan kan hver komponent/prosess feile? 2. Hva kan forårsake at hver av disse komponentene/prosessene feiler på denne måten? 3. Hva kan effekten bli hvis disse feilene skjer? 4. Hvor alvorlig er disse feilene? 5. Hvordan kan hver feil oppdages? Praktisk gjennomføring av FMEA teknikken innebærer å fylle ut et regneark hvor de ulike feilene som kan oppstå i tilknytning til hver enkelt komponent/hendelse identifiseres, evalueres og gis prioritet (høy, midlere eller lav risiko). I regnearket kan en også rangere feilene etter avtagende risikokode/prioritet. Det bør også inngå en liste over tiltak som kan redusere hyppigheten eller motvirke konsekvensen. Tiltakene kan omfatte endringer i design, prosedyrer eller organisasjonsmessige endringer, for eksempel metoder for påvisning eller endring i vedlikeholdspraksis. En prosess av denne typen kan være dyr og tidskrevende, men når den først er gjennomført er den verdifull for fremtidige (prosess-)gjennomganger og kan være et grunnlag for bruken av andre risikovurderingsteknikker som f. eks Feil-tre ( )- og Hendelses-tre ( )- analyser Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA) Dette er en grafisk teknikk som gir en systematisk beskrivelse av kombinasjoner av mulige hendelser i et system som kan resultere i det mest uønskede resultat, en såkalt Top Event, f.eks at vannet til konsumentene er sterkt forurenset. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

104 Feiltre-metoden kan brukes til kvantitativ beregning av sannsynligheten for at en slik Top Event skal skje, forutsatt at en har et kjennskap til hyppigheten for når ulike feil kan inntreffe. FTA er dessuten en virkningsfull teknikk for å identifisere hvilke feil som har størst innvirkning på om en Top Event vil inntreffe Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA) ETA er basert på såkalt binær logikk, hvor hver hendelse enten har skjedd eller ikke skjedd, hver komponent har feilet eller ikke feilet. Denne typen analyse er verdifull for å kunne analysere konsekvensene av at en feil eller uønsket hendelse inntreffer. Et hendelsestre begynner med en starthendelse, for eksempel forurensing av en råvannskilde. Konsekvensen av hendelsen følges gjennom en serie av mulige veier. Hver vei kan gis en sannsynlighet for at den skal inntreffe, og sannsynligheten for ulike sluttresultat kan deretter beregnes. 4.5 Bestemmelse av risiko Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier Det er flere måter å bestemme risiko på etter at uønskede hendelser er identifisert. Det kan f.eks gjøres kvalitativt ved at ansatte ved vannverket eventuelt sammen med andre først vurderer sannsynligheten for at en hendelse skal inntreffe, og deretter hvilken konsekvens dent vil ha inklusive hvor mange personer som blir berørt. Dette kan gjøres ved hjelp av en matrise hvor hendelsene/risikofaktorene rangeres etter hvor sannsynlig det er at de vil forekomme (f.eks. sikkert, mulig, sjelden) og konsekvensene de har hvis de inntreffer (f.eks ubetydelig, alvorlig, katastrofal). Hvert nivå kan også gis en tallverdi (Tabell 4.1). En kan så beregne en såkalt risiko-score for en akuelle hendelse. Scoren kan beregnes som produktet av tallverdiene for sannsynlighet og alvorlighetsgrad (Tabell 4.2). Når tallverdiene for risiko er angitt, kan en bestemme tall-nivået for når aksjon skal skje. Dette bygger på egne vurderinger. Nylig er det foreslått en definisjon av alvorlighetsgraden/konsekvensen for mikrobielle risikofaktorer basert på tallverdier for økningen av endemisk sykdom i et samfunn (Tabell 4.3). Disse definisjonene vil kunne supplere og brukes sammen med Tabell 4.1. Tallangivelser og utregninger av risikoscore gjør ikke risikovurderingen mer presis enn om en bare benytter beskrivende betegnelser. Det viktigste er at den risikovurdering som gjøres kan brukes som grunnlag for å fatte beslutninger om tiltak. Tabell 4.1 Eksempel på beskrivelse av konsekvens- og sannsynlighetsnivå (WHO, 2004) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

105 Sannsynlighet, Definisjon Vekting Konsekvens Meget En gang pr. dag 5 sannsy nlig Sannsy nlig En gang pr. uke 4 Moderat sannsy nlig En gang pr. måned 3 Lite sannsy nlig En gang pr. år 2 Sjelden En gang hv ert femte år 1 Katastrofal Potentielt dødelig f or en stor bef olkning 5 Stor Potentielt dødelig f or en liten befolkning 4 Moderate Potentielt skadelig for en stor befolkning 3 Liten Potentielt skadelig for en liten bef olkning 2 Ubety delig Ingen påv irkning evt. ingen påv iselig påvirkning 1 Tabell 4.2 Eksempel på matriseverdier for risikofaktorer basert på deres sannsynlighet og konsekvens (WHO, 2004) Alvorlighet av konsekvens Sannsynlighet Ubetyd liten moderat stor katastrofal -elig Nesten sikker sannsy nlig moderat Lite sannsy nlig sjelden Tabell 4.3 Karakterisering av konsekvens av mikrobielle risikofaktorer basert på endemisk undersøkelse (Westrel,l 2004) Type Katastrofal Definisjon Bety delig økning i diare-sykdommer >25%, eller <5% økning i mer alv orlige sykdommer, eller et stort sykdomsutbrudd (100 syke), eller dødsf all Vesentlig Økning i mer alvorlige sykdommer (0.1-5%, eller stor økning i diare-sykdommer (5-25%) Moderat Økning i diare-sykdommer (1-<5%) Liten Sv ak økning i diare-sykdommer (0.1-<1%) Ubety delig Ingen økning i sykdomstilf eller (<0.1%) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

106 4.5.2 Bestemmelse av risiko for infeksjon For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive desinfeksjons-trinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ mikrobiell risiko analyse Epidemiologiske undersøkelser Epidemiologiske undersøkelser går ut på å registrere/undersøke forekomst av faktiske sykdomsutbrudd i en befolkning og sykdommens årsak og overføringsvei. Epidemiologiske undersøkelser kan være svært nyttige i forbindelse med risikoanalyser fordi de kan gi tydelige beviser for at et gitt patogen er vannbåren (spres via vann), de kan gi dessuten gi god informasjon om hvilken del av vannforsyningssystemet som har sviktet i de aktuelle tilfellene, og ikke minst kan de gi inngangs- data til modeller for risikoberegning. I Norge er det nylig gjort to epidemiologiske undersøkelser hvor det er vist en viss sammenheng mellom trykkløst ledningsnett og sykdomsforekomst hos abonnentene (Wahl 2002, 2005). Et annet ferskt eksempel er Giardia-utbruddet i Bergen i Da sammenhengen enda var ukjent, var det registreringen av bostedet for de som etter hvert ble syke som avslørte at det var råvannet, Svartediket, som måtte være forurenset Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) QMRA er blitt lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA utføres det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet. Fordi QMRA-analyse hittil har vært lite benyttet innen norsk vannforsyning blir QMRA gitt en nærmere omtale nedenfor. 4.6 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) For å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler av vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet, er det utviklet en metode for kvantitativ mikrobiologisk risiko analyse (QMRA). QMRA bygger på en dose-responsmodell som opprinnelig er utviklet for å bestemme risikoen for å få kreft ved forekomst av kreftfremkallende stoffer i for eksempel matvarer og vann. Hensikten med å gjennomføre QMRA er å bestemme om det er nødvendig å oppgradere et system slik at det vil innfri de helsebaserte målsettinger som er gjort. Dersom risikoanalysen viser at vannforsyningssystemet ikke innfrir målsettingene, bør en vurdere å gjøre investeringer, for eksempel i behandlingsanlegget. Den kanskje største fordelen med å gjennomføre QMRA er at en kan synliggjøre den helserelaterte risikoen knyttet til den enkelte del av vannforsyningssystemet og dermed også vise hvor tiltak vil gi størst effekt. Til syvende og sist dreier det seg om å foreta en avveiing angående hvilken sikkerhet til hvilken pris Gjennomføring av QMRA QMRA inndeles i fire påfølgende trinn: Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

107 Risikofaktor - identifikasjon; omfatter en beskrivelse av hvilke helseeffekter den aktuelle risikofaktor har for mennesker (f.eks risikofaktor = Giardia som kan føre til diaré) Eksponering; omfatter en bestemmelse av størrelse og type av befolkningsgruppen som blir eksponert, smitteveier, mengde og varighet av eksponeringen Dose-respons-fastlegging karakteriserer forholdet mellom dose og forekomst av helseeffekter, basert på både dyre-og menneskestudier Risiko-karakterisering som integrerer informasjonen fra trinnene over for å kunne anslå størrelsen av det offentlige helse-problemet, og for å kunne evaluere variasjoner og usikkerheter i risikoen Eksponeringen bestemmes av to faktorer: Konsentrasjonen av levende og infektiøse patogene mikroorganismer i drikkevannet på det punkt hvor vannet konsumeres. Denne konsentrasjonen er vanligvis lav. Mengden drikkevann som konsumeres, uten ytterligere behandling (dvs. koking). Fordi konsentrasjonen av patogene i drikkevannet som regel er meget lav, er det generelt vanskelig å bestemme innholdet direkte. I stedet kan konsentrasjonen i drikkevannet bestemmes indirekte ved å ta utgangspunkt i konsentrasjonen av patogene i råvannet og deretter beregne innholdet i drikkevannet basert på kunnskap om effektiviteten av behandling/desinfeksjon. Daglig eksponering (dose): Dose = C* 1/R* I* 10 -DR *V C= konsentrasjon av patogen i råvannet R= fraksjon av patogene i vannet som påvises med den aktuelle analysemetoden I = fraksjon av patogene som er infektiøse DR = decimal reduksjon (= log reduksjon) av patogen i vannrenseanlegget V = daglig individuelt vannkonsum Dose-respons: P inf = 1-e -rµ P inf = sannsynlighet for infeksjon r = sannsynlighet for at en patogen skal initiere infeksjon µ = gjennomsnittelig antall i inntatt drikkevann (= dose) For at beregningene skal være representative er det viktig å ha gode tallstørrelser for alle parametrene som inngår, og her er det fortsatt en del mangler. Et eksempel på gjennomføring av en kvantitativ mikrobiell risikobestemmelse er vist i Tabell 4.4. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

108 Tabell 4.4 Eksempel på gjennomføring av en risikobestemmelse Variable Conc. i råvann (n/1000 L) Recovery (%) Smittsomhet (%) Decimal reduction Vannkonsum (ml/day ) Dose-response parameter r Risiko f or inf eksjon (per person per år) Mean value Cryptosporidium Giardia *10-5 Dersom en kjenner innholdet av patogene i råvannet, og har bestemt hvilken risiko for infeksjon som kan aksepteres f.eks P inf, lik 10-5, så kan nødvendig behandling (log reduksjon) beregnes. En slik fremgangsmåte innebærer at en går ut fra at drikkevannet etter behandling kan ha et innhold av protozoer, som riktig nok er svært lite, men som er > 0. Det er fortsatt et problem forbundet med å bruke råvannsdata i slike beregninger at dagens metoder ikke skiller mellom levende og døde (oo)cyster i råvannet. En konservativ tilnærming blir da å betrakte alle (oo)cystene som smittsomme, men dette kan forårsake for høye investeringer i behandlingsprosessene Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning I Sverige er det nylig utført en undersøkelse hvor en har benyttet QMRA for å kvantifisere effekten av å endre teknologiske hygieniske barrierer i vannforsyningen med vannverket i Gøteborg som eksempel (Kärrman et al. 2004). Med utgangspunkt i overflatevann som råvannskilde og den eksisterende, konvensjonelle drikkevannsbehandlingen (kjemisk felling, sedimentering, aktiv kullfiltrering og klorering) har en beregnet infeksjonsrisikoen. Deretter er det gjort tilsvarende beregninger ved bruk av alternativ (UV i stedet for klorering, flotasjon i stedet for sedimentering) og komplimenterende (langsom-filtrering) teknologiske barrierer. En har også sett på effekten av gå fra den sentrale behandlingen til en desentralisert behandling hvor det benyttes membranfiltreringsanlegg. En valgte ut tre patogener som barrierene skulle virke mot: Cryptosporidium parvum, rotavirus og Campylobacter jejuni. Disse ble valgt fordi de forekommer ofte i både svenske og utenlandske sykdomsstatistikker, og fordi de er identifisert som årsak til vannbårne sykdomsutbrudd. Data for innhold av patogene i råvannet, reduksjon av patogen-innholdet i renseprosessen mm ble samlet inn fra vannverket i Gøteborg, og fra tidligere svenske og internasjonale undersøkelser. Hvis dataunderlaget var tilstrekkelig ble parametrene uttrykt som sannsynlighetsfordelinger for å inkludere variasjon og usikkerhet, ellers ble det benyttet punktverdier (Figur 4.2). Resultatet av slike beregninger er helt avhengig av godheten av inngangsdataene, og fortsatt må en støtte seg på en begrenset og til dels usikker datamengde for aktuelle parametere. Når det er sagt, så viser disse beregningene at ved å legge til et langsomfilter i dagens prosessutforming så ble risikoen for infeksjon betydelig redusert, for alle de tre patogentypene. Reduksjonen skyldes biofilmen som vokser i den øvre del av filteret. Den fører til at porestørrelse i filteret reduseres og gir dessuten mulighet for såkalt beiting (protozoer i biofilmen spiser bakterier og virus). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

109 Figur 4.2 Årlig risiko for infeksjon per person av patogenene Cryptosporidium parvum, rotavirus og Campylobacter jejuni ved konsumering av drikkevann. Sammenligning av risiko ved eksisterende vannbehandling, Gøteborg, med alternative eller komplimenterende prosesser. UVdose = mws/cm2. Figuren viser medianverdier med 95% konfidensintervall. Verdier i parentes er usikre. K står for konvensjonell rensing. Fra (Kärrman et al., 2004) Alle de tre modellmikroorganismene ble i stor grad inaktivert ved bruk av UV som teknologisk hygienisk barriere i stedet for klor. Med UV i stedet for klorering ble risikoen for infeksjon ved konsumering av drikkevann som inneholdt Cryptosporidium, Rotavirus eller Campylobacter, redusert med henholdsvis ca 3 log (til < 10-6 infeksjoner pr. år, person Cryptosporidium), ca 2 log (til ca 10-4 infeksjoner pr. år, person Rotavirus) og ca 3 log (til <10-7 infeksjoner pr. år, person Campylobacter) Andre eksempler på bruk av QMRA I den kontinuerlige prosessen med å revidere WHO retningslinjene for drikkevannskvalitet, er det nylig utgitt et dokument som behandler riskovurdering knyttet til forekomst av Cryptosporidium (WHO, 2006). Dokumentet gir blant annet oversikt over årsaker til forekomst av Cryptosporidium i vann og effekt av ulike behandlinger. Det gir innføring i hvordan QMRA kan gjøres, og hvordan en kan forholde seg til usikkerheter knyttet til QMRA. Dokumentet inneholder case studies hvor QMRA er benyttet. I et av dem har Suez-Lyonnaise-des-Eaux, Frankrike, gjennomført QMRA relatert til forekomst av Cryptosporidium i råvann og type vannbehandling, for mer enn 1700 vannverk i Frankrike. Hensikten var å bestemme risiko relatert til det enkelt vannverk, for deretter å prioritere risikohåndtering dvs hvor oppgradering burde skje. Det ble definert tre risikonivå: Lav-risiko: Drikkevann Cryptosporidium-konsentrasjon på oocyster/100 L. En slik konsentrasjon i kombinasjon med aktuelt drikkevannforbruk gir en årlig sannsynlighet for infeksjon per person på Midlere risiko: Drikkevann med 1 oocyst/100l, dvs årlig sannsynlighet for infeksjon per person på 1.2*10-1. Høy risiko: Drikkevann med 10 oocyster/100 L, dvs årlig sannsynlighet for infeksjon per person på 7*10-1. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

110 Basert på tidligere overvåkingsprogrammer foretatt av Suez-Lyonnaise-des-Eaux, ble konsentrasjonen av Cryptosporidium i ulike råvannstyper estimert (Figur 4.3). Figur 4.3 Estimert konsentrasjon av Cryptosporidium i råvann, basert på råvannstype (WHO, 2006) Ved hjelp av egne data og data fra litteraturen ble det bestemt hvilken log reduksjon som kunne oppnås for ulike typer vannbehandling/desinfeksjon. Deretter ble log-reduksjon av Cryptosporidium og dermed konsentrasjonen i drikkevannet ved hvert vannverk bestemt. Risikovurderingen viste at det først og fremst var små vannverk (< 5000 personer) og vannverk med grunnvann som ble påvirket av overflatevann, som befant seg i høyrisikoområdet. QMRA resultatene ble validert med et overvåkingsprogram hvor innholdet av Cryptosporidium ble undersøkt på utvalgte lokaliteter. Resultatene av overvåkingen var konsistent med QMRA analysen: høy risiko lokaliteter hadde hyppigst og høyest forekomst av Cryptosporidium. Cryptosporidium ble ikke påvist ved lavrisiko-lokaliteter, og midlere risiko-lokaliteter hadde midlere forekomst av Cryptosporidium. Suez-Lyonnaise-des-Eaux har senere benyttet samme prosedyre for vannverk i andre land. 4.7 Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) et redskap for å styre risiko og vannkvalitet I de nyeste WHO retningslinjene for drikkevannskvalitet (WHO 2004) legges det økt vekt på risikostyring for å nå helsebaserte mål i vannforsyningen. HACCP vil kunne være en prosedyre for å oppnå en slik styring. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske kontrollpunkt (CCP). Etter at det er gjort en risiko-vurdering av vannforsyningssystemet inklusive desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontroll- punkt (CCP) en skal ha for å kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser. HACCP kan oversettes til: Risikofaktoranalyse og kritiske kontrollpunkt. Det er viktig i denne sammenhengen at det engelske control omfatter både det å kontrollere og det å styre, som er et nøkkelelement i prinsippene for HACCP. HACCP handler altså ikke om å kontrollere vannkvaliteten, men om å styre kvaliteten. Formålet med HACCP er å sikre: vannets kvalitet sikkerheten for at vannets kvalitet tilfredsstiller de mål som er satt HACCP handler om å tenke preventivt, om å sikre seg før ting går galt. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

111 I matvareindustrien har det lenge vært vanlig å benytte HACCP prosedyren for kontrollere/håndtere uønskede forbindelser og den helsemessige risiko som er forbundet med deres nærvær. HACCP prosedyren ble først utviklet i 1959 forbindelse med fremstilling av sikker mat for astronautene i det amerikanske romfartsprogrammet. I 1985 ble anvendelsen av HACCP anbefalt av US National Academy of Science (NAS), og siden da er systemet blitt videreutviklet og prøvd ut over hele verden. HACCP-konseptet er i dag internasjonalt anerkjent som et preventivt kvalitetssikringssystem innen næringsmiddelproduksjon og er omtalt i EU-direktiv (om Næringsmiddelhygiene 14. juni 1993 EØF/93/43). HACCP er kompatibelt med andre kvalitetsikrings- systemer, som ISO 9000-seriene. I kortversjon kan HACCP beskrives som en iterativ to-trinnsprosess: Gjennomfør risikofaktoranalyse- finn ut hva som kan gå galt, og identifiser hva som skal overvåkes Operasjonaliser overvåkningen og beskriv den aksjonen som skal iverksettes hvis vannkvalitetsmålene overskrides Mer detaljert vil en HACCP prosess omfatter følgende punkt: Identifikasjon og prioritering av risikofaktorer/hendelser Identifikasjon av kontrolltiltak Sette kritiske grenseverdier for bruk ved kontroll Etablere overvåking Etablere korrigerende tiltak Etablere evaluering og verifisering Etablere dokumentasjonssystem Styringstiltak Alle de viktigste risikofaktorene/hendelsene i vannbehandlingsanlegget skal styres ved hjelp av styrende tiltak, dvs. tiltak som fjerner, forbygger eller reduserer risikoen til et akseptabelt nivå. Styrende tiltak for mikrobiell forurensing i vannforsyningssystemet kan være relatert til kildebeskyttelse, tekniske installasjoner og vannbehandlingsprosesser, i denne rapporten fokuseres det på vannbehandling/desinfeksjon. I flytskjemaet som beskriver vannforsyningssystemet, skal det avmerkes hvor det er satt i verk styringstiltak. Punktet hvor avmerkingen skjer blir kalt styringspunktet, på engelsk Critical Control Point (CCP) Styringspunkt (Critical control points CCP) Styringspunkter kan beskrives som de trinn i vannbehandlingen hvor det satt i verk styringstiltak. Et styringspunkt skal som et minimum ha følgende egenskaper: Grenser for operativ aksept kan defineres (for eksempel maks/min restklorkonsentrasjon) Disse grensene kan overvåkes, direkte eller indirekte En på forhånd planlagt korreksjon (reaksjon) kan utføres når det oppdages avvik under overvåking Korreksjonen vil beskytte vannsikkerheten ved at det umiddelbart gjenopprettes normale driftsforhold, samt at den på lengre sikt gir anledning til ytterligere styrende tiltak Prosessen med å påvise avvikelsen og gjennomføre korreksjon kan gjennomføres innenfor en tidshorisont som er tilstrekkelig til å opprettholde sikkert vann Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

112 Det er bare styringstiltak som har disse egenskaper som kan avmerkes i flytskjemaet som styringspunkt. En overvåking av mikrobiell kvalitet hvor resultatene foreligger flere dager etter prøvetakingstidspunktet er derfor ikke et styringstiltak fordi vannet allerede har nådd ut til konsumenten. Dette tiltaket vil ikke inngå i flytskjemaet som et styringspunkt Understøttende program Understøttende program er aktiviteter som sikrer at for eksempel utstyr som benyttes og personalet ikke blir en kilde til forurensing eller skadelige hendelser i vannforsyningen. Dersom risikoen for en gitt risikofaktor/hendelse er lav, kan det være nok å sikre seg ved hjelp av et understøttende program. Regler og instrukser for god arbeids-, ledelses-, og hygienepraksis er viktige elementer i understøttende programmer. Slike regler og instrukser har de fleste vannverk allerede. Resultatet av risikofaktoranalysen vil avdekke hvordan risikofaktorene skal håndteres: enten i et understøttende program eller ved et styringstiltak Eksempler på gjennomføring av HACCP Eksempler fra Danmark I Danmark ble det i 2004 gjennomført et prosjekt i regi av Miljøstyrelsen hvor den spesifikke målsettingen var å bygge opp kunnskap og høste erfaringer om HACCP hos de 6 vannverkene som deltok i prosjektet (Bruun, 2005). Prosjektet er første trinn i utviklingen av en bransjespesifikk veiledning i anvendelsen av HACCP i dansk vannforsyning. Rapporten lister opp følgende erfaringer som er gjort i prosjektet: HACCP konseptet kan med fordel anvendes til en prioritering av innsatsen overfor spesifikke risikofaktorer slik at det sikres en optimal ressursanvendelse. Prosjektet har arbeidet med holdninger til sikkerhet ved vannforsyning. Ved å flytte fokus fra kontroll av vannkvalitet til styring av de prosesser, som potensielt kan påvirke kvaliteten, kan man redusere risikoen for å miste styringen og dermed unngå situasjoner hvor man potensielt leverer vann som ikke tilfredsstiller vannkvalitetsmålene. Kunnskapsdeling mellom vannverkene angående risikostyring vil sikre at den samme feil ikke begås to steder. HACCP supplerer eksisterende ledelsessystemer. HACCP skaper et godt grunnlag for at diskutere hvilket risikonivå danske vannforsyninger skal arbeide mot. Arbeidet med risikostyring i dansk vannforsyning har påvist et behov for å fastlegge et felles basisnivå for sikkerhet ved produksjon og leveranse av drikkevann. Dette basisnivå vil hjelpe den enkelte vannforsyning og den enkelte person i de situasjoner hvor det skal gjøres en konkret beslutning. Prosjektet valgte å benytte en enklere matriks for risikovurdering enn den som er vist i Tabell 4.2, og utviklet/benyttet det skjemaet for risikofaktor-analyse og fastleggelse av styring som er vist i pkt Sammenhengen mellom HACCP-prosedyren og annet produktsikrings-arbeide som inngår i vannverksrutinene er vist i Figur 4.4 Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

113 Figur 4.4 Sammenhengen mellom HACCP og annet produktsikringsarbeide (Bruun, 2005) Eksempler fra Sveits Vannverket i Zürich har benyttet en HACCP prosedyre for å sikre vannforsyningen. For hver av delene i vannforsyningssystemet (råvann, behandling, distribusjon, drikkevann) utførte de en HACCP prosess. Denne var basert på 4 kriterier: Mannskap (Men), Materialer (Materials), Maskiner (Machinery), Metoder (Methodology), og hele systemet ble gjennomgått for å identifisere og vurdere uønskede hendelser knyttet til de 4 M. Noen momenter fra gjennomføringen av prosedyren er gitt nedenfor: En av risikofaktorene/hendelsene som ble listet opp for tekniske installasjoner (Maskiner) var design av vannbehandlingsreaktorene, dvs. om hydrauliske forhold i reaktorene var som planlagt. Dette kontrollerte de ved hjelp av tracer-undersøkelser og dataprogram for modellering av reaktor-hydraulikken. Modelleringen viste at reaktoren best kunne beskrives som en serie av fire reaktorer med fullstendig blanding etterfulgt av en ikke-ideell stempelstrøm-reaktor. For å vurdere om vannbehandlingsprosessen (Metoder) fungerte slik den skulle, ble det benyttet litteraturdata for inaktiveringskonstanter (fra lab-skala forsøk) for aktuelle mikroorganismer (for eks. Cryptosporidium, Giardia, Poliovirus). Disse ble koplet til Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

114 Rapid Filtration Ozonation GAC Filtration hydrauliske data for hver enhetsprosess vha dataprogrammet Aquasim for å beregne den samlede inaktiveringen (log reduksjon) (Figur 4.5). Raw Water SS- Filtration Drinking Water Preozonation I mplementati on of the HACCP-Method H.P. Kaiser Figur 4.5 Beregnede reduksjoner av ulike forbindelser i ulike deler av vannbehandlingsprosessen, Zurich. Ozonering benyttes for desinfeksjon. For patogene er kravet til reduksjon i Zurich det samme som i US EPA surface water treatment rule fra 1991, dvs. minst 3 log reduksjon og/eller inaktivering av Giardia cyster og minst 4 log reduksjon og/eller inaktivering av virus. Den ønskede reduksjonen er avhengig av at ozonkonsentrasjonen er på et gitt nivå. For å kontrollere dette er det satt en nedre konsentrasjonsgrense knyttet til alarm. Vannverket legger altså stor vekt på at prosessene fungerer, og dette blir sjekket ved online målinger, f.eks av ozon-innhold og turbiditet, knyttet til et alarmsystem. Hvis grenseverdier for ozon-innhold og turbiditet over-eller underskrides, finnes det detaljerte prosedyrer for hva som skal gjøres. Holdningen ved vannverket er at hvis prosessen fungerer, da vil også vannkvalitetskravene bli overholdt Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk For å anskueliggjøre hvordan styringstiltak og styringspunkt kan inngå i vannforsyningen er det nedenfor gitt noen eksempler hvor en har brukt de skjemaene som ble utviklet i den danske undersøkelsen (pkt ) Vannkilden NN Vannverk Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjonsansvarlig System -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- -skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) vannkilde Tilførsel av innblanding av Stor X Hvis desinfeks jon Prøv etaking Overvåking ved vannverk dyp innsjø patogene overflatevann i Midlere svikter vil program av turbiditet mikroorg. dyp-lagene ved inntak Liten konsekvensen være stor for ulike dypog temperatur Sannsynligheten er midlere for at det skal skje Konsekvens Ingen Liten Midlere Stor Sa nnsynlig het ved inntak, med alarm til vakt og økt dosering av klor, ozon eller UV Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

115 Klorering NN Vannverk Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjonsansvarlig System -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- -skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) Klorering Tilførsel av svikt i klordosering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette patogene Midlere klor dosering stopper av klor- av rest- klor prosessmikroorg. Liten og råvannet er forurenset doserings- etter 2 min trinnet vil konsekvensen være og måleutstyr og 30 min stor. Sannsynligheten er med alarm liten for at det skal skje til vakt Ozonering Konsekvens Ingen Lite n Midlere Stor Sa nnsynlig het Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjonsansvarlig System -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- -skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) Ozonering Ti lførs el av sv ik t i ozondos ering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette patogene Midlere ozondosering stopper av ozon- av rest-ozon prosessmikroorg. Liten og råvannet er forurenset doserings- trinnet vil konsekvensen være og måleutstyr med alarm stor. Sannsynligheten er liten for at det skal skje til vakt Sa nnsynlig het UV-anlegg Konsekvens Ingen Lite n Midlere Stor NN Vannverk Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjo nsansvarlig Syst em -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- /Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) UV bestråling Tilførsel av sv ik t i UVlys -dosering Stor X Hvis en UV-lampe svikter Rutiner for Overvåking På dette patogene på grunn av Uvlampe- Midlere og råvannet er forurenset lager av av UV- prosessmikroorg. svikt Liten kan konsekvensen være reserve- intensitet trinnet stor. S annsynli gheten er lamper med alarm liten for at det skal skje til vakt Sannsynlighet UV bestråling Tilførsel av Anlegget tilfredsstiller Hvis fargetall og Rutiner Overvåking På dette patogene ikke dimensjonerings- Stor X vannmengde er høyere for sjekk av vann- prosessmikroorg. kriteriene Midlere enn det anlegget er av UV- mengde og trinnet Liten dimensjonert for transmisjon UV-trans. vil kons ek vens en være og med alarm stor. S annsynli gheten er mi dl er e for at det sk al vannmengde til vakt Sannsynlighet skje Membranfiltrering Konsekvens Konsekvens Ingen Liten Midlere Stor Ingen Lite n Midlere Stor Konsekvens Ingen Lite n Midlere Stor Sannsynlighet NN Vannverk Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjo nsansvarlig Syst em -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- /Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) Membran Tilførsel av sv ik t i membranfiltr ering Stor Hvis integritetsbrudd skjer Rutiner for Overvåking På dette filt rering patogene på grunn av integritets- Midlere X og råvannet er forurenset implementer- av far getal l pr os es s- mikroorg. brudd(svikt i pakninger, Liten kan konsekvensen være ing av og partikler/ trinnet hull i membraner) midlere. Sannsynligheten integritets- er liten for at det skal skje test turbiditet med alarm til vakt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

116 Ledningsnett NN Vannverk Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: NN Funksjonsansvarlig System -ansvarlig Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- -skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt hendelse (CCP) Distribusjon Tilførsel av Inntrengning av Stor X Hvis desinfeksjon Instruks Vannnivå På dette patogene vann eller jord fra ut- Midlere svikter vil for repara- holdes i prosess-sted mikroorg. graving i for bindelse Liten konsekvensen være stor sjon ved underkant av med reparasjon av Sannsynligheten er brudd midlere for at det skal skje brudd Konsekvens Ingen Liten Midlere Stor Sa nnsynlig het rør, Vannnivå måles/ holdes med sensor og pumpe 4.8 Water Safety Plan I de nye WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004) lanseres begrepet Water Safety Plan (WSP) som et metodisk redskap for å sikre at vannforsyningen inklusive vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i mindre grad måtte reagere i ettertid basert på overvåking av rentvannkvalitet. I WHO retningslinjene er WSP et av tre hovedpunkter som danner basis for å sikre god vannforsyning: Bestemme mål for hva slags vannkvalitet en ønsker, basert på at folkehelsen skal beskyttes og den helseeffekt målene forventes å føre til Lage plan (WSP) for å sikre tilførsel av godt drikkevann. Denne skal omfatte: o Vurdering av hele vannforsyningssystemet for å bestemme om en er i stand til levere vann med den definerte kvalitet o Overvåking av de delene av systemet som er spesielt viktige for å sikre et helsemessig sikkert drikkevann (f.eks desinfeksjonsprosessen) o Tiltak som skal gjennomføres både i normale og unormale situasjoner (drift/dokumentasjon/kommunikasjon) Systematisk, uavhengig inspeksjon for å verifisere at innholdet i punktene over gjennomføres og fungerer tilfredsstillende (dette skal foretas av en uavhengig instans) Dette er også vist i Figur 4.6. Helsebaserte mål Planer for å sikre tilførsel av godt drikkevann (Water Safety Plans -WSP) Vurdering av hele vannforsyningssystemet Overvåking Drift/dokumentasjon/ kommunikasjon Inspeksjon Figur 4.6 Elementer som inngår i en metodisk sikring av helsemessig god drikkevannsforsyning. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

117 De tre punktene er ikke nye. De har inngått i god praksis begrepet som har vært gjennomført ved mange vannverk i årevis, særlig gjelder det de to første punktene ovenfor. I noen land (f. eks. Sveits) har vannverkene funnet ut at deres eksisterende ISO 9000 kvalitetssystemer, særlig når disse blir koblet til HACCP prosedyre, kan være en god basis for utviklingen av en WSP. Det er vannverkseier som har ansvaret for å gjennomføre en WSP, mens det er primært myndighetenes ansvar å fastsette hvilke helsebaserte mål og grenseverdier for rentvann som skal innfris. Det overordnede mål med bruk av WSP er å nå de helsebaserte målene som er satt Oppbyggingen av en WSP En WSP vil være bygd opp med en logisk sekvens av trinn og er basert på prinsipper som lenge har vært brukt i næringsmiddel-industrien (HACCP, pkt. 4.7). Den kan fremstilles som vist i Figur Samle team og andre ressurser 2. Beskriv vannforsyningen 3. Definer bruk 4. Konstruer flytdiagram for system et og verifiser 5. Identifiser og prioriter farer (vanlige og uvanlige) 6. Identifiser kontrolltiltak 7. Sett kritiske grenseverdier 8. Etabler overvåking 9. Etabler korrigerende tiltak 10. Etabler evaluering og verifis ering 11. Etabler dokumentasjons-system Figur 4.7 Ledd i en Water Safety Plan Fordelene med å innføre WSP i vannforsyningen kan være flere: Tiltakene er proaktive heller enn reaktive Systematisk og detaljert fastlegging av risikofaktorer og kontrolltiltak Prioritering av risikofaktorer (kost/nytte) Involvering av operatører i sikkerhetsarbeidet Operativ overvåking av barrierer og kontrollpunkt: online demonstrasjon av sikkerhet For å håndtere de risikofaktorene som eventuelt avdekkes ved gjennomføring av hele prosessen, er det en rekke spørsmål som kan stilles hvor svarene helst bør kunne kvantifiseres (Figur 4.8). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

118 Bestem helsebaserte mål Sett mål for vannkvalitet System vurdering 1. Samle team og andre ressurser Hvilket antall syke/sykdomsutbrudd/sykedager? Hva skal være nivået for den helsebaserte vannkvalitet? Er vannbehandlingsprosessen tilstrekkelig for å produsere godt drikkevann? 2. Beskriv vannforsyningen 3. Definer bruk 4. Konstruer flytdiagram for system et og verifiser 5. Identifiser og prioriter farer (vanlige og uvanlige) 6. Identifiser kontrolltiltak 7. Sett kritiske grenseverdier 8. Etabler overvåking 9. Etabler korrigerende tiltak 10. Etabler evaluering og verifis ering 11. Etabler dokumentasjons-system Hva er prioriteringen av farene? Hvor kritisk er grenseverdiene? Hvilket nivå av korrigerende tiltak er nødvendig (multiple barrierer)? Figur 4.8 Risikohåndtering: Eksempler på spørsmål som må besvares av myndigheter (helsebaserte mål og mål for vannkvalitet) og vannverkseier (systemvurdering). 4.9 Dagens praksis mhp risikohåndtering Norge Vannverkene i Norge er pålagt å utarbeide intern-kontrollsystemer med sikte på å forebygge mot svikt i vannforsyningen og beredskapsplaner for å kunne håndtere uønskede hendelser. De store vannverkene har innført bruk av ISO standarder (f.eks 9001, 14000) som blant annet formaliserer hvordan en skal ta tak i uønskede hendelser, komme med forbedringsforslag og dokumentere hvordan dette er gjort, mens mange av de mindre vannverkene benytter andre intern-system for å sikre at lover og forskrifter oppfylles. I Norge ble det i 2003 publisert en undersøkelse om sårbarhet i norsk vannforsyning og aktuelle tiltak for å øke sikkerheten (Havenstrøm et al. 2003). I prosjektet ble hovedvekten lagt på mulige hendelser knyttet til situasjoner som flom, sabotasje og terroranslag, men også risikofaktorsituasjoner knyttet til organisatoriske hendelser og teknisk svikt ble vurdert. Selv om det finnes flere norske veiledere om risiko og sårbarhet, konkluderte undersøkelsen blant annet med at: Veilederne generelt gir for lite støtte til brukerne. De er ikke egnet til å identifisere barrierer eller verifisere godheten av disse opp mot egne og eksterne krav. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

119 Et resultat av denne undersøkelsen er at det nå, som nevnt tidligere, utarbeides en veileder for beredskap i vannforsyningen Eksempel på risiko analyse: Trondheim I Trondheim er det gjennomført en såkalt grovanalyse hvor en har analysert risikofaktorer for både vannmengde og vannkvalitet (Trondheim kommune, 2003). Konsekvensene er rangert i fire konsekvensklasser ut fra hendelsens innvirkning på vannmengde og vannkvalitet i forsyningsområdet. Sannsynligheten for at hendelsen skal inntreffe er uttrykt som frekvens, dvs antall ganger pr.år hendelsen forventes å inntreffe. Nedenfor er det gitt eksempler på hvordan grovanalysen er presentert for vannbehandlingen (Tabell 4.5). Uønskede hendelser med varighet på over en dag og konsekvensgrad 3 for mengde og/eller kvalitet er kritiske for vannforsyningen, og er angitt å måtte føre til bruk av reservevann. Analysen omfatter også nedbørsfelt, vannmagasin og distribusjonssystemet. Tilsvarende analyser er gjort ved andre norske vannverk. En grovanalyse slik den er gjennomført i Trondheim har mye til felles med en HACCP prosedyre, og den omfatter for eksempel det potensielle styringspunkt (CCP): kontroll av restklorinnholdet i desinfeksjonstrinnet. Vannverkenes rutiner for korrigerende tiltak vil avgjøre om potensielle styringspunkt tilfredsstiller de kriteriene som er beskrevet i pkt Tabell 4.5 Grovanalyse for vannbehandlingsanlegg (Trondheim) Euro pa EU regelverk Kommisjonen i EU har startet en prosess som med tiden skal føre frem til et nytt drikkevannsregulativ. Et av temaene som blir tatt opp i denne prosessen er vannkvalitetsforvaltning basert på WSP (pkt. 4.8) hvor risikovurdering og risikohåndtering er inkludert. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

120 Storbritannia. Cryptosporidium regelverk I 1999 ble vannverkene i Storbritannia pålagt å gjennomføre risikovurdering med bakgrunn i frykten for sykdomsutbrudd forårsaket av Cryptosporidium. Et kritierium som automatisk fører til klassifisering av et vannverk i betydelig risiko-gruppen, er tidligere utbrudd av cryptosporidiosis i tilknytning til vannverket hvor årsaken er uoppklart og ingen spesielle tiltak er gjort for å hindre nye utbrudd. Tilhører et vannverk denne gruppen, blir vannverket pålagt å gjennomføre kontinuerlig måling av Cryptosporidium. Dersom konsentrasjonen i behandlet vann overskrider 1 oocyst /10 L, så fører dette til rettslig forfølgelse. Vannverk kan utføre nye risikovurderinger, for eksempel dersom det har vært gjort nye tiltak i vannforsyningssystemet, for å slippe den kontinuerlige overvåkingen av Cryptosporidium. For andre vannverk, med unntak av dem som kan dokumentere at de fjerner partikler > 1 micron, ble det krevd at de gjennomførte en detaljert risikovurdering, i hovedsak knyttet til risikoen for forurensing av kilden, og til vannbehandlingens effektivitet mhp å fjerne Cryptosporidium oocyster. Myndighetene (Drinking water inspectorate) gir veiledning angående faktorer som skal tas i betraktning, men spesifiserer ikke hvordan risikovurderingen skal gjennomføres. England og Wales Vannverkene i England og Wales brukte disse faktorene som en sjekkliste og ga i sine svar en kvalitativ beskrivelse av forholdene knyttet til hver faktor. Verktøy som Feilure Mode and Effect Analysis (FMEA pkt ) for identifikasjon og fastsetting av risiko ble ikke benyttet i disse vurderingene. HACCP og FMEA er imidlertid blitt benyttet ved en del vannverk i Storbritannia fordi statlige forordninger gjorde det fordelaktig for bedrifter å benytte risikobasert tilnærming for å identifisere fremtidige investeringsbehov. Noen av vannverkene benyttet en WRc software kalt ProRisk for gjennomføring av FMEA. Skottland I Skottland er det utviklet en metodologi for risikovurdering som er basert på 1) en omfattende liste over mulige faktorer som kan medføre tilførsel av Cryptosporidium til vann og 2) et tallkarakter- system som brukes til å beregne risiko forbundet med nedbørsfelt og vannbehandling. Jo høyere tallkarakter, jo høyere er risikoen. Tallkarakteren avgjør hvilken minimum prøvetakingsfrekvens mhp Cryptosporidium vannverket må gjennomføre for råvann og rentvann (Tabell 4.6). Dette systemet inngår i et direktiv som Scottish Water (2003) har kunngjort og som gjelder for alle skotske vannforsyninger. Dersom tallkarakteren for risikoen i nedbørsfeltet for eksempel ligger i området og vannforsyningen er dimensjonert for m 3 /døgn så betyr det at det må tas prøver 26 ganger i året. Dersom den totale tallkarakteren for nedbørsfelt og vannbehandling > 55 så må det tas 365 prøver per år. Ved hjelp av en formel som foruten tallkarakterene for nedbørfelt og vannbehandling også tar hensyn til antall personer som omfattes av vannforsyningen, blir det beregnet en total tallkarakter for risikoen (Tabell 4.7). Den totale risiko-verdien brukes for å sikre at det blir tatt et tilstrekkelig antall prøver fra Høyrisiko-vannforsyninger. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

121 Tabell 4.6 Påkrevet minimum årlig prøvetakingsfrekvens av råvann og rentvann avhengig av tallkarakter for henholdsvis nedbørsfelt og nedbørsfelt sammen med vannbehandling (Scottish Water 2003) Risiko Maks. dimensjonert vannføring (1000 m 3 /døgn) Verdi 1 > 1 10 > > 50 Nedbørsf elt: > Prøv etakings frekv ens for råvann < Nedbørsf elt og > v annbehandling: Prøv etakingsfrekv ens for rentv ann < Tabell 4.7 Sammenheng mellom total tallkarakter og klassifisering av risiko (Scottish Water 2003) Total tallkarakter for risiko Risiko- beskrivelse av vannforsyningen > 100 Høy risiko Moderat risiko <50 Lav risiko Det skotske direktivet inneholder en rekke krav til drift, vedlikehold og beredskap. For eksempel settes det krav til hvor raskt analyseresultater skal foreligge, og det kreves øvelser i å gjennomføre prøvetaking og fremskaffe analyseresultater Andre europeiske land Det er ikke gjort noen systematiske informasjonsinnhenting ang. praksis ved europeiske vannverk, men flere europeiske vannverk (f.eks i Danmark, Frankrike, Island, Tyskland, Storbritannia, Sveits, Østerrike) har tatt i bruk HACCP. Sveits er muligens det eneste europeiske land med lovverk som pålegger vannverkene å bruke Critical Control Points prinsippet i sin drikkevannsproduksjon. I Østerrike har f.eks byen Tulln som ligger ved Donau, utarbeidet en plan for vannsikkerhet (WSP, pkt.4.8) som innebærer bruk av HACCP og hvor FMEA er brukt som redskap for å finne risikofaktorer/hendelser og vurdere konsekvenser HACCP og norske vannverk Ingen av elementene i HACCP prosedyren er ukjente for norsk vannforsyning, de benyttes i større eller mindre grad allerede. Det som særpreger HACCP er den sterke fokus på styring. Brukt for vannforsyning så innebærer det at vannforsyningen skal være proaktiv heller enn reaktiv. Dette vil være en viktig avveielse å foreta også for norsk vannforsyning. Etter som det blir stadig flere europeiske vannverk som tar i bruk en HACCP-basert prosedyre for å sikre sin vannforsyning under normale forhold, vil det bli opparbeidet en felles forståelse for risikovurdering og håndtering basert på denne prosedyren. For norske vannverk vil det kunne være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre fordi en da benytter samme begrepsapparat som et etter hvert antakelig økende antall vannverk internasjonalt og kan dra nytte av felles forståelsesgrunnlag og erfaringsmateriale. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

122 5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag I dette kapittelet skal vi kort gjennomgå norsk desinfeksjonspraksis slik den manifesterer seg i dag og spesielt knytte diskusjoner til det vi anser kan være springende punkter i forbindelse med utviklingen av en optimal desinfeksjonspraksis her i landet. 5.1 Desinfeksjon ved norske vannverk I forbindelse med dette prosjektet har vi hentet data fra Vannverksregisteret (høst 2005) og bearbeidet disse slik at vi har fått en oversikt over hvilken desinfeksjonsmetode de ulike vannverkene har og hvilken øvrig behandling de har som kan ha en barriereeffekt. Så har vi gruppert resultatene i henhold til kildetype og størrelse på anlegget ettersom disse to forholdene blir brukt i den prosedyre for å finne fram til optimal desinfeksjonspraksis som blir foreslått i kapitel 8. Oversikten er vist i Tabell 5.1. For 17 vannverk er data lagt inn før 2000, 152 vannverk har lagt inn data i perioden , mens øvrige vannverk (85 % av alle) har data lagt inn i Enkeltvannverk kan ha flere kilder og behandlingsanlegg. Antall behandlingsanlegg stemmer derfor ikke overens med antall vannverk. Vannbehandlingsanlegg for nødvann eller reserveanlegg eller anlegg som står i beredskap er ikke inkludert i utgangspunktet selv om vi her ikke utelukker feilregistreringer. Tabell 5.1 Oversikt over desinfeksjonsanlegg og vannbehandlingsmetoder som gir barriereeffekt overfor patogener i Norge (basert på Vannverksregisteret, høsten 2005) Innsjø/tjern Elv/bekk Grunnvann < Su m > Alle <1 000 > Alle <1.000 > Alle UV Klor UV+Klor UV+ Hovedvannkilde/ behandling Ingen behandling Desinfeksjon alene Membran UV+ Koagulering Klor Desinf eksjon Membran Klor+ +annen behandling Koagulering UV+Klor Membran UV+Klor+ Koagulering Ozon+ Biofiltrering Annen Membran behandling Koagulering Sum En rekke vannverk har hurtigsandfilter eller annen form for filtrering uten koagulering. Disse vannverkene har derfor en viss barriereeffekt, men siden slike prosesser alene gir en lav inaktiveringsgrad (log reduksjon) på flere av patogengruppene, og dermed ikke er vurdert å representere en hygienisk barriere, er de ikke tatt hensyn til her. Til tross for feilkilder knyttet til eldre data og usikkerhet knyttet til innlegging av data, gir tabellen en god oversikt over situasjonen hva angår desinfeksjonspraksis i Norge. Av totalt 1607 vannverk hadde 641 (40 %) innsjø/tjern som kilde, 384 (24 %) elv/bekk som kilde og 582 (36 %) grunnvann som kilde. Vi ser imidlertid at av grunnvannsverkene var det hele 86 % som var små (<1.000 pe) og hele 85 % av elvevannverkene var små. Av antall Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

123 vannverk > (totalt 75 vannverk) var 80 % (60 vannverk) basert på innsjø, 5,5 % på elv og 13,5 % på grunnvann. Vi ser at av totalt 1607 registrerte vannverk var det 530 (33 %) som ikke hadde noen form for desinfeksjon i det hele tatt, hvorav 313 anlegg med grunnvann, 92 anlegg med elv/bekk og 125 anlegg med innsjø/tjern som kilde. I lys av at Drikkvannsforskriften krever desinfeksjon på alle anlegg (bortsett fra de grunnvannsverk som det spesielt er blitt gjort unntak for), er det oppsiktsvekkende at 1/3 av alle vannverkene ikke har noen form for behandling. De aller fleste av disse anleggene (> 90 %) er imidlertid små (< pe), men det finnes også 44 mellomstore ( pe) og store (> pe) uten noen form for desinfeksjon eller annen vannbehandling. Mest oppsiktsvekkende er det kanskje at blant disse er det 23 overflatevannverk. Vannverksregisteret viser at de fleste av anleggene som ikke har desinfeksjon befinner seg i fylkene med kyststripe fra Sogn og Fjordane og nordover. Det var kanskje ikke uventet av det var en god del grunnvannsverk som var uten desinfeksjon (59 % av alle uten desinfeksjon), men svært overraskende var det at det var så mange overflatevannverk (41 % av alle uten desinfeksjon) som var i denne situasjonen. Det er all mulig grunn til å løfte en advarende finger mht hygienesikkerheten i disse vannverkene. Av de vannverk som hadde desinfeksjon men ingen annen behandling (totalt 838 vannverk, eller ca halvparten av alle vannverk), var det 453 vannverk med UV alene, 232 hadde klor alene, mens 153 hadde både UV og klor. Tar vi med de vannverkene som hadde annen behandling i tillegg blir tallene 528 UV anlegg, 312 kloranlegg og 204 anlegg med både UV og klor. Det betyr at vi totalt har installert 732 UV anlegg og 516 kloranlegg her i landet, hvorav 194 vannverk har både UV og klor-anlegg. Det er altså nå langt flere UV anlegg i Norge enn kloranlegg, men vi ser at bruken av klor dominerer på de større anleggene. Det er kun 4 anlegg > pe som har UV alene og 3 som har UV sammen med klor. Blant de større anleggene (>10.000) som ikke har annen behandling enn desinfeksjon (totalt 41 anlegg), utgjør vannverk med kloranlegg 83 %, de med UV alene ca 10 % og de med både UV og klor 7 %. Det er også interessant å legge merke til at UV-anlegg er minst like vanlig å benytte på overflatevann som på grunnvann. Det har imidlertid ikke vært mulig basert på Vannverksregisteret å sammenligne råvannskvalitet med bruk av ulike desinfeksjonsmetoder. Når det gjelder kombinasjonen av en desinfeksjonsmetode og en annen vannbehandling som gir en barriereeffekt, utgjør dette 210 anlegg (ca 12,5 % av alle anlegg). Av disse har 126 anlegg UV i kombinasjon med en annen behandlingsmetode (membran, koagulering med eller uten klor i tillegg), mens 131 anlegg har klor i kombinasjon med en annen behandlingsmetode (membran, koagulering med eller uten UV i tillegg). Det er registrert 4 anlegg basert på ozonering/biofiltrering. Det er ikke registrert hvorvidt disse anleggene har annen desinfeksjon eller ikke, men minst ett av disse har i tillegg UV. Når det gjelder anlegg som har en barriereeffekt basert på partikkelfjerning alene (dvs membrananlegg eller koaguleringsanlegg uten desinfeksjonssteg), finnes det totalt 27 slike membrananleggene og kun 2 koaguleringsanlegg. Disse anleggene tilfredsstiller åpenbart ikke Drikkevannsforskriftens krav om 2 hygieniske barrierer. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

124 Totalt sett skulle vi i henhold Tabell 5.1 ha 88 registrerte membrananlegg her i landet, hvorav 27 anlegg (31 %) ikke har noen annen hygienisk barriere i form av desinfeksjon, 28 anlegg (32 %) har UV i tillegg, 23 anlegg (26 %) har klor i tillegg og 10 anlegg (11%) har både U V og klor i tillegg Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann I Vannverksregisteret registreres avvik fra kravet om null E.coli i levert vann. Ikke alle vannverk rapporterer dette, men i rapport fra Vannverksregisteret for 2003 (Einan et al, 2004), som er den sist utgitte, fremgår det at det var 70 vannverk med mer enn 5 % overskridelser. Av disse var det 47 UV anlegg (67 % av alle), 15 kloranlegg (21 %), 4 anlegg med kun membranfiltrering (6%) og 4 anlegg med koagulering med etterfølgende UV eller klor. Disse vannverkene representerte imidlertid kun pe. Det er ingen grunn til å trekke vidtgående konklusjoner på dette grunnlaget, men betrakter vi tallene relativt til antall anlegg, kan det kan tyde på at det forekommer hyppigere overskridelser av E.coli kravet i UV-anlegg enn i kloranlegg Svikt i hygieniske barrierer NORVAR gjennomførte et prosjekt i 2004 : Hygieniske barrierer og kritiske punkter i vannforsyningen: Hva har gått galt (Gjerstad, K.M., 2004) hvor det ble gjennomført en landsdekkende spørreundersøkelse. Det ble avdekket 87 forskjellige eksempler på svikt i vannforsyningen, herunder i desinfeksjonen. Vi henviser til denne rapporten, men skal her kort nevne noen sentrale punkt vedrørende svikt i desinfeksjonen. Av de 24 vannverk med klordesinfeksjon som hadde rapportert (de fleste natriumhypoklorittanlegg), var det 21 episoder (i løpet av de siste 5 år) med svikt i kloreringen. Disse skyldtes delvis ulike former for teknisk svikt i selve desinfeksjonsanlegget og endringer i vannkvalitet på vannet som skulle kloreres enten som følge av store endringer i råvannskvalitet eller svikt i forbehandlingen. Undersøkelsen viste at 15 av 23 anlegg hadde automatisk måling av klorrest og av disse hadde 12 anlegg alarm til vakt. 8 av 23 anlegg hadde manuell klorrestmåling og kun 3 av disse hadde daglige målinger. Når det gjelder UV-anlegg viste undersøkelsen følgende svar : 6 av 47 anlegg hadde ikke reservelampe tilgjengelig på anlegget 3 av 47 anlegg kjente ikke UV anleggets dimensjoneringsdata 4 av 47 anlegg hadde ingen faste rutiner for rengjøring av kvartsrørene 33 av 46 anlegg hadde ikke intensitetsmåler knyttet til vakt Av andre informasjoner om vannverkene, kan nevnes: Av de innkomne svarene var det en besøksfrekvens på gjennomsnittlig 2,3 per uke. Det vanligste var besøk én gang per uke Over halvparten av vannverkene svarte nei på spørsmålet om de hadde installert nødstrømsaggregat eller batteri-backup. Totalt 78 % av vannverkene hadde opplevd ett eller flere strømbrudd de siste 2 år. I gjennomsnitt ble det registrert en strømbruddfrekvens på 4.3 de siste 2 år sett under ett Selv om undersøkelsen neppe kan sies å være representativ for hele vannverk-norge, gir den et bilde av situasjonen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

125 5.1.3 Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg NORVAR gjennomførte også et annet relevant prosjekt i 2004 som gir et innblikk i situasjonen mht desinfeksjon i Norge, nemlig prosjektet: Erfaringar med klorering og UVstråling av drikkevatn (Gøytil og Liane, 2004). Her ble det innhentet driftserfaringer fra 45 vannverk av ulik størrelse, type og geografisk plassering. Rapporten går inn på en lang rekke forhold knyttet til bruk av klor- og UV-anlegg i Norge. Vi viser til rapporten og skal her bare slå fast at: Avvikene på kloreringsanleggene var primært knyttet til svikt på selve doseringsanlegget, slike som luft i doseringspumper og funksjonssvikt i inndoseringsventiler. Alvorlige avvik har oppstått når alarm i enkelte tilfeller ikke har kommet fram til rette instans i tide Når det gjelder UV-anlegg så det ut som det var spesielt mange problemer knyttet til spenningsvariasjoner. Det fantes også eksempler på svikt i mekanisk rengjøringssystem og underdimensjonering av anlegg Det viste seg også at driftsoperatørene syntes det var problematisk å forholde seg til doseberegninger som blir presenterte på PLS-panel og på driftskontrollanlegg. Operatørene var usikre på om de verdier som her ble presenterte kunne benyttes til å avgjøre om man hadde tilstrekkelig barriere eller ikke. Når det gjelder kloreringsanlegg, ga ikke rapporten svar på hvilken typisk dosering som ble brukt ved anleggene eller hvordan doseringen var i forhold til råvannets kvalitet. Forfatterne har imidlertid, basert på egne erfaringer angitt en rettesnor for praktisk doserings innstilling før nærmere styring etter klorrest i forhold til det fargetall man har i vannet: < 5 mg Pt/l : 0,3 mg Cl 2 /l 5-15 mg Pt/l : 0,5 mg Cl 2 /l mg Pt/l : 0,8 mg Cl 2 /l mg Pt/l : 1,2 mg Cl 2 /l > 40 mg Pt/l : 1,5 mg Cl 2 /l Det er svært sannsynlig at mange vannverk i Norge doserer betydelig mindre enn dette. Når det gjelder UV-anlegg anbefaler forfatterne av rapporten at man generelt ikke bør dimensjonere for en høyere UV-transmisjon enn 50 % (cm kuvette tilsvarende 87 % ved 1 cm kuvette) med mindre det kan dokumenteres at vannkvaliteten faktisk er bedre enn dette hele tiden. 5.2 Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis Veiledningen til Drikkevannsforskriften til denne er vel kjent og vi skal ikke bruke mye plass til å repetere innholdet i den her. Selv om veiledningen er utarbeidet for å klargjøre lovteksten (forskriften) bidrar den også til at en viss desinfeksjonspraksis etablerer seg. I tillegg til selve Veiledningsteksten har Folkehelseinstituttet skrevet noen publikasjoner (som er å finne på Folkehelseinstituttets hjemmesider) som utdyper og diskuterer forhold som er nevnt i Veiledningen. Vi skal her begrense oss til å peke på enkelte forhold i Veiledningen som vurderes å være problematiske mht å utvikle en optimal desinfeksjonspraksis. Det er spesielt Veiledningens kommentarer til Drikkevannsforskriftens paragraf 14 om Vannkilde og vannbehandling som er relevant i denne sammenhengen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

126 5.2.1 Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere Ett av problemene med å forholde seg til begrepet én hygienisk barriere, er at dette begrepet ikke er klart definert spesielt hva angår barriere i tilsigsområde/vannkilde. For disse er ikke barriereeffekten kvantifisert. Utsagn som at en innsjø har en teoretisk oppholdstid på mer enn 5 mnd trenger derfor ikke resultere i en tilstrekkelig god barriere mot mikroorganismer med en viss overlevelsesevne i vann, gir ikke brukeren av Veiledningen noen holdepunkter for hva som kan være akseptabelt. Et annet eksempel er utsagnet om at dersom vannets transporttid gjennom løsmassene i umettet og mettet sone til sammen utgjør minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å inaktivere bakterier og virus. Dette er kvantitativt i den forstand at ingeniøren (eventuelt juristen) kan finne ut om grunnvannet har hatt tilstrekkelig oppholdstid, men det sier ingen ting om hvor stor grad av inaktivering man da skal regne med. Det heter videre at dersom nedbørfelt og vannkilde skal betraktes som én hygienisk barriere for et større (understreket her) vannverk, bør det for eksempel ikke påvises E. coli eller et kontinuerlig innhold av termostabile koliforme bakterier i råvannet. Spørsmålet blir her hva som menes med større vannverk og hva som, i fall definisjonen blir klar, skal gjelde for det som ikke er større vannverk. Det er også eksempler på det vi vil kalle inkonsistens. For eksempel sier Veilederen at nedbørfelt og vannkilde kan anses å ha akseptabel hygienisk barriere mhp fekal forurensing dersom man i råvannet bare har sporadiske funn av parasitter av typen Giardia eller Cryptosporidium i antall på 1 eller mindre pr. 10 L. Likeledes kan sporadiske funn av termotolerante koliforme bakterier i et antall på 3 pr. 100 ml aksepteres. Kvantifiseringen her kan man forholde seg til, men det blir vanskeligere å forstå hvorfor vannverk uten behandling som har disse konsentrasjonene kan egne med å ha en akseptabel hygienisk barriere mens vannverk med vannbehandling som har tilsvarende nivå, ikke har en tilstrekkelig god barriere. Poenget er at Veiledningen er vanskelig å forholde seg til når det gjelder barrierevirkning i nedslagsfelt/vannkilde. Vi tror det ville være en fordel om man kunne komme fram til en prosedyre som de som planlegger og godkjenner vannverk kunne bruke i sitt arbeid med dette Vannbehandling som hygienisk barriere I Veiledningen heter det at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli betraktet som hygienisk barriere. Så angis det indikatorverdier for hvordan ulike prosesser må dimensjoneres eller drives for at disse kravene til inaktivering skal kunne oppnås. Det heter at to eller flere behandlingstrinn kan til sammen utgjøre én eller flere hygieniske barrierer men samtidig står det at behandlingstrinn som har flere prosesser forventes å tilfredsstille de angitte indikatorverdier for hver av prosessene. Problemet her er, slik vi ser det, at det ikke er knyttet noen verdi til inaktiveringsgraden til ulike prosesser (inaktiveringskreditt). Dette gjør det vanskelig å regne seg fram til om man med en bestemt behandling har tilstrekkelig god barriereeffekt eller ikke. Det ville være en fordel å ha en slik beregningsmåte (slik amerikanerne har det) fordi man da kunne legge Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

127 sammen inaktiveringseffektene av de ulike behandlingstrinn for å komme fram til den totale, kvantifiserte hygieniske barriere som man har. Det kan her også være grunn til å peke på noen inkonsistenser i de verdier som er oppgitt i Veiledningen. Det nevnes at de enkelte prosessene har ulik barriere effekt, for eksempel at ozon er et kraftigere desinfeksjonsmiddel enn klor (ved like mengder og lik virketid). Likevel har man fortsatt en lavere Ct-verdi for klor (0,05 mg/l etter 30 min, tilsvarende en Ct på 1,5 mg min/l) enn for ozon (0,2 mg/l etter 10 min, tilsvarende en CT på 2 mg min/l). Veiledningen til Drikkevannsforskriften er selvsagt svært nyttig, men vi tror at den er vanskelig å bruke. Vi vil derfor foreslå en prosedyre som brukere kan benyttes seg av i analysen av hva som er en optimal desinfeksjonsløsning i det aktuelle tilfellet. Dette forslaget kommer vi tilbake til i kapittel 8 og 9. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

128 6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. I tillegg har man gjort bruk av tre andre internasjonale undersøkelser: 1. En studie gjort av EU i 1997 hovedsakelig rettet mot desinfeksjonsbiprodukter (Premazzi et al, 1997) 2. En nordisk sammenstilling fra 2000 om klorering av drikkevann (Hult et al, 2000) 3. En sammenstilling gjort av IWA Specialist group i 2001 basert på en spørreundersøkelse blant 21 land (Jacangelo and Trussel, 2001) Det vil føre for langt å presentere disse andre undersøkelsene i denne rapporten, men de ble benyttet som grunnlag for den spørreundersøkelsen som vi gjennomførte og erfaringene fra disse tidligere undersøkelsene har påvirket innholdet i denne rapporten. 6.1 Opplegget for spørreundersøkelsen Følgende land ble kontaktet: Sverige, Danmark, Finland, UK, Tyskland, Sveits, USA, Canada (staten Ontario), Japan, Australia. I tillegg fikk vi i etterhånd data fra Litauen som kommenteres separat. Et sett av spørsmål ble utsendt til sentrale personer (primært akademikere) i de ulike land, som plukket ut spesielt kompetente personer til å svare på spørsmålene. Det var en svært god tilbakerapportering. Danmark mangler imidlertid, men er mindre interessant ettersom landet stort sett bare bruker grunnvann og desinfiserer vannet i liten grad. Det manglet også direkte utfylte svar på spørreundersøkelsen fra Tyskland og Canada men mye materiale ble oversendt noe som gjør det mulig å danne seg et bilde av situasjonen i disse landene også. For de øvrige landene var tilbakemeldingen tilnærmet fullstendig. Spørreundersøkelsen inneholdt: 3 spørsmål om utviklingen av desinfeksjonspraksis generelt 4 spørsmål om lover, forskrifter og retningslinjer 2 spørsmål om indikatororganismer og patogener 3 spørsmål om bruken av desinfeksjonsmetoder 4 spørsmål om tilsettingspunkt og doseringsmengde 3 spørsmål om desinfeksjonsrest 3 spørsmål om dimensjoneringskriterier og metoder (CT) tilleggskommentarer Det var et betydelig datamateriale som kom inn og det er en utfordring å presentere dette på en oversiktig måte. Vi har funnet at den beste presentasjonsmåten er i form av tabeller. I det følgende skal sammendragene av svarene i undersøkelsen presenters sammen med kommentarer om situasjonen i Norge. For hvert hovedavsnitt presenteres først en sammendragstabell som gir det generelle inntrykk av dette hovedspørsmålet. Deretter Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

129 presenteres tabeller som angir svarene for hvert delspørsmål. For hvert hovedavsnitt skal vi diskutere norsk desinfeksjonspraksis opp mot den som er registrert i andre land. 6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis. Spørsmålene som ble stilt under denne hovedavsnittet var: a) Hvilke spørsmål innen desinfeksjonspraksis er for tiden de viktigste i ditt land? b) Hva er de største endringene som har funnet sted innen desinfeksjonspraksis i ditt land i løpet av de siste 10 år og hvilke faktorer er det som har drevet fram disse endringene? c) Hvilke utviklingstrender (vedrørende desinfeksjonspraksis) er de mest typiske i ditt land? Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.1 hvor det også er laget en kolonne for situasjonen i Norge for sammenligningens skyld. Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell 6.2-Tabell 6.4. Tabell 6.1 Sammendrag om desinfeksjonspraksis Svarene gir følgende generelle inntrykk: Flere land (AUS, US, CAN) preges av endringer i lov er og regler som innebærer en endring i praksis De f leste land peker på parasitt-problemet som driv ende kraft i disse endringene noen (JP, CH) peker spesielt på virus Mange peker imidlertid også på DBPproblematikken som svært v iktig f or utviklingen De f leste land peker på at det skjer en reduksjon i bruk av klor og en økning i alternativ ene; ozon, UV, ClO 2. De fleste peker også på økningen i bruken av membran filtrering som hygienisk barriere. Varierende f ra land til land mht bruk av kloraminering Sammenligning med Norge Som i Norge I Norge er forskriften (m/veiledning) nok den viktigste driv ende kraft f or endring selv om parasitt-problematikken er viktig også hos oss DBP-spørsmålet er lite i fokus i Norge sammenlignet med de andre land I Norge skjer også en endring ikke nødv endigvis en reduksjon i bruken av klor men i hv ordan bruken av klor skjer. Det skjer en økning i bruken av UV (og ozon) Tabell 6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis spørsmål 1 Hva er de mest sentrale spørsmålene knyttet til desinfeksjonspraksis for tiden? N Konsekv ensene av formaliseringen av to hygieniske barrierer i drikkevannsforskriften S Prinsippet om multiple hy gieniske barrierer. Diskusjon om hvordan ulike metoder påv irker ulike patogener. Klorresistens. Klorsmak og lukt Fin Om grunnv annsf orsy ningene trenger desinfeksjon og om UV er den riktige metoden f or dette formålet. Ov erflatevannv erk har f lere barrierer UK Desinf eksjon er ikke spesielt høy t på agendaen få problemer, men man er opptatt av DBP og Cryptosporidium. Alle v annkilder må vurderes mht risiko f or Cryptosporidium GER Parasitt problemet som søkes løst v ed å forbedre vannbehandlingen forut f or en evt desinfeksjon, primært gjennom koag./f iltrering eller membranf iltrering CH Diskusjonen rundt viktigheten av v irus. Men ingen spesielle tiltak er implementert JP Bruken av UV om metoden gir tilstrekkelig sikkerhet i vannf orsy ningen AUS Implementeringen av Drinking Water Quality Framework som v il sikre at desinf eksjonen v il bli optimalisert og driv es effektivt US Utarbeidelse av ny f orskrift (Long term (2) Enhanced Surface Water Treatment Rule) som vil styrke barrierene mot Cryptosporidium og opprettholde DBP-krav CAN Implementeringen av Procedure for disinf ection of drinking water in Ontario (Ont.) LIT Alle by er desinf iserer drikkevannet med klor (klorgass eller hypokloritt). I Sovjettiden ble all desinf eksjon utf ørt ved hjelp av klorgass. Nå skjer det en storstilt omlegging til bruk av hypokloritt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

130 Tabell 6.3 Generelt om desinfeksjonspraksis Spørsmål b Hvilke er de mest markerte endringer i desinfeksjonspraksis og hva driver disse endringene? N To hy gieniske barrierer skal implementeres. Sterk økning i bruk av UV. Økning i interesse for bruk av ozon. Endringene drev et av ny f orskrift m/v eiledning og sterk markedsf øring (UV) S Tiltak f or å minske DBP. Økning i bruk av UV for grunnvannsanlegg. Overgang fra klorgass til hypoklorittløsning. Bruk av f orblandet kloramin øker. Fin Økt bruk av UV for grunnvannsforsyninger. Klor aksepteres ikke pga lukt/smak. FIWA ga ut en v eiledning om UV-desinf eksjon i 2003 UK Behov et for Cry pto-f jerning har medf ørt en markert økning i bruk av membranfiltrering som fysisk barriere krav : < 1 oocyst/10l GER I løpet av de siste ti år har den største endringen kommet som en f ølge av de meget strenge krav til THM (<10 µg/l). CH Ingen store endringer de siste 10 år. UV har blitt brukt i f lere 10-år i små vannv erk JP Økningen i bruk av ozon og membranf iltrering. Ozon brukes mest for oksydasjon (lukt og smak f jerning) men v urderes nå mer som desinf eksjonsmiddel AUS Introduksjonen av kloraminer år siden. Reduksjon av klorf orbruk (NOM) bl.a. for å reduseres DBP. Cryptosporidium-redsel har f ørt til økt bruk av UV og membran US Større f orståelse f or v iktigheten av dosering, tilsettingspunkt og reell kontakttid f or å sikre desinf eksjonseffekt og minimere DBP. Dette er f orskriftsdrev et. CAN Alt grunnv ann skal desinf iseres. Alt overf latev ann skal koaguleres/f iltreres og desinf iseres (Ont.) LIT Omleggingen f ra klorgass til natriumhy pokloritt Tabell 6.4 Generelt om desinfeksjonspraksis Spørsmål c Hvilke andre trender mht desinfeksjonspraksis er typiske? N Ozon er lite brukt men interessen for ozonering/biofiltrering er økende hv or ozon har en multi-f ormåls f unksjon. Nanofiltrering hy ppig brukt ved små anlegg S Man har god erfaring med bruk av klordioksid. Ozon brukes primært som oksidasjonsmiddel, økende interesse for kombinert oksidasjon/desinf eksjon. Fin Bruk av kloramin blir foretrukket fremfor klorering i ov erflatevannv erk. Klordioksid brukes sjelden. Ozonering brukes i store vannv erk ikke mange nye UK Klorering brukes universelt som sikkerhetsbarriere på nettet. Det har v ært en økning i bruk av kloramin men ikke for desinf eksjon. Bruk av UV vil trolig øke. GER Redusert klorf orbruk som f ølge av omf attende DOC-f jerning. Overgang fra klor til klordioksid og UV. Man utelater desinfeksjon overalt hv or det er mulig (grunnvann). Mer enn 50 % av drikkevannet er ikke desinf isert CH Det er tradisjon f or bruk av ozon. Membranfiltrering brukes i økende grad som barriere. Det gjør også f lerstegsbehandling (f or ov erflatevannv erk) JP Membranf iltrering brukes som fysisk barriere mot Cryptosporidium AUS UV har v ært lite brukt men interessen er økende pga Cryptosporidium. Bruken av ozonering/aktivkullfiltrering øker, primært for algetoksin-kontroll (+ desinfeks.) US Økt interesse f or alle alternativer til klor (ozon, UV, ClO 2 ). Ozonering er i dag akseptert og moden praksis. Membraner f år økende aksept som fysisk barriere CAN Tiltagende bruk av UV og ozon for desinf eksjon (Ont.) LIT Omleggingen til fra klorgass til natriumhypokloritt er den dominerende endring. Verken ozon eller UV er tatt i bruk Sammenligning av norsk desinfeksjonspraksis generelt med den i andre land Den viktigste forskjellen mellom den desinfeksjonspraksis som er nedfelt i den norske drikkevannsforskriften og den praksis man finner i andre land, må utvilsomt være at vi i Norge har nedfelt i selve forskriften at vannverket skal ha to hygieniske barrierer. I de fleste land praktiserer man en anbefaling om bruk av multiple barriers, men Norge er det eneste landet som har nedfelt dette prinsippet i selve lovteksten. Det kan representere særskilte utfordringer om man ikke klarer å definere dette begrepet bedre enn i dag. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

131 En annen forskjell er den dominerende bruk av UV-desinfeksjon i Norge. Flere land har en utstrakt bruk av UV, men ingen i så stor utstrekning som i Norge. I enkelte land (for eksempel Japan) er man fortsatt skeptisk til bruk av UV, mens man i de fleste land øker bruken av UV for å møte frykten for parasittepidemier. Norge er også det eneste land blant de som deltar i undersøkelsen som ikke har godkjent klordioksid som desinfeksjonsmiddel. Heller ikke kloramin er i særlig bruk i Norge. I flere land øker bruken av klordioksid og i noen grad kloramin som en følge av ønsket om å redusere DBP-dannelsen. Norge skiller seg også ut med en langt mer utstrakt bruk av nanofiltrering enn de fleste andre land. 6.3 Om lover, forskrifter og standarder Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Hvordan blir desinfeksjon vanligvis definert i ditt land? Blir fysisk fjerning av mikroorgansimer, for eksempel ved membranfiltrering, ansett for å å være desinfeksjon? b) Hva er de viktigste forordningene (lover og forskrifter) som regulerer desinfeksjonspraksis i ditt land? c) Hvilken av vannkvalitetsstandardene finner vannverkene det vanskeligst å overholde? d) Finnes det standarder for desinfeksjonsbiprodukter i ditt land? I så fall hvilke og hva er standarden? Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.5. Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell 6.6- Tabell 6.9. Tabell 6.5 Generelt om lover, forskrifter og standarder Svarene gir følgende generelle inntrykk: EU-direktivet sty rer Europa men de f leste landene har egne lover. Mange har relativt runde bestemmelser. USA s arbeid mot sv ært detaljerte regler kan bli viktig. Noen land har absolutte krav til at vannet skal desinfiseres (US,CAN,JP) USA legger vekt på utvikling av prosedyrer for ov ervåkning og kontroll. Canada har laget egen Procedure f or disinfection Varierende hv a som oppf attes som de vanskeligste krav å tilfredstille Alle land har krav til DBP, men krav ene v arierer my e (også innenfor EU) også mht hv ilket stoff man har krav til - TTHM (µg/l) : 10 (GER) (AUS) - BrO 3 - (µg/l) : 5 (USA) - 25 (GER) - HAAC (USA, JP, Aus) - Kloritt (USA, GER) - Andre (AUS) Sammenligning med Norge Som i Norge Drikkevannsforskriften er meget streng, men også ganske uklar. Ingen andre land har satt et krav om et bestemt antall hy gieniske barrierer Norge har også et slikt krav I Norge gir Veiledningen liten instruksjon for hv ordan man skal gå f ram for å f inne optimal desinf eksjon I Norge oppf attes nok i dag krav et til to hygieniske barrierer som det v anskeligste å oppfylle I Norge: - TTHM (µg/l) : 50 - BrO 3 - (µg/l) : 5 - Ingen andre DBP i Norge Norge har det strengeste bromat-kravet i verden Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

132 Tabell 6.6 Om lover og forskrifter Spørsmål a Hvordan defineres desinfeksjon? Blir fysiske prosesser som membranfiltrering oppfattet som en desinfeksjonsprosess? N 3 log inaktiv ering av v irus, 2 log inaktiv ering av parasitter (protozoer). Membranf iltrering akseptert som hy gienisk barriere for poreåpninger < 10 nm S Ingen spesif ikk def inisjon. Noen metoder er akseptert som barrierer (for eksempel kjemisk rensing, langsomsandfiltrering, primærdesinfeksjon, membranf iltraring med absolutt poreåpning < 100 nm) Fin Det finnes ingen spesiell f insk standard for drikkevann utov er EU-direktivet f or drikkev ann (DWD) og dermed heller ingen spesiell definisjon UK Ingen f ormell definisjon. Drikkev ann skal være free of any pathogenic organism med standarder f or E.coli, koliforme bakterier og Cryptosporidium GER Desinf eksjon def inert som bruk av kjemiske eller fysiske metoder (membran-filtr.) for å hindre patogener i drikkev ann. Desinfeksjon er ikke obligatorisk og mange v annverk desinfiserer ikke. CH Ingen spesif ikk def inisjon. Det behandlede v annet må møte krav ene mht kimtall, E.coli og Enterokokker. UF-membraner anses som verdif ull desinfeksjonsmetode JP Ingen spesif ikk def inisjon. Klor må tilsettes. E.coli må ikke detekteres. Membranf iltrering brukes som fysisk barriere mot Cryptosporidium AUS Ingen deteksjon av E-Coli eller termotolerante coli. Opp til 10 coli/100 ml aksepteres nå f ra tid til annen (tidligere: 0 coli i >95 % av prøv er) US 4 log inaktiv ering av v irus og 3 log inaktiv ering av Giardia (snart også Cryptosporidium) knyttet til CTberegninger. Membranf iltrering aksepteres å gi en viss log-reduksjon i barriere-beregningen CAN Ov erflatevann: 2 log Cryptosporidium inaktiv ering, 3 log Giardia inaktiv ering og 4 log virus inaktiv ering (Ont.) hv orav minst 0,5 log Giardia og 4 log v irus i desinfeksjonssteget LIT Fysiske prosesser som filtrering ansees ikke som desinfeksjon Tabell 6.7 Om lover og forskrifter Spørsmål b Hva er den viktigste lovforordning for desinfeksjonspraksisen? N Drikkev annsforskriften (Sosial og helsedepartmentet, 2001) som er basert på EU s Drikkev annsdirektiv (98/83/EF) S Drikkev annsforskriften (Livsmedelsverket, SLVFS 2001:30) som er basert på EU s Drikkev annsdirektiv (98/83/EF) i tillegg en veiledning som brukes i praksis omlag som en f orskrift Fin Det europeiske drikkev annsdirektiv et (98/83/EF) (DWD). UK Water Quality Regulation (2001) basert på EU d Drikkevannsdirektiv pluss standard for Cryptosporidium: < 1 oocyst/10l GER Regulert gjennom German Drinking Water Act (f orskrift sist regulert 2001). Det finner en rekke forskrifter og retningslinjer, bl.a. for de ulike metodene CH Den sveitsiske hygiene forskriften (Swiss ordonance for hygiene) JP Vannv erksloven. Veiledning for barriere mot Cryptosporidium Prov isional Guideline for Protection of Waterworks f rom Cryptosporidium) AUS Ingen f orskrift/lov. Drinking water quality guidelines som tilnærmet alle v annverk tilfredstiller. Hver stat setter egne standarder. US The Surf ace Water Treatment Rule (1989) og snart (2005/2006) The Long-term(2) Enhanced Surface Water Treatment Rule CAN Saf e Drinking Water Act med retningslinjer : Procedure f or disinfection of drinking water in Ontario (Ont.) LIT Hy giene veiledningen HN: 2003 (Rule on drinking water safety and quality) basert på EU s Drikkev annsdirektiv (98/83/EF) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

133 Tabell 6.8 Om lover og forskrifter Spørsmål c Hvilken av kravene i lovforordningen finner vannverkene det vanskeligst å overholde? N Krav et til to hygieniske barrierer. Ingen deteksjon av C. perfringens, E. Coli, Intestinale enterokokker og kolif orme bakterier i den påbudte kontroll S Mange grunnv annsv erk tilf redstiller ikke kravet til hygienisk barriere. Endring i analytisk metode (2 til 3 døgn) f or kimtall har f ørt til økte verdier Fin Ingen store problemer med standardene i drikkevannsdirektivet. 99,9 % av alle innleverte prøv er tilf redstilte hhv E.coli og 98,9 Enterococci i rapporteringen som krev es av Drikkev annsdirektiv et UK Kravet til Cryptosporidium: < 1 oocyst (levende eller døde) i 10 l vann GER Vanskelig å svare, men sannsy nligvis er THM-kravet på 10 µg/l v anskeligst, noe som har f ørt til at bruken av klor har blitt svært redusert og at DOC-f jerningen har blitt svært omfattende CH Ingen svar JP Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l. Ikke egentlig vanskelig å oppnå, men v annverkene prøv er å ligge tett på f or å redusere lukt/smak AUS Tidligere: krav et om 0 coli i >95 % av prøv er. Dette kravet har nå f alt bort. Noen v annverk har problemer med DBP-krav ene US Kravene som stilles for å kontrollere parasitter samt DBP CAN Ukjent LIT Ukjent Tabell 6.9 Om lover og forskrifter Spørsmål d Er det krav til DBP? I så fall hvilke og til hvilket nivå? N S Fin UK GER CH JP AUS US CAN LIT Totale trihalometaner, TTHM : 50 µg/l. Bromat, BrO3- : 5 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 50 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l Totale trihalometaner, THM (4): 10 µg/l. Bromat, BrO3- : 25 µg/l, Kloritt, ClO2-: 200 mg/l Totale trihalometaner, TTHM : 20 µg/l (beregnet som Cl). Bromat, BrO3- : 10 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l, Kloroform : 60 µg/l HAAC (3 f orbindelser) : 20 µg/l (monoklor-ac), 40 µg/l (diklor-ac), 200 µg/l (triklor-ac), Bromat, BrO3- : 10 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 250 µg/l HAAC (3 f orbindelser) : 150 µg/l (monoklor-ac), 100 µg/l (diklor-ac), 100 µg/l (triklor-ac) Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloral hy drat: 20 µg/l, Cyanogen klorid: 80 µg/l Totale trihalometaner, TTHM : 80 µg/l, HAAC (5 forbindelser) : 60 µg/l Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloritt, ClO2- : 1,0 mg/l Ukjent Totale trihalometaner, TTHM : 60 µg/l. Bromat, BrO3- : 25 µg/l Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre land Vi har allerede nevnt over det faktum at Norge er det eneste landet som har nedfelt kravet om 2 hygieniske barrierer i selve lovteksten. Noen land (USA, Canada og Japan) har, som Norge, et krav til at alt vann skal være desinfisert, mens noen land (for eksempel Tyskland) har en praksis (utstrakt fjerning av DOC og økt bruk av grunnvann) som inspirerer til å unngå tilsetting av desinfeksjonsmiddel i størst mulig grad. Noen land (USA og Canada er de fremste eksponenter) har et meget rigorøst regelverk knyttet til det å sikre hygieniske barrierer i drikkevannsforsyningen. I USA og Canada setter de ikke bestemte krav til det behandlede vannets innhold av ulike organismer. De setter detaljerte krav til hvordan behandlingen skal være, for at barrieren skal være god nok. Dette er en mer proaktiv holdning til spørsmålet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

134 Den norske veiledningen til drikkevannsforskriften er langt mindre presis og brukbar for de som skal planlegge, bygge, drive og forvalte vannverk, enn de regler som gjelder i enkelte andre land (USA, Tyskland, Canada). Mange andre land har også et ganske omfattende regelverk som imidlertid i liten grad er samlet. Det er interessant å bemerke at alle EU-landene følger EU-direktivet, men de har alle særskilte forordninger i sine land. Disse kan til dels være ganske annerledes enn teksten i direktivet. Det gjør at desinfeksjonspraksis i de ulike EU-landene er ganske forskjellig. 6.4 Om indikatororganismer og patogener Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Hvilke mikroorganismer benyttes som indikator-organismer? b) Rangér fra 1 til 4 de mikroorganismer som skaper de største bekymringer. Forandrer desinfeksjonspraksis seg for å adressere disse? Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell Tabell Tabell 6.10 Generelt om indikatororganismer og patogener Svarene gir følgende generelle inntrykk: Indikatororganismer De f leste land benytter : - E.coli, - Kolif orme bakterier - Enterokokker som indikasjon på fekal f orurensning Noen land (S,Fin,UK) bruker C. perfringens USA bruker ikke indikatorer. Krav knyttes til desinf eksjonsmetoden (CT-prinsippet) Patogener De mest bekymringsf ulle patogener er: 1. Crypto/Giardia 2. Norovirus 3. Campy lobacter 4. Legionella Sammenligning med Norge Indikatororganismer Som i Norge: - E.coli, - Kolif orme bakterier - Intestinale enterokokker som indikasjon på fekal f orurensning Norge bruker nå C. perfringens Patogener De mest bekymringsf ulle patogener er: 1. Norovirus 2. Campy lobacter 3. Crypto/Giardia 4. Legionella Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

135 Tabell 6.11 Om indikatororganismer og patogener Spørsmål a Hvilke mikroorganismer benyttes som indikatororganismer? N E.coli og koliforme: indikator f or patogener f ra f ersk, fekal f orurensning Intestinale enterokokker: indikator på fekalpatogener med lang ov erlevelsestid C. perfringens: indicator f or parasittsporer S E.coli, koliforme og Intestinale enterokokker : indikator f or av løpsforurensning C. perfringens: analyseres som sporer og aktive bakterier Det forskes på bruk av mikroalger som indikator f or Cryptosporidium Fin C. perfringens, E.coli og total koliforme, Intestinale enterokokker UK E.coli og koliforme og kimtall (22oC og 37oC) brukes som indikatorer. C. perfringens brukes i spesielle tilf eller i jakten på parasitter Cryptosporidium oocy ster analyseres det på i alle v annkilder som anses utsatte GER E.coli, koliforme og fekale streptokokker (0/100 ml). Kimtall (22oC og 36oC)<100 CFU/ml CH E.coli og Intestinale enterokokker brukes som indikator for patogener fra fersk, f ekal forurensning JP E.coli : indikator f or patogener f ra f ersk, fekal f orurensning AUS Den eneste lovpålagte indikator er E.coli, indikator for patogener fra fersk, f ekal forurensning. Enkelte v annverk måler dessuten på C. perfringens Total koli og kimtall er ikke lengre lovpålagt-benyttes bare som driftsparametre. US Man bruker ikke indikatorer. Kravene knyttes til desinf eksjonsmetoden (CT) CAN E.coli, f ekale Coli og totale Coli (Ont.) LIT E.coli, koliforme og Intestinale enterokokker : indikator f or f ekal forurensning C. perfringens: analyseres som sporer og aktive bakterier Tabell 6.12 Om indikatororganismer og patogener Spørsmål b Rangér fra 1 til 5 de patogener som skaper de største bekymringer. Forandrer desinfeksjonspraksis seg for å addressere disse? N 1. Norovirus, 2. Campylobacter, 3. Cryptosporidium/Giardia Lamblia, 4. Legionella (ikke i drikkevann). Ja desinf eksjonspraksis er i f erd med å endres S 1. Cryptosporidium/Giardia Lamblia 2. Legionella (gjenv ekst i ledningsnett), 3. Norov irus, 4. Campy lobacter Fin 1. Norovirus, 2. Campylobacter UK 1. Cryptosporidium/Giardia Lamblia 2. Legionella (supplied water), 3. Norovirus, 4. Campylobacter. Ja desinf eksjonspraksis er i f erd med å endres GER Ukjent CH 1. Legionella (supplied water,not in drinking water as such), 2. Cryptosporidium/ Giardia Lamblia. Nei - desinf eksjonspraksis er ikke i ferd med å endres JP 1. Cryptosporidium/Giardia Lamblia, 2. Enteriske v iris (Norov irus) 3. Legionella (i forsyninmgsv ann, ikke oi drikkev ann som sådan), 4. Andre protozoer AUS 1. Viruses (indikasjoner på at desinf eksjonseffekt er mindre enn antatt), 2. Cryptosporidium Desinfeksjonspraksis har ikke endret seg vesentlig US 1. Cryptosporidium 2. Enteriske virus 3. Giardia Lamblia 4. Bakterier (fekale coliforme, E.coli, Legionella) CAN Ukjent (Ont.) LIT Ikke besvart Sammenligning vedrørende bruk av indikatororganismer samt frykt for sykdomsfremkallende mikroorganismer i Norge og i andre land. Det viser at forskjellene mellom praksis i Norge og den i andre land ikke er spesielt stor, noe som ikke er noen overraskelse ettersom de fleste land her følger de anbefalinger som blir benyttet av overstatlige organ. Indikatororganismer De fleste land benytter koliforme bakterier, E. coli og intestinale enterokokker som indikasjon på fekal forurensning. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

136 Norge har tatt i bruk C. perfringens noe som ikke er alment innført i alle andre land. Det var bare Sverige, Finland og England som rapporterte at denne mikroorgansimen ble benyttet. Ettersom sporedannendene bakterier som C. perfringens har høy resistens overfor desinfeksjonsmidler, brukes den i Norge som en indikator på resistente patogener f.eks. parasitter. C. perfringens er en sporedannende bakterie som forekommer regelmessig i avføring, men i mye lavere antall enn E. coli. Sporer av denne bakterien kan imidlertid overleve i mange år ute i naturen og relevansen som indikator på fekal forurensing er derfor uklar. På samme måte som parasitter har bakterier blitt foreslått benyttet som indikator på hvor desinfeksjonseffektivitet overfor parasitter, men dette er også svært kontroversielt ettersom jo det ikke sier noe som helst om den faktiske forekomsten av parasitter. Det er grunn til å hevde at en bedre strategi her vil være å sørge for, gjennom bruk av Ct prinsippet at forutsetningene for inaktivering av parasitter faktisk er til stede. På grunn av at Norge har tatt C. perfringens i bruk som indikator både i råvann og i behandlet vann, har vi i den foreslåtte prosedyre for å sikre tilstrekkelig hygienisk barriere (se kapittel 8) tatt med C. perfringens som et indikatorelement for mulighet for forekomst av parasitter i råvannskilden. Men også dette er kontroversielt ettersom sporene av bakterien kan overleve svært lenge i naturen slik at det ikke nødvendigvis er noen god sammenheng mellom innholdet av C. perfringens og parasitter i vannet. Disse forhold fører til at nytteverdien av bruk av C. perfringens som indikator er omstridt og har ført til igangsetting av et arbeid i EU der en vurderer å trekke tilbake denne analyseparameteren i drikkevannssammenheng. De mest bekymringsfulle patogener Også når det gjelder dette punktet var det liten forskjell mellom Norge og de andre land. Spørsmålene ble stilt før Giardia-epidemien i Bergen og Folkehelseinstituttet mente da at Norovirus representerte den største bekymringen i Norge (slik også Finland svarte) mens mange andre land hadde størst bekymring overfor parasittene. Ellers var det de samme mikroorganismene som stort sett fantes blant de som ble ansett som mest bekymringsfulle i alle land. Det kom fram at det er økende bekymring overfor virus i flere land blant annet fordi forskning har vist indikasjoner på at desinfeksjonseffektiviteten med flere metoder (bl.a. UV) er mindre enn tidligere antatt. 6.5 Om bruk av desinfeksjonsmetoder Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Rangér de 5 mest brukte desinfeksjonsmetodene b) Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk til desinfeksjon? c) Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder? Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell Tabell Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

137 Tabell 6.13 Generelt om desinfeksjonsmetoder Svarene gir følgende generelle inntrykk: De v anligste desinfeksjonsmetodene o Klorering o UV (primært små anl) o Ozonering o Klordioksy d o Kloraminering (ikke tillatt i GER) UV og ozon forv entes å øke sine andeler Ozon mest brukt som oksidasjons middel sjelden til slutt Andre metoder (AOT) lite f okusert Noen land (GER, CH) ønsker å minimere behov et for/bruken av desinf eksjon FoU ikke spesielt stor, men rettes spesielt mot UV, ozon og membran Sammenligning med Norge De v anligste desinfeksjonsmetodene o Klorering o UV (størst mht antall anlegg) o Ozonering lite brukt o Klordioksyd ikke tillatt o Kloraminering lite brukt Som i Norge Som i Norge Ozon lite brukt AOT ikke i bruk Norge har krav til at desinfeksjon skal inngå Sv ært lite FoU om desinfeksjon i Norge Tabell 6.14 Om desinfeksjonsmetoder spørsmål a Rangér de fem mest brukte desinfeksjonsmetodene? N 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Membran(nano)filtrering, 4. Ozonering, 5. Andre- Kloramin sjelden brukt, klordioksyd ikke tillatt S 1. Klorering, 2. Klordioksy d, 3. UV Fin 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Ozonering, 4. Membran(nano)f iltrering, 5. Ingen andre UK 1. Klorering, 2. UV GER 1. Hypokloritt, 2. Klorgass, 3. Klordioksyd, 4. UV (Kloraminering ikke tillatt) CH 1. UV, 2. Klorering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membran(nano)filtering JP 1. Klorering (alle), 2. Ozonering (ved store anlegg), 3. Membranf iltrering (ved små anlegg) AUS 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. UV, 5. Klordioksy d US 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membraner CAN Ukjent (Ont.) LIT 1. Hypokloritt, 2. Klorgass Tabell 6.15 Om desinfeksjonsmetoder spørsmål b Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk for desinfeksjon? N UV og nanofiltrering er allerede mye brukt og f orventes å øke ytterligere. Ozonering er økende. Avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) ikke brukt ennå S UV f orventes å øke og sannsy nligvis også membranf iltrering Fin UV er allerede mye brukt. Membranfiltrering f oreløpig lite brukt. Av anserte oksidasjonsprosesser (AOP) foreløpig ikke benyttet UK Bruk av UV er økende men f oreløpig benyttes alltid klorering i tillegg til UV for å oppnå rest på nettet GER Økende bruk av klordioksid og UV. Ozon brukes både som oksidasjonsmetode og desinf eksjonsmetode men normalt ikke som siste steg (brukes normalt med etterf ølgende filtrering. Kun v ed svært lav e DOC kan ozon tillates som siste steg CH UV svært v anlig, Ozonering brukt i mange ti-år JP Bruk av UV er under sterk debatt. Japanerne har funnet at UV ikke alltid er effektiv ov erfor protozoer AUS Bruk av UV er økende. AOT : Det forskes på bruk av Fentons reagent for oksydasjons-f ormål, men ikke for desinf eksjon US Forv entet økt buk av UV og membraner (den siste øker allerede). Den nye forskriften (rettet mot Cryptosporidium) v il her være drivende kraft CAN Ukjent (Ont.) LIT Ozon og UV er ikke tatt i bruk Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

138 Tabell 6.16 Om desinfeksjonsmetoder spørsmål c Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder? N Liten FoU-innsats men noe FoU rettet mot virus-fjerning ved UV, Ozonering og membranfiltrering S Studier knyttet til innf lytelse av råvannskv alitet og driftsf orstyrrelser på desinf eksjon samt studier av endringer på nettet v ed ulike desinfeksjonsmetoder Fin FoU rettet mot desinfeksjon i små vannv erk UK Generelt liten FoU-innsats rettet mot desinf eksjon, men noe FoU rettet mot Crypto-fjerning ved UV som en del av internasjonale FoU-program GER Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering CH Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering JP Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering AUS FoU rettet mot effekt av ulike metoder spesielt ov erfor Cryptosporidium. Dannelse av NDMA i kloramineringssystemer er også et v iktig FoU-punkt US Det forskes på alle metoder, men f okus i det siste har spesielt v ært rettet mot UV og membraner CAN Ukjent (Ont.) LIT Det foregår forskning vedrørende NaOCl, Cl 2 og O Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike desinfeksjonsmetoder På dette punktet skiller Norge seg ut ved at det er to helt dominerende desinfeksjonsmetoder i landet (klorering og UV) mens man i de fleste land har en noe større variasjon i bruk av metoder. Norge skiller seg også ut blant de land som her var med, ved at Norge ikke har godkjent bruk av klordioksyd. Klorering er den dominerende metode i alle land. I de fleste land er bruk av UV økende og i Sveits er metoden, som i Norge, dominerende hva angår antall anlegg. Ozonering, som er lite brukt i Norge og Sverige, er mye brukt i de fleste andre land, ikke kun for desinfeksjon men som en kombinert oksidasjons- og desinfeksjonsmetode. Kloraminering brukes primært i USA og Australia, mens denne metoden ikke er tillatt i Tyskland. I alle land hevdes det at bruken av UV forventes å øke som en følge av bekymringen for parasitter. Japan er kanskje det land som er mest skeptisk til bruk av UV, spesielt pga bekymringen for metodens evne til å inaktivere virus. Noen land (for eksempel England) ser på UV kun som et tillegg til klorering primært rettet mot parasitter. I alle land forventes en øket bruk av membraner som et element i en strategi retter mot multiple hygieniske barrierer. Det var forbausende at nesten alle land hevdet at det var en relativt liten FoU-aktivitet rettet mot desinfeksjon generelt. Den som pågikk var i hovedsak rettet mot UV, membranfiltrering og ozon, med tanke på parasittinaktivering. Det foregår også interessant forskning knyttet til avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) som imidlertid er mer oksidasjonsrettet enn desinfeksjonsrettet. 6.6 Om tilsettingspunkt og doseringsmengde Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlingsanlegget? Har tilsettingspunktene endret seg de siste ti år? b) Hva er vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen? c) Hva er typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen? d) Hvilke rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess? Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

139 Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell Tabell Tabell 6.17 Generelt inntrykk om tilsettingspunkt og doseringsmengde Svarene gir følgende generelle inntrykk: Klor tilsettes vanligvis som siste behandlingssteg (påbudt i GER) Enkelte land (USA, AUS, JP) tillater f orklorering Ozon og ClO 2 tilsettes i prosessen også for foroksidasjon (CH) Vanlige doseringsmengder - Klor (mg/l) : 0,1 (GER) 16 (USA) - Ozon (mg/l): 1 (CH) 10 (GER) - ClO 2 (mg/l): 0,05 (GER) 3 (USA) - UV (mws/cm 2 ); 25 (Fin) 40 (CH) Kontakttider - Klor: min - Ozon: 2 20 min - UV: Ukjent f or de fleste Desinf eksjonssteget i flerstegsprosess: - Ozon/ClO 2 brukes inne i prosessen - Klor/ClO 2 ikke tillatt inne i prosessen (GER) Sammenligning med Norge I Norge brukes klor normalt som siste behandlingssteg bortsett fra i de tilf ellene der ph korreksjon pga korrosjonskontroll finner sted etter kloreringen Ikke brukt i Norge så v idt oss bekjent Ozon tilsettes i Norge både som forozonering og etterozonering Vanlige doseringsmengder i Norge - Klor (mg/l) : 0,2 0,6 - Ozon (mg/l): 3-5 (1 go 3 /gtoc) - ClO 2 (mg/l): ikke tillatt - UV (mws/cm 2 ); Ty piske kontakttider i Norge - Klor: 30 min - Ozon: 10 - UV: Ukjent Ikke brukt my e i Norge bortsett f ra v ed ozonering/biof iltrering hvor ozon nærmest er f orbehandling Tabell 6.18 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder spørsmål a Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlings-anlegget? Har tilsettingspunktene endret seg de siste 10 år? N Vanligv is som siste behandlingssteg. Når ph korrigeres f or korrosjonskontroll, skjer imidlertid dette v anligvis etter kloreringen. Enkelte anleggstyper (for eksempel Moldeprosessen) umuliggjør dette. Ingen endring de siste 10 år S Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ingen endring de siste 10 år Fin Alltid som siste behandlingssteg etter NOM-f jerning. I noen tilfeller tilsettes ClO2 midt i prosessen for å oksidere mangan. Forklorering ble avsluttet ca 1980 UK Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ved manganf jerning i f iltre, doseres klor ofte f ør filteret. Endring: Redusert bruk av f orklorering GER Klor og klordioksid tilsettes kun til slutt i totalprosessen i motsetning til ozon som oftest brukes også som oksidasjonsmiddel og som sjelden brukes til slutt CH Ozon brukes (overf latev ann) både som f orozonering og intermediær ozonering. Sluttdesinfeksjon for nettet brukes ikke. Mange v annverk desinfiserer ikke. JP Vanligv is som siste behandlingssteg, men når algev ekst forv entes, tilsettes klor eller klordioksyd som f orbehandling. Ingen endring siste 10 år AUS Vanligv is som siste behandlingssteg. Forklorering praktiseres også for å kontrollere algevekst i anlegget. Ingen endring siste 10 år US Tilsetting av desinf eksjonsmiddelet brukes både som f orbehandling, som intermediær prosess og som sluttprosess CAN Det skilles klart mellom primærdesinfeksjon og sekundærdesinfeksjon. Forskrift regulerer om både (Ont.) primær- og sekundærdesinf eksjon kreves (normalt) LIT Kloreringen beny ttes bare som sluttdesinf eksjon. Det har ikke v ært noen endring i dette i det siste Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

140 Tabell 6.19 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder spørsmål b Hva er de vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen? N Klor : 0,2 0,5 mg/l Ozon : 3-5 mg/l (brukt for NOM-f jerning i ozonerings/biofiltreringsanlegg) UV: µws/cm 2 S Klor : 0.3 0,6 mg/l (maks 1,0 mg/l tillatt) ClO 2 : Maks NaOCl for produksjon av ClO 2 :0,7 mg/l UV : µws/cm 2 Fin Klor : 0.2 1,0 mg/l, Ozon : 1-2 mg/l UV : µws/cm 2 UK Klor : 0.5 1,5 mg/l (av og til superklorering, 2-3 mg/l, for å f jerne ammonium) UV : µws/cm 2, Ozon :lite brukt GER Klor : 0,1 (min) -1,2 (maks) mg Cl 2 /l, Klordioksyd: 0,05 (min) 0,4 (maks) mg/l Ozon : 10 mg/l (maks) UV : µWs/cm 2 CH Klor : 0.1 0,2 mg/l, Ozon :1 2 mg/l UV : µws/cm 2 JP Klor : Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l AUS Klor : mg/l, Kloramin : 0,5 5 mg Cl 2 /l, ClO 2 : 0,5 2 mg ClO 2 /l Ozon : Restozon på 0,3 mg/l når brukt i O 3 /GAC anlegg UV : µws/cm 2 US Klor : 1-16 mg Cl 2 /l, 0,5-5 mg Ca(OCl) 2 /l, 0,5-2 mg NaOCl/l Klordioksy d : 0,2 3 mg/l, Kloramin: 1-3 mg/l Ozon : 0,5-5 mg/l CAN Ukjent (Ont.) LIT Klor : 0,7 1,0 mg Cl 2 /l Tabell 6.20 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder spørsmål c Hva er de typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen? N S Fin UK GER CH JP AUS US CAN (Ont.) LIT Klor : 30 min, Ozon : 10 min, UV : Ukjent Klor : Vanligvis lang i ledningsnettet (> 30 min), UV : Ukjent Klor : Ukjent, Ozon : 20 min, UV : Ukjent Klor : min, Ozon : lite brukt, UV : Ukjent Klor : Normalt ca 30 min til første for bruker (ikke krav), Ozon og UV : Ukjent Klor : Bare i ledningsnettet (> 60 min), Ozon : min, UV : Ukjent Klor: Minst 12 timer v ed ca 1,0 mg Cl 2 /l ved høy debasseng (at distribution pond) Klor : 30 min, Kloramin : >30 min i anlegget og 1-2 timer f ør f ørste f orbruker Ozon : 10 min, UV : Ukjent Klor : fra et par minutter til flere timer. Kloramin: 20 min 12 timer Ozon : 2 20 min, UV : fra sekunder til 1-2 minutter Praksis by gger på Ct-prinsippet Klor : 30 min Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

141 Tabell 6.21 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder spørsmål d Hvilken rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess? N Normalt ingen bortsett fra i ozonerings/biofiltreringsanlegg hvor ozon brukes som oksidasjonsmiddel for bleking av NOM samt oksidasjon Fe, Mn etc S Normalt ingen, men ozon og ClO 2 brukes f or lukt og smaksreduksjon. O3 kombineres med aktivt kull for å f jerne biodegradérbare produkter av ozonering. Fin Ozon brukes for å f jerne lukt og smak, redusere DBP-potensial, redusere nødv endig UV-dose (reduserer UV-absorbans). ClO 2 brukes f or mangan f jerning UK Normalt ingen bortsett f ra når klor brukes i manganf jerningen. Ozon brukes ikke som desinfeksjonssteg men kan brukes for oksidasjonf ormål GER Klor og klordioksid kan ikke brukes (som oksidasjonsprosess) inne i totalprosessen (kun til slutt) i motsetning til ozon (som sjelden brukes til slutt) CH Sv ært viktig. En undersøkelse v iste at 90 % av v annverkene som bruker ozon, gjør dette for desinf eksjonsformål JP Ozonering er v anligv is installert som oksidasjonsprosess (f or lukt og smak-reduksjon), men vurderes i dag som en av desinfeksjonsprosessene AUS Desinf eksjonsprosessene brukes aktivt som oksydasjonsmidler i hele prosessen. Forklorering benyttes mot algev ekst. Ozonering/GAC brukes mot algetoksiner US Intet svar f orsto ikke spørsmålet, men det er klart at klor og klordioksid brukes på flere steder i anlegget i USA. Det samme gjelder ozon. CAN Man f år log-kreditt f or ulike behandlingsprosesser i prosess-toget (Ont.) LIT Ikke besvart Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og doseringsmengde Tilsettingspunkt Som ventet tilsettes klor vanligvis som siste behandlingssteg. Dette er til og med påbudt i Tyskland. Dersom man må foreta en ph-korreksjon pga korrosjonskontroll bør imidlertid klortilsettingen skje før ph-økningen for å oppnå best desinfeksjonseffekt. Dette er nok et viktigere punkt i Skandinavia hvor vi ofte har råvann med lav alkalitet som krever korrosjonskontroll. I enkelte anleggstyper, for eksempel i Moldeprosessen er det umulig å foreta klorering før etter at ph er øket. Dette vil medføre at denne metoden krever høyere klordoser. Der er få land (USA, Australia, Japan) som nå benytter forklorering. Slik praksis har vi aldri hatt i Norge og det er det heller ingen grunn til. Når ozon og klordioksid benyttes, tilsettes disse ofte i selve behandlingsprosessen for å oppnå oksidasjon. Dette kan i og for seg være første behandlingstrinn, slik det jo nå er tilfellet i de anlegg for ozonering/biofiltrering som er bygget her i landet. Ettersom ozon/klordioksid ikke danner trihalometaner ved reaksjon med humus, representerer det ikke et tilsvarende problem som man har ved forklorering Doseringsmengder Grovt sagt så brukes det mindre klor i Norge enn i de fleste andre land, til dels som en følge å at mange vannverk har et lavt klorforbruk. Det finnes, så vidt kjent, imidlertid ingen statistikk over klorforbruket ved norsk vannverk. Med tanke på at et er en rekke vannverk som har høyt innhold av humus i råvannet og en beskjeden behandling, er det grunn til å tro at mange anlegg doserer mindre enn det som skal til for å opprettholde en klorrest på 0,05 mg Cl 2 /l etter 30 min kontakttid. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

142 De anlegg som bruker ozon i Norge, doserer mye (typisk 1 go 3/ g TOC), relativt sett, ettersom ozonet benyttes som oksidasjonsmiddel for å fjerne farge. Dette sikrer en svært god hygienisk barriere, helt sikkert tilstrekkelig mht bakterier, virus og Giardia. Dimensjoneringen mht Ct vil være avgjørende for om dosen er tilstrekkelig mht Cryptosporidium (se senere). Når det gjelder UV ligger kravet til UV-dose i Norge (30 mws/cm 2 ) om lag på det samme nivå som i andre land som bruker UV. Tyskland og Sveits (samt Australia) har lagt seg på 40 mws/cm 2 som er den dose Folkehelseinstituttet anbefaler for inaktivering av bakteriesporer Kontakttid I Norge setter Veiledningen til Drikkevannsforskriften et krav om målbar restklormengde (0,05 mg fritt klor/l etter 30 min kontakttid) og restozonmengde (0,2 mg ozon/l etter 10 min kontakttid). Det ser ikke ut til at de andre landene setter noe tilsvarende krav. De land som har regler for dette (USA, Canada), knytter kravene til Ct-prinsippet, noe som innebærer at man ser konsentrasjon og kontakttid i sammenheng. Dette kommer vi tilbake til i kap 7. De land som oppgir hva som er vanlig å benytte, oppgir kontakttider i områder min for klor og 2 20 min for ozon. Det er interessant at ingen oppgir en minimums kontakttid i UV-aggregat. 6.7 Om desinfeksjonsrest Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes b) Hvilken klorrest opprettholdes på ledningsnettet bog hvor ofte bestemmes eventuelt klorrest på ledningsnettet c) Hvilke metoder benyttes vanligvis for bestemmelse av klorrest Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell Når det gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de sammenfattes som vist i Tabell 6.23-Tabell Tabell 6.22 Generelt inntrykk om desinfeksjonsrest Svarene gir følgende generelle inntrykk: Klor (mg/l) : - SWE: Ingen krav etter behandling < 0,4 ved tapping (0,1-0,25 på nett) - FIN: Ukjent (0,01-0,3 på nett) - UK: 0,5-1,0 redusert (med SO 2 ) til 0,4-0,6 ut av vannv erk - 0,05 0,1 v ed tappested - GER: >0,1 og < 0,3 Ikke krav til klorrest på nett - CH: ingen krav etter behandling < 0,1 ved tapping-ikke krav på nett - JP: > 0,1 på tappested (0,4 kombinert Cl 2 ) - AUS: 0,5 etter 30 min 0,1-0,2 ved enden av distribusjonssystem - USA: > 0,2 ut (0,2-1,0 på nett) Ozon (mg/l): - FIN: 0,2-0,3 etter 20 min - GER: <0,05 - CH: 0,2-0,4 etter min - AUS: 0,3 etter 10 min Sammenligning med Norge Klor (mg/l) : - NOR : > 0,05 etter 30 min Ikke krav til klorrest på nett Ozon (mg/l); - NOR : > 0,2 etter 10 min (bakterier og virus) > 5 etter 10 min (parasitter) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

143 Tabell 6.23 Om desinfeksjonsrest spørsmål a Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes N Klor : >0,05 mg Cl 2 /l etter minst 30 min kontakttid (bakterier og v irus) Ozon : > 0,2 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (bakterier og v irus) > 5 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (parasitter) S Klor : Maksimal konsentrasjon på f orbrukers tappested: 0,4 mg Cl 2 / Fin Klor : Ukjent Ozon : 0,2 0,3 mg O 3 /l etter 20 min kontakttid UK Klor : 0,5 1,0 mg Cl 2 /l som trimmes ned til 0,4-0,6 mg Cl 2 /l (med SO 2 ) i v annet som lev eres til forbruker Ozon : bestemmes på bakgrunn av innholdet av DOC og minimering av BrO 3- GER Klor : >0,1, <0,3 mg/l (fritt klor), Klordioksy d : 0,2 mg ClO 2 /l, maks 0,2 mg/l kloritt Ozon : <0,05 mg O 3 /l CH Klor : <0,1 mg Cl 2 /l ved tappested, ClO2 : <0,05 mg ClO 2 /l v ed tappested Ozon : 0,2 0,4 mg O 3 /l etter min kontakttid JP Klor : 0,1 mg Cl 2 /l (fritt klor) eller 0,4 mg Cl 2 /l (kombinert klor) ved tappested AUS Klor : 0,5 mg Cl 2 /l etter 30 min kontakttid, Kloramin : Minimum 0,5 mg/l etter 30 min i anlegget og 1-2 timer f ør tappested Ozon : 0,3 mg O 3 /l etter 10 min kontakttid US Klor : > 0,2 mg Cl 2 /l ut av v annverket samt påvisbar rest (fritt eller kombinert klor) i hele ledningsnettet CAN Ukjent (Ont.) LIT Klor : 0,3 mg Cl 2 /l etter 30 min kontakttid Tabell 6.24 Om desinfeksjonsrest spørsmål b Hvilken klorrest opprettholdes eventuelt på ledningsnettet og hvor ofte bestemmes eventuelt klorrest på ledningsnettet? N Det er ikke krav eller veiledende verdi for opprettholdelse av klorrest på ledningsnettet utov er en kontakttid på 30 min (se spørsmål I) S Normalt opprettholdes 0,1 0,25 mg Cl 2 /l på ledningsnettet, men det er ikke krav til noen minimumskonsentrasjon. Prøv ef rekv ens varierer avhengig av? Fin Lav e v erdier : 0,01 0,3 mg/l. Analyseres ikke rutinemessig bortsett f ra i større anlegg UK 0,4 0,5 mg Cl 2 /l i vannet som forlater v annverket med mål om rest på 0,05 0,1 mg Cl 2 /l ved f orbrukers tappested. Klorrest måles når bakteriologiske prøv es tas GER Det er ikke noe krav til (og heller ikke ønskelig) å opprettholde en klorrest på nettet. Tilsetting av ammonium ikke tillatt og kloraminering i praksis ikke mulig CH Man dimensjonerer ikke f or å ha desinfeksjonsrest på nettet og analyserer derfor heller ikke på det JP Minst 0,1 mg Cl 2 /l (fritt klor) eller 0,4 mg Cl 2 /l (kombinert klor). Bestemmes månedlig AUS Generelt : 0,1-0,2 mg Cl 2 /l v ed enden av distribusjonssystemet. Noen vannv erk skal (i hht kontrakt) ha < 0,6 mg/l i minst 80 % av tiden, andre < 0,2 mg/l US Fritt klor: 0,2 1,0 mg Cl 2 /l, Kombinert klor : 1 3 mg/l Klorrest bestemmes månedlig på en rekke tappestedet i nettet. Antall prøv eseder avhenger av anleggets størrelse CAN Fritt klor > 0,05 mg/l (v ed ph<8,5), ClO 2 > 0,05 mg/l, Kombinert klor > 0,25 mg/l (Ont.) Maks tillatt klorrest 4 mg/l. Anbefalt klorrest 0,2 mg/l (fritt) og 1,0 mg/l (komb.) LIT Det dimensjoneres ikke f or opprettholdelse av klorrest på ledningsnettet Sammenligning av praksis i Norge og andre land mht desinfeksjonsrest Det er tydelig forskjell mellom landenes praksis når det gjelder klorrest. Noen land (Japan, USA, UK, Australia) har en praksis for (evt krav til) at man skal kunne registrere en klorrest på tappestedet (0,05 0,2 mg/l). I disse landene har også rutiner på måling av klorrest på tappestedet. De høyeste verdiene her vil forårsake klorsmak på vannet. Noen land (Sverige, Finland, UK, Japan, Australia, USA) har en praksis for å opprettholde en viss klorrest på nettet (0,1 1,0 mg/l fritt klor evt 0,4 3 mg kombinert klor). Endelig har Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

144 noen land (Norge, Sveits, Tyskland, Litauen) har kun krav til at man skal ha en viss klorrest etter behandlingen, for eksempel har Norge krav om 0,05 mg fritt klor etter 30 min kontakttid. Det er litt uklart hva som ligger bak svarene på dette punktet. For noen lands vedkommende, er det trolig vanlig praksis som er referert mens det for andre lands vedkommende sannsynligvis dreier seg om krav nedfelt i retningslinjer. Det er for så vidt mindre viktig. Det som er interessant er forskjellen i oppfatning hva angår verdien av å ha en klorrest på nettet. I Tyskland og Sveits har man ikke noe krav/praksis for at det skal være noen klorrest. I disse landene (som i Nederland) har man den filosofi at vannet skal være så godt behandlet mht organisk stoff at vekstpotensialet er så lavt at et restklorinnhold for å hindre vekt på nettet er unødvendig. I noen land har man derimot et krav om maksimalverdi på tappested. I Sveits er det krav om maksimalt 0,1 mg/l på tappested mens Japan har et krav om minst 0,1 mg/l på tappested. I Tyskland skal innholdet av fritt klor være minst 0,1 mg/l og maksimalt 0,3 mg/l når vannet forlater vannverket. Ønsket om å unngå klorrest på nettet i Tyskland understrekes ved at man i dette landet ikke tillater tilsetting av ammonium og dermed at kloraminering i praksis ikke er mulig. Når det gelder ozon, har landene, naturlig nok, ingen praksis for ozonrest på nettet ettersom ozon er så reaktivt at det dekomponeres svært hurtig. De fleste land har en praksis som tilsier en viss konsentrasjon etter en viss kontakttid altså en praksis som bygger på filosofien bak Ct-prinsippet. Praksis når det gjelder ozonrest i behandlingsanlegget ligger normalt i området 0,1 0,3 mg/l etter min kontakttid. Tyskland har et krav til at ozonkonsentrasjonen etter behandling ikke skal overstige 0,05 mg O 3 /l. Man kan legge merke til at det bare er Norge som har en spesiell regel mht restozon med tanke på parasitter (5 mg/l etter 10 min). Dette er i realiteten et urealistisk krav, ettersom det for det første er svært vanskelig å opprettholde en så høy konsentrasjon pga ozon s reaktivitet med oksiderbare forbindelser i vann, og for det andre vil være økonomisk uakseptabelt å operere med en så høy ozonrest. Når det gjelder ozonering må man ta Ct-prinsippet i bruk fullt ut og gi mer detaljerte anbefalinger for dimensjonering. Dette kommer vi tilbake til i kap 7 og 9. Når det gjelder spørsmålet om måling av desinfeksjonsrest, var svarene svært samstemmige. De aller fleste bestemte klorrest spektrofotometrisk på vannverket. I England var det dessuten vanlig å bestemme klorrest amperometrisk on-line i anlegget. 6.8 Om dimensjoneringskriterier Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: a) Brukes CT-prinsippet i dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg? Kan i så fall den log-kreditt som oppnås for en gitt CT verdi summeres med den som oppnås i et annet rensetrinn i samme anlegg for å komme fram til den totale log-kreditt b) Dersom CT-prinsippet brukes, hvordan bestemmes C og T og hva er kravene til CTverdi for ulike typer av organismer og ulike desinfeksjonsmetoder? Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.25 hvor det også er laget en kolonne for situasjonen i Norge, for sammenligningens skyld. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

145 Tabell 6.25 Generelt inntrykk om dimensjonering av desinfeksjonsanlegg Svarene gir følgende generelle inntrykk: CT-prinsippet brukes i de f leste land kun indirekte (f.eks. x mg/l etter y min) CT brukes i UK for dimensjonering men ingen krav er knyttet til prinsippet CH nei, lev erandøren må garantere en saf e vannkvalitet AUS Ct-prinsippet benyttes i noen stater I USA og CAN benyttes Ct-prinsippet f ullt ut - C kan bestemmes på ulike måter Det er laget egne v eiledninger - T er v anligvis t 10, men kan bestemmes på ulike måter i henhold til v eiledning - Tabeller er utarbeidet for ulike patogener som knytter en viss CT til en viss forventet log-reduksjon Sammenligning med Norge CT brukes kun indirekte Krav til x mg/l restkonsentrasjon etter y min Ettersom det bare var USA og Canada som utnytter Ct-prinsippet fullt ut til dimensjonering og drift, finner vi det ikke hensiktsmessig å ta med detaljerte tabeller for de to spørsmålene på dette punktet. De amerikanske reglene vil bli gjennomgått i kap 7. Her vil det også fremgå hvordan C og t bestemmes og hvilken log-reduksjon det anbefales å regne med ved en gitt Ctverdi for det ulike desinfeksjonsmetodene S ammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier I Norge har vi egentlig ingen aksepterte dimensjoneringskriterier for desinfeksjonsanlegg utover de krav som veiledningen i drikkevannsforskriften setter til en viss restkopnsentrasjon etter en viss kontakttid I England og Tyskland brukes Ct-prinsippet av rådgivende ingeniører til dimensjonering av kontakttanker, men prinsippet er ikke knyttet til bestemte krav (anbefalinger i forskrift eller veiledning). Det samme gjelder Australia hvor imidlertid enkelte anleggseiere (for eksempel South Australian Water Corporation) praktiserer regler som tilsvarer de som gjelder i USA. Der Ct prinsippet benyttes, er det vanlig at man kan legge sammen de log-credits som en gitt Ct-verdi gir for en enhets prosess med tilsvarende for en annen enhetsprosess. Det betyr for eksempel at man ved å sette flere prosesser som gir en viss barrierevirkning overfor mikroorganismer, kan oppnå en høyere barriereeffekt enn hva sluttdesinfeksjonen alene ville kunne gi. 6.9 Generelle kommentarer Spørreskjemaet inneholdt også en mulighet til å avgi generelle kommentarer. Disse er oppsummert i Tabell Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

146 Tabell 6.26 Tilleggskommentarer Hvilke andre informasjoner er verdt å nevne? N En sv ært sterk drivende kraft vedrørende desinfeksjonspraksis er f orskriftskavet om to hy gieniske barrierer. Berørte parter er usikre på hv ordan man skal forholde seg til dette kravet S Man er sterkt opptatt av å endre desinfeksjonspraksis, spesielt i retning av redusert klorbruk. Flere studier rettes mot mer robuste metoder overf or v annkv alitetsendringer Fin Ingen kommentar UK Det er et lov pålagt krav at alt v ann skal være desinf isert. Det er en sterk oppf atning i v ann-bransjen at vann skal leveres med en desinf eksjonsrest basert på f øre-var prinsippet og med tanke på forurensning av distribusjonsnettet GER Det er en sterk trend at man prøv er å kv ittes seg med desinf eksjon CH Man unngår desinf eksjon av grunnv ann og brønnv ann så langt det er mulig. Ov erflatevann behandles med f lerstegs partikkelf jerning og desinf eksjon. Da man ikke praktiserer desinfeksjonsrest på nettet må vannet v ære biostabilt JP Patogen standardene (og dermed desinfeksjonspraksis) er under revisjon AUS Implementeringen av Drinking Water Quality Framework vil forbedre desinf eksjonspraksis i AUS. Det antas at bruk av UV, ozon og membraner v il øke US Utf ordringen mht desinf eksjonspraksis oppf attes å v ære å finne en god balanse mellom inaktiv ering av patogener og minimering av DBP CAN Canada angir log-credits mht ulike patogener f or ulike v annbehandlingsmetoder (Ont.) LIT Omleggingen f ra klorgass til natriumhy pokloritt er det som oppta bransjen i Litauen akkurat nå Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

147 7 Amerikanske regler for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg 7.1 Grunnlagsdokumenter De amerikanske reglene og anbefalingene for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg er basert på en rekke lovdokument med tilhørende hjelpedokumenter og veiledere. Oversikten i dette kapittelet er basert på de viktigste dokumentene som inkluderer følgende: SWTR, Surface Water Treatment Rule, Compliance with the filtration and desinfection requirements for public water systems using surface water sources, IESWTR, Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule, Desinfection Profiling and Benchmarking, Alternative Desinfectants and Oxidants, LT1ESWTR, Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule, LT2ESWTR, Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, proposed 2003 (predraft 2001). Long term 2 enhanced surface water treatment rule, The long term 2 enhanced surface water treatment rule (LT2ESWTR) Implementation guidance, Long term 2 enhanced surface water treatment rule Toolbox guidance manual, Ultraviolet desinfection guidance manual, I SWTR introduseres begrepet multiple barrierer og man tar i bruk Ct-prinsippet. Det stilles krav til 4 log inaktivering av virus og 3 log inaktivering av Giardia. IESWTR gjelder for > pe og det stilles krav om Cryptosporidium kontroll eller 2 log inaktivering av Cryptosporidium, og det stilles strengere krav til turbiditet og oppfølging av desinfeksjonsanlegget. LT1ESWTR stiller samme krav som IESWTR men inkluderer < pe. I LT2ESWTR kommer det tilleggskrav til Cryptosporidium og det stilles bestemte krav til behandlings- og desinfeksjonsmetoder med tanke på Cryptosporidium kontroll. Generelt kan man si de amerikanske retningslinjene er svært grundige og omfattende, og det er en gjennomgående bruk av Ct-verdi både i forbindelse dimensjonering og drift. De har imidlertid fokus på oppgradering av desinfeksjonsanlegg, samt på drift og dokumentasjon av desinfeksjonseffekt. Det relativt lite på dimensjonering av nye anlegg. 7.2 Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg Bestemmelse av kontakttiden, T Tiden som en gitt konsentrasjon av et desinfeksjonsmiddel er i kontakt med vannet er selvsagt avgjørende for selve dosen eller CT-verdien. Det er to sentrale spørsmål som er avgjørende for hvilken kontakttid (oppholdstid) som kan angis: Hvilken vannføring (Q) skal legges til grunn ved beregning av kontakttiden? Hvordan skal kontakttiden beregnes? EPA (USEPA August 1999a) krever at maks timesvannføring (Q peak hour ) i løpet av en 24 timers periode skal legges til grunn ved beregning av kontakttid. Q peak hour bestemmes basert på tidligere driftsdata. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

148 Teoretisk oppholdstid, HDT, blir da: HDT = V / Q peak hour Ved beregning av CT-verdi benytter imidlertid ikke EPA teoretisk oppholdstid, HDT, men T 10. T 10 er definert som den oppholdstiden som 90 % av vannet som passerer gjennom enheten opplever. Det vil si tiden det tar for at 90 % av en tracer har passert gjennom enheten. T 10 kan bestemmes ved tracer studie eller ved å anslå en såkalt baffling factor Tracer studier Selv om oppholdstiden er proporsjonal med vannføringen, er den sammenhengen normalt ikke lineær. Hvis praktisk mulig, anbefaler derfor EPA at det gjennomføres tracer undersøkelser ved fire vannføringer som dekker hele spennvidden av vanlig forekommende vannføringer gjennom anlegget (en ved nær gjennomsnittlig vannføring, to ved høyere og en ved lavere vannføring). Høyeste test vannføring skal være minst 91 % av høyeste vannføring som vil forekomme i segmentet. Basert på resultatet lages det et plot av T 10 mot Q for det aktuelle segmentet. Det trekkes en kurve gjennom punktene, og T 10 ved Q peak hour leses av. Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer målinger ved fire vannføringer, kan det alternativt gjennomføres kun en tracer studie ved en vannføring på minst 91 % av høyeste vannføring som vil forekomme i segmentet. T 10 for andre systemvannføringer beregnes da ved: T 10S = T 10T (Q T / Q D ) Der: T 10S = T 10 ved system vannføring. T 10T = T 10 ved tracer vannføring. Q T = Tracer studie vannføring. = System vannføring. Q D I forbindelse med gjennomføringen av tracer målinger bør vannføringen være konstant. I tillegg stilles det krav til vannivået i anlegget. Det skal være lik, eller litt lavere, enn ved vanlige driftsbetingelser. Ved store variasjoner i vann vannivå (i for eksempel rentvannsbasseng, utjevningsbasseng, osv) anbefales det å lages T 10 mot Q plot for ulike vannivå. Der systemet består av flere segment kan T 10 bestemmes for hvert enkelt segment separat eller kun på summen av segment. Hvis det er målbar oppholdstid mellom to punkter for måling av restkonsentrasjon av desinfeksjonsmiddel defineres dette som et segment. Det kan benyttes to likeverdige metoder for tracer undersøkelser, dvs step-dose metoden og slug-dose metoden, som begge har sine fordeler og ulemper. I begge tilfeller bestemmes T 10 ved å evaluere utløpskonsentrasjonsprofilen. Ved step-dose metoden doseres en konstant dose tracer inntil konsentrasjonen i målepunktet når en steady state verdi. Ved slug-dose metoden derimot, doseres det en stor øyeblikksdose og konsentrasjonsresponsen over tid måles i målepunktet. Forskjellen i responsen ved step-dose og slug-dose metoden er illustrert i Figur 7.1. Som figuren viser, kan T 10 bestemmes direkte fra kurven ved bruk av step-dose metoden, mens en slik direkte grafisk bestemmelse ikke kan gjøres ved bruk av slug-dose metoden. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

149 Det stilles krav om at valgte tracer skal være konservativ (dvs at den ikke reagerer eller fjernes i behandlingstrinnet), lett å måle og er akseptabel å bruke i drikkevannsforsyning. De vanligste tracer er klorid og fluorid, men Rodamine WT er også brukt. Tracer konsentrasjonen må tilpasses tracer type, analyseutstyr, behandlingsanlegg/volum, forventet konsentrasjon, osv. Det stilles også krav til tracer recovery (minimum ca 90 % av dosert tracer bør gjenfinnes ved prøvetaking/analyse), og ved slug-dose metoden er det viktig med god innblanding og at doseringsvarigheten er kort (maksimalt 2 % av teoretisk oppholdstid). Nærmere beskrivelse av gjennomføring av tracer undersøkelser finnes i blant annet USEPA March 1991 og USEPA August 1999a. Figur 7.1 Eksempel på tracer respons ved bruk av step-dose og slug-dose metoden. Evaluering av tracer data vil være avhengig av metoden som er benyttet ved tracer doseringen. Først må imidlertid bakgrunnsverdien trekkes fra målt tracer konsentrasjon i utløpet fra segmentet slik at tracer konsentrasjonen etter en gitt tid da blir: C = C målt - C bakgrunn Ved step-dose metoden beregnes C/C 0, der C 0 er tracer dosen, og ved grafisk evaluering plottes C/C 0 mot tid og T 10 avleses direkte ved å lese av tiden ved C/C 0 = 0.1 som vist i Figur 7.1 over. Alternativt kan dataene evalueres numerisk. Da beregnes log(1-c/c 0 ) og t/hdt for hvert måletidspunkt, og det gjennomføres en lineær regresjon på dataene for bestemmelse av helningen, m, og interceptet, b: Log(1 C / C 0 ) = m (t / HDT) + b Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

150 Der: C = Målt tracer konsentrasjon etter tiden t, justert for bakgrunnsverdi, mg/l. C 0 = Dose av tracer, mg/l. t = Tid fra start dosering til prøvetaking, min. HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid, min. m = Konstant (helning). b = Konstant (intercept). Basert på konstantene (m og b) bestemt i ligningen ovenfor bestemmes T 10 ved: T 10 / HDT = [log(1 0.1) b] / m Numerisk bestemmelse er mer arbeidskrevende enn grafisk bestemmelse, men den gir en mer nøyaktig bestemmelse siden hele datasettet anvendes i motsetning til ved en grafisk bestemmelse. Ved evaluering av data fra slug-dose metoden, må dataene først konverteres til matematisk ekvivalente step-dose data. Deretter kan dataene evalueres på samme måte som for stepdose metoden slik som vist ovenfor. Før konvertering av slug-dose data må først C beregnes på samme måte som ved stepdose metoden ved å trekke bakgrunnskonsentrasjonen fra målt konsentrasjon. Selve konverteringen kan gjøres grafisk eller numerisk. Ved grafisk konvertering beregnes først C/C 0. Her er imidlertid C 0 lik den valgte dosen (i gram) dividert på totalvolumet av segmentet (i m 3 ), dvs en teoretisk tenkt konsentrasjon. C/C 0 plottes så mot tid for slug-dose metoden som vist i Figur 7.1 over. Deretter bestemmes arealet under kurven for eksempel ved bruk av planimeter. T 10 blir da oppholdstiden ved 10 % av arealet under kurven. Ved numerisk konvertering velges små tidsinkrement (dvs prøvetakingsintervallet) som multipliseres med C og summeres for å gi den totale massen av tracer (kumulativt areal). De ekvivalente step-dose dataene fremkommer da ved å dividere C på det kumulative arealet. Det vil si at de konverterte dataene presenteres som C/C 0 mot tid, der C 0 er det kumulative arealet. Evaluering av dataene og bestemmelse av T 10 gjøres da som for step-dose metoden, enten direkte grafisk avlesning eller numerisk Baffling factor Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer undersøkelser, eller man ikke har tilgang på tracer data, tillater EPA at det benyttes tommelfingerregler for å anslå T 10. Dette gjøres ved å multiplisere hydraulisk teoretisk oppholdstid (HDT eller her kun benevnt med T) med en erfaringsfaktor, såkalt baffling factor = T 10 / T. I tillegg til bassengutforming, er baffling factor avhengig av skjermingsgraden spesielt i innløps-/utløps-sonen, men også i selve bassenget. Tabell 7.1 viser baffling factor som EPA benytter for å anslå T 10 for ulike bassengsystem. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

151 Tabell 7.1 Baffling karakterisering som kan benyttes til å anslå T Andre behandlingsprosesser Når USEPA stiller krav til inaktivering/fjerning av patogener fra drikkevannet gjelder det ved bruk av hele vannbehandlingsprosessen, hvorav desinfeksjon er en del. Fysiske og fysisk/kjemiske behandlingsmetoder kan imidlertid også gi betydelig fjerning av patogener. EPA gir derfor log inaktiveringskreditt til ulike filtreringsmetoder. I utgangspunktet krediterer EPA (USEPA 1991) prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, langsom filtrering og diatomitt filtrering en grad av Giardia og virus-fjerning som er i henhold til Tabell 7.2 nedenfor. Disse prosessene kan oppnå vesentlig høyere fjerningsgrad, men for å være konservativ har EPA valgt å gi inaktiveringskreditt i henhold til tabellen. Dette forutsetter imidlertid at turbiditet etter konvensjonell sedimentering/filtrering og direktefiltrering er < 0.5 NTU i 95 % av tiden (det anbefales < 0.2 NTU) og at den aldri er høyere enn 1 NTU. For langsom filter og diatomitt filter forutsettes det at utløpsturbiditeten er < 1 NTU i 95 % av tiden og aldri over 5 NTU. Godt drevede konvensjonell sedimentering/filtrerings- og direktefiltreringsanlegg kan i tillegg gis 0.5 log inaktiveringskreditt for Giardia. I utgangspunktet gis det også 2.0 log inaktiveringskreditt for Cryptosporidium ved bruk av konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, langsom filtrering eller diatomitt filtrering forutsatt driftsbetingelsene som angitt for Giardia kredittering. En rekke andre prosesser, som for eksempel kalkfelling/avherding, patronfilter, posefilter, pakkefilter, osv, kan også gis kredittering for fjerning av Giardia og Cryptosporidium (USEPA 1991). Det forutsettes da at graden av fjerning/inaktivering dokumenteres/demonstreres i pilotforsøk på stedet. Membranfiltrering generelt er ikke omtalt i USEPA 1991, men omvendt osmose er spesielt nevnt og gis 3.0 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium, og 4.0 log inaktiveringskreditt for virus, uten at det er behov for nærmere demonstrasjon av effekten. Det kan også gis 0.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til vannkilden, eller ved infiltrasjonsanlegg i grunnen (USEPA, June 2003c), jfr. Tabell 7.3. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

152 Tabell ). Log inaktiveringskreditt gitt for ulike filtreringsprosesser (USEPA, March Tabell 7.3 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til kilden, eller ved infiltrasjon i grunnen (USEPA, june 2003c). Hvis man oppsummerer, og samtidig inkluderer siste forslag til LT2ESTWR (USEPA, june 2003c), gir EPA log inaktiveringskreditt overfor virus og Giardia i henhold til Tabell 7.2 for prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, langsom filtrering og diatomitt filtrering. Overfor Cryptosporidium gis det 2.0 log inaktiveringskreditt for de samme prosessene. Utover dette gis det tilleggskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium for beskyttelsestiltak rundt kilden og infiltrasjon i grunnen (Tabell 7.3), for forbehandlingsprosesser, tilleggsprosesser og poleringsprosesser (Tabell 7.4), samt for god prosessdrift, god rentvannskvalitet, hyppig måling og overvåking, osv (Tabell 7.4). I praksis betyr det for eksempel at konvensjonell sedimentering/filtrering og direkte filtrering vil gis Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

153 3.0 log inaktiveringskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium hvis driftoppfølging og rentvannskvalitet er god. Tabell 7.4 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium for ulike prosesser og ved forbedret prosessdrift (USEPA, june 2003c). Enkelte tilleggsprosesser (pose- og patronfiltre) krever at det gjennomføres utfordringstest (challenge test) der det må demonstreres en log fjerning mer enn det gis kreditt for. Det gis maksimalt 1.0 log kreditt for pose filtre og 2.0 log kreditt for patronfiltre. Når det gjelder membranfiltrering skilles det mellom omvendt osmose (RO), nanofiltrering (NF), ultrafiltrering (UF), mikrofiltrering (MF) og membranfilterpatron (MFC). Anvendelse av ulike membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann er illustrert i Figur Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

154 7.2. For at membranfilteranlegget skal gis log inaktiveringskreditt, må fjerning dokumenteres ved utfordringstest og direkte integritetstesting. Det må også gjennomføres periodevis direkte integritetstesting og kontinuerlig indirekte integritetsovervåking under drift. Det er ingen øvre grense på log inaktiveringskreditt som kan gis. Maksimum log inaktiveringskreditt er det laveste av:1) fjerning demonstrert i utfordringstesten og 2) maksimums log fjerningsverdi verifisert i direkte integritetstesten. Nærmere beskrivelse av kravene til utfordringstest og direkte og indirekte integritetstest finnes i USEPA, June 2003b. I praksis kan man oppnå svært høy log inaktiveringskreditt. Selv MF og UF vil kunne gi høy log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium (Figur 7.2), og i følge USEPA, June 2003c vil MF/UF lett gi 2.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium. I en del tilfeller gis det opp til 5-6 log inaktiveringskreditt. Det er imidlertid opp til de enkelte statene å godkjenne inaktiveringskreditt og praksisen kan være ganske forskjellig. For å få inaktiveringskreditt for virus må det benyttes UF, NF eller RO. Selv med UF vil man kunne ha 5-7 log fjerning av virus. Det er imidlertid et problem å verifisere virus-størrelse integritets gjennombrudd under drift (pga liten størrelse på virus). I forbindelse med angivelse av inaktiveringskreditt overfor virus må derfor konsekvensen av små integritets gjennombrudd vurderes mot angitt inaktiveringskreditt. Dette vurderes forskjellig i de enkelte statene. Hvis det doseres koagulant, eller membranfiltrering er en del av et multibarriere anlegg, vil det normalt kunne gis høyere inaktiveringskreditt for membrananlegget. Figur 7.2 Anvendelse av membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann (USEPA, june 2003b). 7.4 Klorering Ved beregning av CT-verdi for klor benyttes restklorkonsentrasjonen som C og T 10 som kontakttiden T. Systemet kan imidlertid deles inn i flere segment der man beregner CT for hvert segment med bruk av restkonsentrasjonen ut fra det aktuelle segmentet. Den totale CTverdiene blir da summen av CT-verdier for hvert segment. Når man har en oppholdstid og muligheten til å måle en utløpskonsentrasjon fra denne, kan det defineres som et segment. T 10 Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

155 kan bestemmes ved tracer studie eller anslås ved hjelp av baffling factor som beskrevet tidligere. Beregnet CT-verdi sammenlignes så med tabeller over nødvendig CT-verdi for å nå en gitt grad av inaktivering. Siden effekten av fritt klor er avhengig av ph, temperatur og klorkonsentrasjon, er disse faktorene også inkludert i tabellene. Tabell 7.5 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log inaktivering av virus ved forskjellige temperaturer med bruk av fritt klor ved ph 6 9. Beregnet CT-verdi for systemet og tilsvarende CT-verdi for 4 log inaktivering av virus leses av fra Tabell 7.5, og log inaktivering av virus kan da beregnes for systemet: Log inaktivering av virus = 4 CT Beregnet / CT 4-log, virus Siden bakterier generelt er mer følsomme overfor klor antas det at man også har tilfredsstillende inaktivering av bakterier når man oppnår tilfredsstillende inaktivering av virus. Tabell 7.6 angir nødvendig CT-verdi for å nå 3 log inaktivering av Giardia ved forskjellige temperaturer, ph og klorkonsentrasjoner med bruk av fritt klor. På samme måte som for virus tas beregnet CT-verdi for systemet og tilsvarende CT-verdi for 3 log inaktivering av Giardia leses av fra Tabell 7.6, for så å beregne log inaktivering av Giardia for systemet: Log inaktivering av Giardia = 3 CT Beregnet / CT 3-log, Giardia Som Tabell 7.6 viser, er nødvendige CT-verdier for å oppnå inaktivering av Giardia høye ved bruk av klor. For inaktivering av Cryptosporidium er disse verdiene mye høyere, og klorering blir derfor regnet som en uegnet metode for inaktivering av Cryptosporidium. Nødvendig CT for å nå en gitt grad av inaktivering, I, av Giardia med bruk av klor kan også beregnes med følgende regresjonsligninger (dvs i stedet for å benytte Tabell 7.6): For temperatur <12.5 ºC: CT = (0.353 I) ( e ( temp C ph) ) For temperatur 12.5 ºC: CT = (0.361 I) ( e ( temp C ph) ) Der: I = Ønsket grad av log inaktivering av Giardia. Temp = Temperatur, ºC. C = Restklorkonsentrasjon, mg Cl 2 /L. Tabell 7.5 CT krav for inaktivering av virus med fritt klor. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

156 Tabell 7.6 CT krav for 3-log inaktivering av Giardia med fritt klor. Kloramin betraktes som et sekundært desinfeksjonsmiddel for å opprettholde en restkonsentrasjon i nettet. Det vil si at det benyttes etter et annet desinfeksjonsmiddel. For nærmere beskrivelse av bruk og drift av anlegg med kloramin vises det til USEPA April 1999b og USEPA August 1999b. Beregning av CT-verdi, sammenligning med nødvendig CT-verdi fra tabell og beregning av log inaktivering ved bruk av kloramin gjøres på samme måte som ved bruk av fritt klor. Tabell 7.7 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log inaktivering av virus ved forskjellige temperaturer med bruk av kloramin, mens Tabell 7.8 angir nødvendig CT-verdi for å nå ulike grader av log inaktivering av Giardia ved forskjellige temperaturer med bruk av kloramin. Kloramin er vesentlig mindre effektivt enn fritt klor og regnes derfor selvsagt som en uegnet metode for inaktivering av Cryptosporidium, men den er også svært lite effektiv overfor Giardia (jfr. Tabell 7.8). Tabell 7.7 CT krav for inaktivering av virus med kloramin. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

157 Tabell 7.8 CT krav for inaktivering av Giardia med kloramin. 7.5 Ozonering Inaktivering av Giardia og virus Dette avsnittet er basert på Surface Water Treatment Rule (EPA,1989) og SWTR Guidance Manual (1991) som fortsatt er USEPA s gjeldende dokumenter når det gjelder inaktivering av Giardia og virus. EPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Giardia og virus: T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming). CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort). SFA-metoden (Segregated Flow Analysis). EPAs anbefalinger for valg av metode for beregning av log inaktivering av virus og Giardia ved ozonering er fremstilt grafisk i Figur 7.3. Det fremgår at det i likhet med anbefalingene m.h.p. inaktivering av Cryptosporidium (kapittel 7.4.2) legges stor vekt på følgende kriterier: Kontaktkammer med eller uten ozontilsats? 1. eller etterfølgende ozonkontakkammer? Grad av dokumentert kjennskap til oppholdstidsfordeling og ozonkonsentrasjonsprofil for hvert enkelt kontaktkammer. Imidlertid kan det (i motsetning til hva som synes å bli EPAs anbefaling m.h.p. Cryptosporidium) beregnes inaktiveringseffekt for Giardia og virus også for det første ozonkontaktkammeret (dvs det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet). Dette forutsetter imidlertid dokumentert kjennskap til ozonkonsentrasjonsprofilen for kammeret. Retningslinjene angir en detaljert beskrivelse for hvordan denne bør bestemmes (se nedenfor). Dersom gjennomsnittlig konsentrasjon av løst ozon er bestemt ved opptak av en slik profil kan gjennomsnittsverdien benyttes til beregning av inaktiveringseffekt på samme måte som for evt. etterfølgende kammer. I motsatt fall kan det første kammeret kun tilskrives maksimalt 0,5 log og 1,0 log inaktivering av henholdsvis Giardia og virus. Dette forutsetter at det kan dokumenteres at utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,3 mg/l. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

158 Sekundært kan det første kontaktkammeret tilordnes 1,0 log inaktivering av virus, men ingen inaktivering av Giardia, dersom utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,1 mg/l (men levere eller lik 0,3 mg/l). Videre fortutsettes det at prosessen også inkluderer et etterfølgende kontaktkammer og at volumet i det første kontaktkammeret er like stort som det etterfølgende. MED ozontilsats Kontaktkammer med/uten ozontilsats? (C inn =0) UTEN ozontilsats JA NEI C AVG bestemt? Første kammer med ozontilsats? (C inn =0) JA NEI Tracerstudier? NEI JA NEI Høy < 3 oppløsning? ( EPA,19 91,O.2.6) JA C UT? (m g O 3 /l) Estimer T 10 Beregn T 10 Beregn T 10 T 10 > T h /3? T 10 > T h /3? JA T 10 -metoden NEI CSTR-metoden JA NEI T 10 -metoden eller 0,1 > 0,1 > 0,3 SFA-metoden 0 log virus 0 log Giardia 1 log virus * 0 log Giardia 1 log virus * 0,5 log Giardia JA Log-krav < 2,5 ** T 10 -metoden eller SFA-metoden NEI SFA-metoden Figur 7.3 Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av Giardia og virus ved ozonering (EPA, 1991). * Forutsatt at volumet i kammeret er (større eller?) lik volumet i etterfølgende kontaktkammer (jfr side O.3-7, EPA 1991). ** Log inaktivering som søkes oppnådd i det aktuelle kammeret. Valg av metode for å beregne inaktivering etter CT-prinsippet avhenger primært av strømningsforholdene i kontakttanken og hvor grundig disse er kartlagt, dels også av grad av inaktivering som søkes oppnådd i kammeret (se også Figur 7.3). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

159 Bestemmelse av C Bestemmelse av effektiv konsentrasjon C for bruk i CT-beregning eller til direkte beregning av log inaktivering er uavhengig av hvilken metode for beregning av inaktivering som benyttes. EPA anbefaler to metoder for bestemmelse av effektiv ozonkonsentrasjon C: 1) Direkte bestemmelse av gjennomsnittlig konsentrasjon, C AVG, ved opptak av en konsentrasjonsprofil i kontaktkammeret. 2) Indirekte prediksjon av effektiv (gjennomsnittlig) C basert på måling av løst ozon i kammerets utløp (og eventuelt innløp). For direkte bestemmelse av effektiv eller gjennomsnittlig C AVG i et kontaktkammer anbefales det å følge detaljerte retningslinjer gitt i bilag O, kapittel O.3.2 i SWTR Guidance manual (EPA, 1991). Disse omfatter blant annet følgende anbefalinger: Ozonkonsentrasjonen bestemmes i 5 ulike posisjoner (helst jevnt fordelt) langs strømningsretningen i kammeret og i noen tilfeller 2 ulike posisjoner i planet for hvert av disse. Effektiv konsentrasjon C AVG bestemmes som aritmetisk middel dersom prøvepunktene er ekvidistant plassert langs kammerets strømningsretning. Dersom prøvepunktene ikke er plassert ekvidistant langs strømningsretningen, men like fullt dekker kammerets ustrekning i strømningsretningen, anbefales det at C AVG beregnes ved arealbetraktninger (integralet for konsentrasjonsprofilen delt på distansen profilen dekker). Hvilke korrelasjoner som kan benyttes ved indirekte prediksjon av effektiv C (=C AVG ved direkte bestemmelse) avhenger av kontaktkammerets virkemåte som gitt i Figur 7.3. Tabell 7.9 Korrelasjoner for prediksjon av effektiv konsentrasjon C basert på utløps- og evt. innløpskonsentrasjon Turbininnblanding (Turbine) C = C ut C = Med-strøms boblekolonne (Co-current flow) C = C ut eller C = (C inn + C ut )/2 Mot-strøm boblekolonne (Counter-current flow) C = C ut /2 Reaktiv kontakttank (Reactive flow) C = C ut Effektiv konsentrasjon (= C AVG ved direkte bestemmelse) som skal benyttes i beregning av CT. C inn = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets innløp. C ut = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets utløp. Det poengteres at denne metoden forutsetter en målbar C ut (>0) Inaktivering etter T 10 metoden Metoden kan benyttes når T 10 /HDT > 0,3 (HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid, V/Q), men også når T 10 /HDT < 0,3 forutsatt at kravet til log inaktivering i ozontrinnet er mindre enn 2,5. Bestemmelsen av T 10 er som angitt i kapittel og C bestemmes som angitt i kapittel (for eksempel C AVG ). Beregnet CT-verdi blir da CT calc = C AVG T 10. CT calc sammenlignes så med nødvendig CT-verdi fra tabell, CT tabell, (Tabell 7.10 og Tabell 7.11 for henholdsvis Giardia og virus) for å oppnå ønsket inaktivering. Selve sammenligningen av CT calc og CT tabell kan gjøres direkte eller for eksempel som skissert i kapittel Når ozoneringstrinnet består av flere kammer, vil summering av T 10 for hvert kammer underestimere T 10 i forhold til T 10 for hele systemet (dvs at T 10, total > T 10, kammer 1 + T 10, kammer T 10, kammer n ). EPA tillater derfor at man benytter den totale T 10 for hele systemet og Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

160 korrigerer for volumfraksjonen til de ulike segmentene når CT beregnes. Hvis man for eksempel har et system bestående av 3 kammer med en total T 10 for hele systemet lik T 10, total, og henholdsvis volum V 1, V 2 og V 3, samt gjennomsnittlig ozonkonsentrasjon på C 1, C 2 og C 3, for de tre kamrene, kan CT for systemet beregnes som følger: CT calc = [C 1 T 10, total V 1 / V to tal ] + [C 2 T 10, total V 2 / V total ] + [C 3 T 10, total V 3 / V total ] Dette gjelder selv om ozonkonsentrasjonen i ett av kamrene er null. Det forutsettes da imidlertid at V null / V to tal < 0,5. Tabell 7.10 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av Giardia ved bruk av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and disinfection requirements for public water systems using surface water sources). Log Temperatur (ºC) inaktivering ,5 0,48 0,32 0,23 0,16 0,12 0,08 1,0 0,97 0,63 0,48 0,32 0,24 0,16 1,5 1,5 0,95 0,72 0,48 0,36 0,24 2,0 1,9 1,3 0,95 0,63 0,48 0,32 2,5 2,4 1,6 1,2 0,79 0,60 0,40 3,0 2,9 1,9 1,4 0,95 0,72 0,48 Tabell 7.11 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av virus ved bruk av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and disinfection requirements for public water systems using surface water sources). Log Temperatur (ºC) inaktivering ,0 0,9 0,6 0,5 0,3 0,25 0,15 3,0 1,4 0,9 0,8 0,5 0,4 0,25 4,0 1,9 1,2 1,0 0,6 0,5 0, Inaktivering etter CSTR-metoden Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Giardia og virus anbefales for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger resultater fra tracerstudier (se også Figur 7.3). Metoden anses som svært konservativ, og bør unngås hvis andre metoder er tilgjengelige. Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.10 og Tabell 7.11) ikke til dirkete anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten direkte som følger: - Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 k C HDT) Der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering k = inaktiveringskoeffisient (L/mg min) C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel ) HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid (V/Q) Inaktiveringskoeffisienten k er beregnet fra CT- verdi tabellen i henhold til Chick s lov der k = -log(i/i 0 )/(CT). Verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell Alternativt kan Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

161 ligning over re-arrangeres slik at nødvendig CT-verdi (basert på teoretisk hydraulisk oppholdstid, HDT) beregnes når ønsket grad av inaktivering er kjent: C (HDT) = [1-(I/I 0 )] / [2,303 k (I/I 0 )] Tabell 7.12 Inaktiveringskonstant for Giardia og virus for anvendelse i CSTR-metoden. Konstanten er bestemt fra k = -log(i/i 0 )/(CT). Vanntemperatur (ºC) 0, Giardia 1,03 1,58 2,08 3,12 4,17 6,25 Virus 2,22 3,33 4,00 6,67 8,00 13, Inaktivering etter SFA-metoden Metoden Segregated Flow Analysis (SFA) krever at det er tilgjengelig høy oppløselig tracer data for ozon tankene, dvs tilstrekkelig hyppig prøvetakingsfrekvens (spesielt fram til T 10 ) og begrenset spredning i datapunktene. Metoden antar at inaktivering i kontakttank kan bestemmes av produktet av sannsynligheten for to hendelser: 1) sannsynlighetsfordeling for at vannet forblir i kontakttanken, og 2) sannsynlighetsfordelingen for at organismer skal overleve ferden gjennom kontakttanken. Den første sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver sjansen for at en mikroorganisme skal forbli i tanken en gitt tid, bestemmes med tracer studie der oppholdstiden til hver fraksjon av vann gjennom tanken indikeres. Den andre sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver sjansen for at en mikroorganisme skal overleve en eksponering til et desinfeksjonsmiddel i en gitt tid, er gitt ved en modifisert Chick s ligning, (I/I 0 ) = 10 -kct. Hver vannfraksjon vil da ha forskjellig t. Analysen kan gjennomføres i et regneark ved bruk av tracer-kurve, inaktiveringskonstant og ozonkonsentrasjon. Regnearket vil da være bygd opp av følgende sentrale kolonner: a) Tid fra dosering av tracer ( slug dose ) til prøvetaking og analyse av tracer konsentrasjon i utløpet. b) Utløpskonsentrasjonen av tracer etter ulike tidspunkt (F(t)) korrigert for innløpskonsentrasjonen, dvs den relative utløpskonsentrasjonen, C ut / C inn. c) Den fremoverderiverte av tracerresponsen ( density of the expectancy function ), estimert ved: E(t) = [F(t + dt) F(t)] / dt Fremoverderivasjonen medfører at kurven forskyves en halv dt i konservativ retning. d) Beregnet overlevelse basert på Chick s ligning, 10 kct. e) Beregnet forventet overlevelsesfunksjon ( survival expectancy function ), Es(t). Es(t) = E(t) (10 -kct ). f) Beregnet overlevelse i hvert vannsegment som passerer gjennom tanken. Summering av kolonnen gir kumulativ overlevelsesforhold (I/I 0 ), dvs forventet log inaktivering for alt vannet som passerer gjennom tanken Inaktivering av Cryptosporidium LT2ESWTR (USEPA August 2003) og LT2ESWTR Toolbox Guidance Manual (USEPA June 2003c) er USEPA s siste foreslåtte dokumenter om inaktivering av Cryptosporidium. Når ikke annet er nevnt, er dette del-kapitlet basert på disse dokumentene. Man må imidlertid være oppmerksom på at disse dokumentene er forslag som fortsatt er på høring, slik at det fortsatt kan komme endringer i de endelige utgavene. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

162 USEPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium: T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming). CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort). Extended CSTR-zone metoden (for systemer med tre eller flere kontaktkamre i serie). I tillegg har EPA SFA-metoden til vurdering som en fjerde metode. Den anbefales foreløpig ikke da det er en del detaljer ved metoden som fortsatt ikke er avklart. EPAs anbefalinger for valg av metode for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium ved ozonering er fremstilt grafisk i Figur 7.4. MED ozontilsats Kontaktkammer med/uten ozontilsats? (C inn =0) UTEN ozontilsats JA Ingen log inaktiveringskreditt for Crypto Første kammer med ozontilsats? (C inn =0) NEI Etterfølgende kammer med ozontilsats (C inn > 0) # konsekutive reaktive kamre? < 3 3 Extended- CSTR-zone metode for hvert kammer Tracerstudier? * JA NEI Stempelstrømning? (T 10 / HDT >= 0,3) JA NEI T 10 -metoden for hvert kammer CSTR-metoden for hvert kammer Figur 7.4 Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium ved ozonering (USEPA, 2003) Som det fremgår av Figur 7.4 er følgende kriterier som sentrale ved valg av beregningsmetode: Kontaktkammer med eller uten ozondosering (reaktivt kammer) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

163 Ved valg av beregningsmetode får dette først og fremst betydning i forhold til om Extended CSTR-zone metoden kan benyttes i systemer med 3 eller flere etterfølgende kontaktkammer. Dette er imidlertid også et sentralt kriterium med hensyn på hvordan den effektive konsentrasjonen C som benyttes i beregningsmetodene skal estimeres. Første kammer med ozondosering? Det foreslås at det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet ikke godskrives log inaktiveringseffekt med hensyn på Cryptosporidium. Dette representerer en betydelig innskjerping i forhold til anbefalingene gitt med hensyn på inaktivering av Giardia og virus (USEPA, 1991). Dokumenterte hydrauliske forhold i kammeret? Valg av beregningsmetode avhenger endelig av om det kan dokumenteres stor grad av stempelstrømning gjennom kontaktkammeret. LT2ESWTR Guidance manual uttrykker ikke eksplisitt noe krav til forholdet mellom T 10 og teoretisk hydraulisk oppholdstid (HDT) for at T 10 metoden kan benyttes. I veiledningen til den såkalte Surface Water Treatment Rule (USEPA,1991), som prinsippene i LT2ESWTR Guidance manual til en stor grad bygger på, er det imidlertid anbefalt at T 10 /HDT bør være større eller lik 0,3 for at T 10 -metoden kan benyttes. Generelt er det slik at T 10 metoden krever større innsats (dokumentere T 10 ved tracerstudier), mens CSTR-metoden medfører at det må benyttes en høyere ozondose for å oppnå en gitt log inaktivering Inaktivering etter T 10 metoden Som nevnt over er T 10 -metoden for å beregne log inaktivering av Cryptosporidium egnet for kontaktkamre med tilnærmet stempelstrømning. Metoden er basert på at kontakttiden settes lik T 10 bestemt ved tracerstudier, der T 10 er definert som tiden det tar for 10% av en tracer å passere kammeret. Dersom det ikke foreligger resultater fra tracerstudier anbefales det å benytte CSTR-metoden. Det poengteres spesifikt at T 10 /T estimatene (der T er teoretisk hydraulisk oppholdstid) for tanker med ulike baffling -karakteristikker gitt tabell C-5 i SWTR Guidance manual (EPA, 1991) er basert på studier i rentvannsmagasiner (clearwells) og at EPA per dato (august 2003) ikke er kjent med tilsvarende studier for ozonkontaktorer som godtgjør bruken av nevnte T 10 /T estimater. Trinnvis er T 10 -metoden for beregning av CT og log inaktivering av Cryptosporidium som følger: 1) Bestem T som T 10 ved hjelp av tracerstudier. 2) Bestem C som C AVG direkte ved opptak av konsentrasjonsprofil i hvert kammer eller estimer C avhengig av reaktortype i henhold til Tabell ) Beregn CT calc ved å multiplisere verdiene for C og T for hvert kontaktkammer unntatt det første innblandingskammeret (kan ikke godskrives inaktivering av Cryptosporidium). 4) Avles CT for den aktuelle log inaktiveringen som ønskes oppnådd og gjeldende temperatur, CT tabell, fra Tabell ) Beregn forholdet CT calc /CT tabell for hvert kammer. 6) Summer CT calc /CT tabell forholdene for kamrene i systemet (unntatt første innblandingskammeret). 7) Dersom summen av CT calc /CT tabell forhold er større eller lik 1 kan det antas at ønsket log inaktivering (jfr punkt 2) er oppnådd. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

164 Alternativt kan CT calc sammenlignes direkte med CT Tabell. Før øvrig vises det til kapittel Tabell 7.13 Tilhørende verdier for CT og log inaktivering av Cryptosporidium for bruk av T 10 metoden. (CT-verdiene skal ikke benyttes direkte ved beregning etter CSTR-metoden). Log inaktivering Vanntemperatur (ºC) 1 0, , ,5 7,9 6,5 4,9 3,1 2,0 1,2 1, ,9 6,2 3,9 2,5 1, ,3 5,9 3,7 2, ,8 4,9 2, ,8 6,2 3, ,4 CT verdier mellom indikerte temperaturer kan bestemmes ved interpolering Inaktivering etter CSTR-metoden Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Cryptosporidium anbefales for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger resultater fra tracerstudier. Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.13) ikke til dirkete anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten som følger (på samme måte som for virus og Giardia men med en annen inaktiveringskoeffisient): - Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 k 10 C HDT) -Log (I/I 0 ) = log inaktivering k 10 = inaktiveringskoeffisient (L/mg min) C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel ) HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid Inaktiveringskoeffisienten k 10 er beregnet fra CT-tabellen i henhold til formel under og verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell Log inaktivering = k 10 CT Tabell 7.14 Inaktiveringskonstant for Cryptosporidium for anvendelse i CSTR-metoden. Vanntemperatur (ºC) 0, k 10 0,0417 0,0430 0,0482 0,0524 0,0629 0,0764 0,101 0,161 0,254 0,407 For interpolering mellom to temperaturer i tabellen benyttes formel under k 10 = 0,0397 1,09757 T der: T = Temperatur, (ºC) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

165 Inaktivering etter Extended CSTR-metoden I motsetning til for CSTR-metoden der ozonkonsentrasjonen måles (eventuelt ansås) i hvert kammer der inaktiveringen skal beregnes, vil man ved extended CSTR-metoden beregne ozonkonsentrasjonen i hvert kammer via modellering av ozon decay. Extended CSTRmetoden er derfor en mer sofistikert metode der man kan benytte lavere ozondoser for å nå samme grad av inaktivering. Til gjengjeld kreves det større grad av måling og evaluering. Ved bruk av metoden benyttes den teoretiske oppholdstiden (HDT), og det antas fullstendig omblanding i hvert kammer (serie av tanker med complete mix flow ). Det er en forutsetning for å benytte Extended CSTR-metoden at reaksjonssonen består av minimum 3 etterfølgende kamre. Videre kan ikke metoden benyttes på kamre med ozontilsats (dissolution kamre), dvs metoden kan bare benyttes på reaksjonskamre. Det betyr i praksis at når man ønsker å benytte Extended CSTR-metoden, må denne kombineres med andre metoder for deler av ozoneringstrinnet. For eksempel, kan Extended CSTR-metoden benyttes på den delen hvor man har 3 eller flere etterfølgende reaksjonskamre, mens CSTR-metoden da må benyttes på oppløsningskamre og de øvrige reaksjonskamre. Dette er illustrert i Figur 7.5. Figur 7.5 Eksempel på bruk av CSTR-metoden og Extended CSTR-metoden på et multikammer ozoneringstrinn. Extended CSTR-metoden innebærer at ozonkonsentrasjonen (C 1, C 2 og C 3 ) måles i tre forskjellige kamre (innløpet til første reaksjonskammer skal ikke være ett av dem). Basert på disse tre målingene beregnes en ozon decay koeffisient (k * ) og innløpskonsentrasjonen (C in ) til første reaksjonskammer. Dette er illustrert i Figur 7.6. De beregnede verdiene for ozon decay koeffisienten og ozon innløpskonsentrasjonen benyttes så til å beregne ozon utløpskonsentrasjonen fra hvert kammer. Disse konsentrasjonene benyttes deretter til å beregne graden av inaktivering i hvert kammer. Deretter summeres disse til en total inaktivering for hele ozoneringstrinnet. De matematiske sammenhengene er vist nedenfor. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

166 Figur 7.6 Eksempel på måling av ozonkonsentrasjon for beregning av inaktivering med Extended CSTR-metoden. Ozonkonsentrasjonen i utløpet av kammer x i den extended CSTR sonen er gitt ved: C x = C in / [1 + k * (V 0-x / (N 0-x Q))] N0-x Der: k * = Beregnet første ordens ozon decay koeffisient (min -1 ). C in = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen (mg/l). V 0-x = Volum fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x (m 3 ). N 0-x = Antall kammer fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x. Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min). Basert på beregnet C i ligningen over, beregnes log inaktivering for hvert kammer på samme måte som ved CSTR-metoden: - Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 k 10 C HDT) der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering. k 10 = Inaktiveringskoeffisient (L/mg min) fra samme tabell som for CSTRmetoden. C = Beregnet ozon konsentrasjon fra ligningen over (mg/l). HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid (min). Den totale inaktiveringen for den extended CSTR sonen finnes så ved å summere log inaktiveringen beregnet for hvert kammer. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

167 For å bestemme ozon decay koeffisienten, k *, og ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen, C in, må det gjøres ozonrestmåling i tre av kamrene, henholdsvis C 1, C 2 og C 3 (se også Figur 7.6). Ozon decay koeffisienten k * bestemmes da ved prosedyren som er angitt nedenfor. Først bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 2: k * 1-2 = [N 1-2 Q / V 1-2 ][(C 1 / C 2 ) (1 / N1-2) 1] der: k * 1-2 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 2 (min -1 ). C 1 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 1 (mg/l). C 2 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 2 (mg/l). V 1-2 = Volum mellom målepunkt 1 og 2 (m 3 ). N 1-2 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 2. Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min). Deretter bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 3: k * 1-3 = [N 1-3 Q / V 1-3 ][(C 1 / C 3 ) (1 / N1-3) 1] der: k * 1-3 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 3 (min -1 ). C 3 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 3 (mg/l). V 1-3 = Volum mellom målepunkt 1 og 3 (m 3 ). N 1-3 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 3. Ozon decay koeffisienten bestemmes da ved: k* = (k * k * 1-3) / 2 Det er vanlig at k * 1-2 og k * 1-3 avviker noe fra hverandre, men det anbefales at [abs(k * - k * 1-i) / k * ] 20 % Ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen, C in, kan i teorien måles. Det anbefales imidlertid ikke å gjøre dette da den målte verdien normalt er høyere enn en predikert verdi basert på første ordens ozon decay. I stedet anbefales det derfor å beregne C in ved å ekstrapolere decayfunksjonen fra nedstrøms restozonkonsentrasjoner. C in beregnes da ved hjelp av de målte restozonkonsentrasjonene C 1, C 2 og C 3, samt den beregnede decay koeffisienten, k *. Følgende prosedyre anbefales: C in,1 = C 1 [1 + k * (V 0-1 / (N 0-1 Q))] N0-1 C in,2 = C 2 [1 + k * (V 0-2 / (N 0-2 Q))] N0-2 C in,3 = C 3 [1 + k * (V 0-3 / (N 0-3 Q))] N0-3 der: C in,1 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert på målepunkt 1 (mg/l). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

168 C in,2 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert på målepunkt 1 (mg/l). C in,3 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert på målepunkt 1 (mg/l). V 0-1 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1 (m 3 ). V 0-2 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 2 (m 3 ). V 0-3 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 3 (m 3 ). N 0-1 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1. N 0-2 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 2. N 0-3 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 3. De øvrige parametrene er som definert over. C in er så beregnet som gjennomsnittet av C in,1, C in,2 og C in,3 : C in = [C in,1 + C in,2 + C in,3 ] / Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto I USEPA sitt første utkast til forslag ved innføring av LT2ESWTR (USEPA, November 2001) ble det foreslått en annen metode for beregning av inaktivering av Cryptosporidium. Denne har EPA i ettertid gått bort fra. Den nevnes likevel her siden den kan være av interesse ved vurdering av norske krav. Beregningsmetoden var basert på historiske data som ble benyttet til å utvikle en prediktiv for log inaktivering basert på gjennomsnittlig CT-verdi: Log I = CT (1.10) Temp Tilsvarende ligning på 75 % konfidens nivå er angitt til: Log I = CT (1.10) Temp Og tilsvarende ligning på 90 % konfidensnivå er angitt til: Log I = CT (1.10) Temp Ved beregning av CT-verdien anbefales det å benytte T 10 som kontakttid. Hvis man benytter restozonkonsentrasjonen (dvs utløpskonsentrasjonen fra det aktuelle segmentet), kan log inaktivering beregnes ved bruk av ligningen over for 75 % konfidens nivå. Hvis man derimot benytter ligningen over for 90 % konfidensnivå, kan det benyttes en effektiv ozonkonsentrasjon, C eff, basert på geometrisk gjennomsnittsverdi av innløps- og utløpskonsentrasjonen i stedet for utløpskonsentrasjonen: C eff = (C innløp C utløp ) ½ der: C eff = Effektiv ozonkonsentrasjon gjennom det aktuelle segmentet. C innløp = Ozonkonsentrasjonen i innløpet til segmentet. C utløp = Ozonkonsentrasjonen i utløpet fra segmentet. Det er imidlertid lagt opp til at C innløp og C utløp skal måles da det ikke er angitt noen måte å beregne disse på. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

169 7.6 UV-anlegg Generelt Bruk av ultrafiolett lys (UV) for desinfeksjon er en relativt ny metode i USA, og den er blitt svært aktuell på grunn av sin effektivitet overfor protozoer og bakterier (se kapittel 3 for nærmere beskrivelse av UV-metoden). For å oppnå inaktiveringskreditt må effekten dokumenteres ved biodosimetertest, og USEPA har utviklet prosedyre og dosekrav for Cryptosporidium, Giardia og virus som skal benyttes under slike tester. Som nevnt tidligere i rapporten er UV-dosen (D) gitt som produktet av strålingsintensitet (I) og strålingstid (t): D = I. t D = dosen uttrykt i mws/cm 2 evet mj/cm 2 eller J/m 2 (1 M Ws/cm 2 = 1 mj/cm 2 = 10 J/m 2 ) I = Strålingsintensitet (mw/cm 2 ) t = Strålingstiden (s) Biodosimeter test Hensikten med testen er å forsikre seg om at reaktoren gir den grad av inaktivering som kreves i det gitt tilfellet. Andre tilsvarende tester (for eksempel önorm M5873-1, önorm M5873-2, DVGW W294, NSF/ANSI standard 55, hvis tilfredsstillende grad av inaktivering er blitt dokumentert) kan også brukes i stedet for den som er angitt her (USEPA june 2003a). Testen skal bestemme et sett driftsbetingelser som vannverket kan benytte for å forsikre seg om at anlegget til enhver tid leverer den nødvendige dosen for tilstrekkelig inaktivering av patogener. Testen skal minimum bestemme effekten av følgende: Varierende driftsforhold UV intensitet (målt med UV-intensitetssensor), vannmengde, lampestatus. Variasjon i faktorer som påvirker levert UV-dose Lampe alder, belegg på lampehylse, vannets UV-transmisjon, innløps- og utløpskonfigurasjon til reaktoren, dose distribusjon forårsaket av hastighetsprofiler gjennom reaktoren, feil på lamper eller andre kritiske komponenter, måleusikkerhet på on-line sensorer. Den eksperimentelle delen skal bestå av en laboratoriedel (for å bestemme dose-respons karakteristikken til test organismen) og en fullskaladel (der test organismen doseres ved de ulike eksperimentelle betingelsene og responsen i form av inaktivering måles). Dette er illustrert i Figur 7.7. Som test organisme benyttes MS2 phage (B. subtilis brukes i en del andre tilsvarende tester). Fra laboratorie testene lages det en kurve over UV-dose mot log inaktivering av test organismen under optimale stasjonære forhold. Dataene evalueres og det lages en regresjonsligning basert på dem. Deretter gjennomfører man fullskalaforsøk (med den aktuelle UV-reaktoren) med den samme test organismen ved forskjellige forsøksbetingelser og beregner log inaktivering i hvert forsøk. De ulike forsøksbetingelsene skal inkludere variasjoner i for eksempel vannmengde (Q), vannets UV-transmisjon (UVT), målt UVintensitet, temperatur, lampe alder og fouling. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

170 Figur 7.7 Skjematisk fremstilling av valideringstest (biodosimetrisk test). Med utgangspunkt i figuren som fremkom i laboratorietesten (eller riktigere sagt, regresjonsligningen som fremkom), tar man log inaktiveringen funnet i fullskalaforsøket og beregner hvilken UV-dose denne inaktiveringen tilsvarer for de ulike forsøksbetingelsene (basert på ovennevnte regresjonsligning). Denne UV-dosen kalles RED (Reduction Equivalent Dose). Siden det ikke er mulig å måle UV-dosen direkte et UV-aggregat, settes på Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

171 denne måten RED lik den UV-dosen i laboratorietesten som gir samme grad av inaktivering av testorganismen som måles i gjennomstrømnings UV-reaktoren under biodosimetertestingen. Det lages så en ny regresjonsligning for RED som funksjon av driftsparametere som for eksempel Q, vannets UVT og målt UV-intensitet. Denne ligningen danner basis for hvilke doser anlegget leverer under de ulike betingelsene (dvs for hvilke betingelser anlegget leverer en tilfredsstillende dose) Krav til UV-dose Krav til dose for å nå en gitt log inaktiveringskreditt er kalt RED target. Denne er fremkommet ved statistisk bearbeiding av historiske laboratoriedata over UV-dose og inaktivering av bestemte patogene organismer (Cryptosporidium parvum, G.lamblia, Giardia muris og adenovirus 40 og 41), og er vist i Tabell RED target fremkommer da ved å multiplisere dosene i Tabell 7.15 med en sikkerhetsfaktor. Denne sikkerhetsfaktoren er forskjellig avhengig av hvordan dataene bearbeides (j.fr. Tier 1 og Tier 2 i Figur 7.7). Tabell 7.16 viser RED target hvis man følger den forenklede vurderingen av biodosimeterdataene (Tier 1, som medfører at det er benyttet en forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor) som angitt i Figur 7.7. For å bestemme anleggets log inaktiveringkreditt for de gitte betingelsene sammenlignes RED med Red target. Tabell 7.15 Basis for UV-dose krav (Dp) for inaktivering av Cryptosporidium, Giardia og virus etter Tier 2 (RED target fremkommer ved å multiplisere Dp med en sikkerhetsfaktor). Hvis man behandler dataene etter Tier 2 (som er vesentlig mer komplisert), kan man benytte noe lavere sikkerhetsfaktor for å bestemme RED target. Da har man imidlertid ikke en forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor, men må bestemme den i hvert enkelt tilfelle. RED target bestemmes ved å ta utgangspunkt i verdiene i Tabell 7.15 (Dp), og multipliserer disse med en sikkerhetsfaktor (SF) sammensatt av en RED bias, en polykromatisk bias og en usikkerhetsfunksjon, dvs sikkerhetsfaktoren er: SF = B RED B Poly (1 + e) Der B RED er RED bias og er en korreksjon som tar hensyn til forskjellen i forventet dose levert til målorganismen i forhold til målt dose ved bruk av testorganismen i biodosimeter testen. Hvis testorganismen er mer resistent mot UV-lys enn målorganismen, vil målt RED i biodosimetertesten være større enn forventet levert dose til målorganismen, hvilket korrigeres for med B RED, som finnes fra tabell. Når testorganismen er lik eller mer sensitiv til UV-lys enn målorganismen er B RED = 1.0. B Poly er polykromatisk bias som korrigerer for bølgespekter forskjeller mellom test og driftsforhold. Denne gjelder bare for mellomtrykkslamper og finnes fra tabell. For lavtrykkslamper er B Poly = 1.0. Utvidet usikkerhet, e, inkluderer usikkerhet forbundet med målingene under biodosimeter testen, samt usikkerhet assosiert med måleutstyr. RED target (for Tier 2) bestemmes da fra Dp i Tabell 7.15 og beregnet sikkerhetsfaktor, SF: RED target (Tier 2) = Dp SF Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

172 Tabell 7.16 Tier 1 RED target (dvs krav ved forenklet vurdering av biodosimeter dataene) for lavtrykkslamper (LPHO) og mellomtrykkslamper (MP). Log inaktivering 0,5 Giardia LPHO MP 6,6 7,5 Crypto LPHO MP 6,8 7,7 Virus LPHO MP ,0 9, , , , , , , Enkelte driftsaspekt Det stilles krav til innløps- og utløpsarrangementet fordi de hydrauliske forholdene har stor innflytelse på dosen som leveres. Når man har flere UV-reaktorer i parallell, må man påse at de hydrauliske forholdene tilsier at man får en jevn fordeling av vannmengde mellom UVreaktorene. Dimensjonerende vannmengde for hver UV-reaktor er da gitt ved: Q reaktor = [Q total (1 + E)] / N Der Q total og Q reaktor er henholdsvis den totale vannmengden og vannmengden som hver UVreaktor dimensjoneres for, N er antall UV-reaktorer i parallell og E er beregnet maksimale vannfordelingsfeil i prosent (bestemt via hydrauliske beregninger eller modellering). Det kreves kontinuerlig målinger (for eksempel Q, UVT, UV-intensitet) for å dokumentere at man er innenfor dosebetingelsene verifisert i biodosimeter testen. Man kan ikke sette anlegget i produksjon rett etter oppstart eller restart av lampene. Lavtrykkslamper kan settes i produksjon ca 15 sekunder etter oppstart/restart. For høy intensitets lavtrykkslamper (LPHO) og mellomtrykkslamper (MP) kreves det imidlertid en oppvarmingsperiode før de kan settes i produksjon (se Tabell 7.17). Tabell 7.17 Eksempel på oppstart og restart tider for høy intensitets lavtrykkslamper (LPHO) og mellomtrykkslamper (MP). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

173 Det stilles også en rekke andre driftskrav som for eksempel måling av UVT, UV-intensitet og vannføring, beregning av dose, lampe skifte, instrument kontroll og kalibrering, alarm funksjoner, automatisk stengning av anlegg ved alvorlige feil, reserve strømforsyning, osv. For mer detaljert beskrivelse av kravene til UV-anlegg, test prosedyre og drift, vises det til USEPA: Ultraviolet Disinfection Guidance Manual, June Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

174 8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis Det er ikke lett å forholde seg til kravene om to hygieniske barrierer i forskrift og veiledning verken for forvaltningsmyndighet (Mattilsynet), anleggseiere eller rådgivere. Det er derfor behov for en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre som kan lede fram til bestemmelse av hva man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, vil kunne lette arbeidet for alle parter som deltar i dette arbeidet. Det presiseres at det forslag til prosedyre som her legges frem for bransjen, er ment å være et diskusjonsgrunnlag. Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har ment at det vil være riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan lede fram til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en slik prosedyre ville være av nytte for bransjen. Det er også lagt vekt på at de kriteriene som ligger til grunn for bruken må være svært enkle og at det ikke må kreves et svært omfattende forarbeid for å kunne ta den i bruk. Det er derfor viktig at man ikke ser på de kriteriene som er valgt som vitenskapelig begrunnede. De kan like gjerne være begrunnet ut fra logiske sammenhenger. 8.1 Oppbygning av en prosedyre En prosedyre rettet mot optimal desinfeksjonspraksis, bør ta utgangspunkt i: Hvilken risikosituasjon vannverket står overfor Hvilken sårbarhetssituasjon vannverket står overfor Hvilken vannkvalitet man har i kilden/råvannet Hvilke tiltak som er gjort i nedslagsfelt og kilde Hvilken vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt Alle disse forhold er med å bestemme den risikosituasjon man står overfor og som bør ligge til grunn for de desinfeksjonstiltak som bør treffes Risikosituasjonen Det er selvsagt svært omfattende å kartlegge eller bestemme hvilken risikosituasjon et gitt vannverk står overfor. Vi har satt risikosituasjonen i anførselstegn ettersom vi her foreslår å knytte dette begrepet til størrelsen på vannverket, og dermed egentlig til konsekvensgraden av en uheldig desinfeksjonspraksis. Risiko er produktet av sannsynlighet og konsekvens. For den enkelte spiller det ingen rolle om man blir syk av en epidemi i et lite vannverk eller i et stort, men for samfunnet vil konsekvensene bli større jo større vannverket er. Vi har derfor valgt å bruke vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt) som et kriterium på risikosituasjonen. Dette er også et svært enkelt kriterium å bruke fordi kunnskap om dette alltid finnes. For at prosedyremodellen ikke skal bli omfattende, har vi foreslått å benytte tre nivåer; < 1000 pe, pe og > pe ettersom dette fanger godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning Sårbarhetssituasjonen Sårbarheten til et vannverk er i svært stor grad bestemt av typen av vannkilde og vi har derfor foreslått at typen av vannkilde trekkes inn i prosedyren som et kriterium på sårbarhet. En Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

175 beskyttet grunnvannskilde er for eksempel mindre sårbar enn en overflatevannkilde og en innsjø med dypvannsinntak er mindre sårbar enn en elv/bekk. Det er klart at en inndeling kun basert på kildetype blir meget grov, men trekker vi inn andre faktorer som er relevante (for eksempel geografisk beliggenhet, grunnens beskaffenhet, innsjøens dybde, elvens vannføring, lokalt klima etc) blir kriteriet straks uhåndterlig. Vi har derfor valgt å ta utgangspunkt i tre kategorier - grunnvann, innsjø og elv/bekk. Det er klart at man også her kunne valgt en langt mer finmasket inndeling, men igjen har hensynet til enkelhet vært avgjørende. Har man vannkilder som ligger i grenseland mellom disse kategoriene må man utvise skjønn og plassere det aktuelle vannverk i den av de tre kategoriene som synes mest korrekt. Spesielt når det gjelder grunnvann, er det behov for noen oppklarende definisjoner. Vi har valgt å skille mellom: Genuint grunnvann Overflatevannpåvirket grunnvann Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon Genuint grunnvann stammer fra et magasin i løsavsetninger. I Veiledningen heter det at dersom vannets transport gjennom løsmassene i umettet og mettet sone til sammen utgjør minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å inaktivere bakterier og virus. Det er grunn til å tro at man her også kunne inkludere parasitter. Det er imidlertid ikke alltid lett å bestemme den faktiske oppholdstid og dermed bør man vurdere om andre kriterier på genuint grunnvann kunne brukes. Vi tar imidlertid ikke stilling til dette her, men ser heller på hva som ikke er genuint grunnvann, gjennom å definere de to andre kategoriene. Overflatevannpåvirket grunnvann, er vann: fra boret eller sprengt fjellbrønn uten løsmasseoverdekning borebrønn med løsmasseoverdekning på mindre enn 10 m fra grunnen som stammer fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon hvor beregnet oppholdstid gjennom grunnen er mindre enn 3 døgn eller vannets transport gjennom grunnen er mindre enn 10 m fra grunnen som viser tegn til (for eksempel i hygienisk kvalitet) at det er påvirket av overflatevann fra grunnen, men som på grunnlag av hydrogeologisk ekspertutredning kan mistenkes å være påvirket av overflatevann. Det er grunn til å gå disse kriteriene grundigere etter i sømmene i den høring som skal gjennomføres. Vi foreslår at overflatevannpåvirket grunnvann ikke skal regnes som grunnvann men som å komme fra en overflatevannkilde basert på elv/bekk (evt innsjø her må skjønn utøves). Når det gjelder grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon, er dette i utgangspunktet overflatevann som blir forbehandlet gjennom passasje gjennom grunnen. Vi foreslår derfor å håndtere en slik situasjonen på samme måte som vi håndterer annen vannbehandling, nemlig ved at det eventuelt gis en log-kreditt (se senere) for den forbehandlingen som infiltrasjonen gir. Alternativt kan man se på det vann som tas ut fra brønnen som råvann. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

176 Når det gjelder innsjøer kan det vurderes om man skal trekke inn inntakets dybde og/eller oppholdstiden i innsjøen, selv om erfaringer viser at dette ikke nødvendigvis er tilstrekkelige kriterier. I den prosedyren som foreslås, bygger kvalitetsvurderingen på analyser i råvannet og derfor synes det unødvendig å differensiere mer på vannkildetypen enn det som er foreslått. Bestemmelse av barrierehøyde gjøres på grunnlag av vannkvalitetssituasjonen og anleggsstørrelsen. Som angitt i avsnitt 8.4 kommer sårbarhetssituasjonen (vannkildetype) inn i prosedyren først i forbindelse med tildeling av log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde Vannkvalitetssituasjonen Når vi skal velge kriterium for hygienisk vannkvalitet, må vi ta hensyn til hva man faktisk analyserer på i det enkelte vannverk. Den norske forskriften forutsetter bestemmelse av koliforme bakterier, E. coli og C. perfringens og Intestinale enterokokker. Innholdet av koliforme bakterier sier neppe så mye om faren for hygienisk betenkelig kontaminering. E.coli anses som en sikker indikator for fekal kontaminering og C. perfringens er brukt som en indikator for resistente organismer (parasitter og virus). Vi har derfor valgt å foreslå tilstedeværelse av E. coli og C. perfringens som kriterier for hygienisk kontaminert vann både mht bakterier, virus og parasitter når det tas utgangspunkt i den normale overvåkingen vannverkene gjennomfører. Alle vannverk skal bestemme disse parametrene på vann til forbruker, men det er ikke alle som registrerer råvannskvaliteten. Det vil imidlertid være nødvendig å ta utgangspunkt i råvannskvaliteten, enten kvaliteten direkte i kilden eller i tilløpsvannet til vannverket, om man skal bruke den prosedyren som foreslås her. Vi foreslår at det skal ta utgangspunkt i registreringer av E.coli og C. perfringens i råvannet over en periode som ansees tilstrekkelig av tilsynsmyndighetene (f.eks de siste 3 år). Dersom man ikke har gjort registreringer, forutsettes det at det gjennomføres slike registreringer over minst ett år. Resultatet av den historiske registreringen vil bestemme hvordan man går videre. Man kan enten på grunnlag av resultatet velge en føre var holdning og legges seg på et kvalitetsnivå som tar utgangspunkt i det verst mulige scenario når det gjelder den aktuelle vannkildetype, eller man kan igangsette et kartleggingsprogram over ett år for å kartlegge den hygieniske vannkvaliteten ytterligere. Ettersom utfordringen i stor grad er knyttet opp mot organismetyper som man normalt ikke analyserer på i henhold til forskriften, nemlig virus og parasitter, er hensikten med denne kartleggingen å gi bedre grunnlag for å fastslå kvalitetsnivået mht virus og parasitter enn det den vanlige overvåkningen gjør. Det foreslås derfor at det skal analyseres på sporer av C. perfringens samt forekomst av parasitter i råvannet i løpet av dette kartleggingsprogrammet. Det er vel kjent at det stilles spørsmålstegn ved C. perfringens som indikatororganisme og så snart man har innført rutiner på bestemmelse av virus (eller en bedre indikator på virus) bør dette tas inn i stedet for C. perfringens. Når det gjelder parasitter bør man i utgangspunktet analysere på både Giardia og Cryptosporidium ettersom det ikke er åpenbart at begge parasitter forekommer om man Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

177 registrerer den ene. Det kan imidlertid argumenteres for å velge bare Cryptosporidium ut fra det kriterium at denne parasitten har størst resistens mot desinfeksjon. Vi skal i det følgende forutsette at man i den kartlegging som foreslås nedenfor, analyserer mht både Cryptosporidium og Giardia og at nivået av enten den ene aller den andre, evt summen av de to legges, til grunn for hvilke tiltak som skal treffes Fremgangsmåten for fremskaffelse av kjennskapet til kvalitetsnivået i kilden skal beskrives nærmere nedenfor (avsnitt 8.2.) Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak Den informasjon om vannverket som er fremskaffet slik som beskrevet over, gir grunnlag for å kategorisere vannverket til et bestemt kvalitetsnivå. Til hvert kvalitetsnivå hører en bestemt barrierehøyde uttrykt som den log-reduksjon av de ulike organisme gruppene (bakterier, virus og parasitter) som vannverket må ta sikte på å nå, totalt sett. Beskyttelsestiltak i nedslagsfelt og vannkilde gis så en nærmere spesifisert log-kreditt som kan trekkes fra den barrierehøyden man hadde i utgangspunktet. Likeledes gis vannbehandling (evt kunstig grunnvannsinfiltrasjon) utover sluttdesinfeksjonen, som gir en reduksjon av organismer, en nærmere bestemt log-kreditt som trekkes fra barrrierehøyden, slik at man til slutt å komme fram til den log-reduksjonen sluttdesinfeksjonen krever. Oppbygningen av prosedyren blir da prinsipielt som vist i Tabell 8.1. Tabell 8.1. Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt 1 Bestem risikograd og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde) 2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. Perfringens) 3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2) 4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1-3) 5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduskjon = f (4) 6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde) 7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen) 8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 6 7) 8.2 Bestemmelse av kvalitetsnivå Prosedyren frem mot bestemmelse av kvalitetsnivå er illustrert ved Figur 8.1. Den vil gjelde for alle vannverk uansett størrelse og kildetype. Den fremgangsmåte som her er foreslått er enklere enn den som tidligere (på work-shop i prosjektet) er lagt fram. Vi mener den forenklede fremgangsmåten er mer logisk i det den ikke skiller mellom ulike vannkildetyper og heller ikke mellom ulike anleggsstørrelser. Man følger strekene i figuren fra toppen. Registreringen av vannkvalitet mht E. coli (EC) og C. perfringens (CP) bestemmer om man trenger å gjøre ytterligere kartlegging av kvalitetsnivået. Dersom man ikke har gjort målinger på råvann, kun på levert vann, må man gjennnomføre en kartlegging på minst ett år på råvannet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

178 Dersom man ikke har registrert EC eller CP i råvannet i løpet av 3 år, behøver man ikke gjøre ytterligere kartlegging og vannverket vil kategoriseres med kvalitetsnivå A. Dersom E. coli (EC) er registrert, men ikke C. perfringens (CP), skal man sette i gang et kartleggingsprogram (over ett år) for å fastslå om det er sannsynlig at C. perfringens vil kunne forekomme i råvannet eller ikke. Dersom man gjennom kartleggningen ikke finner CP, blir kvalitetsnivået B. Dersom man finner CP, blir kvalitetsnivået C. Alternativt kan man velge føre var linjen og ta utgangspunkt i kvalitetsnivå C direkte og dermed unngå å gjennomføre kartleggingsprogrammet. Historisk registrering av vannkvalitet Registrert situasjon 0 EC 0 CP > 0 EC 0 CP > 0 EC > 0 CP Ytterligere kartlegging 1 år mht CP 1 år mht CP+P Resultat av kartlegging 0 C P > 0 CP > 0 C P 0 P > 0 CP > 0 P Kvalitetsnivå A B C C Crypto-/Giardia-nivå (cyster/liter) <0.075 >0,075<1,0 > 1,0<3,0 > 3,0 C Da Db Dc Figur 8.1 Bestemmelse av kvalitetsnivå. Dersom man ikke har funnet CP i den historiske registreringen, men finner sporer av CP i kartleggingsperioden, skal man straks igangsette undersøkelser også mht parasitter (P), dvs Cryptosporidium (CS) og Giardia, i den videre kartleggingen (se prikket linje i Figur 8.1). Finner man ikke parasitter faller man ned på kvalitetsnivå C. Dersom man allerede i registreringen finner CP, skal man i tillegg til undersøkelser mht sporer av C. Perfringens også gjøre undersøkelser mht Cryptosporidium og Giardia fra starten av. Kvalitetsnivået gjøres da avhengig av cyste-konsentrasjonen og kvalitetsnivået vil da bli C eller Da-c. Tallverdiene refererer seg her til summen av registrerte cyster/oocyster av de to parasittene. På denne måten får vi i definisjonen av kvalitetsnivået både situasjonen hvor man bare finner Cryptosporidium, bare Giardia eller begge deler. Det kan argumenteres for at disse to parasittene er så forskjellige at de bør behandles hver for seg. For registrering av kvalitetsnivå tror vi imidlertid ikke at det er nødvendig. Også for denne situasjonen kan man velge føre var linjen og unngå kartleggingsperioden dersom man legger seg på det strengeste kvalitetsnivået dvs Dc. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

179 Prosedyren er tenkt lagt opp på samme måte for alle anleggsstørrelsene, men definisjonen av kvalitetsnivå gjøres avhengig av anleggsstørrelsen (se Tabell 8.3) ettersom risikosituasjonen er avhengig av anleggstørrelse. Når det gjelder omfanget av kartleggingen, bør også denne gjøres avhengig av vannverksstørrelse. Vi har foreslått det som er nedfelt i Tabell 8.2, men frekvensen av prøver bør gjøres til gjenstand for diskusjon. Den kan for eksempel knyttes opp mot en risikoanalyse. Tabell 8.2 Prøveomfang i ett-års kartleggingen Prøveomfang Grunnvann Innsjø Elv/bekk < 1000 pe 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd pe 2 prøv e/ mnd 2 prøv er/mnd 2 prøv er/mnd >10000 pe 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd Det må også klargjøres hvordan forekomstkriteriene (> 0 EC, > 0 CS osv) skal forstås. Skal de være absolutte eller skal det gis rom for sporadiske funn. Vi foreslår at kriteriene skal forstås slik at maksimalt én av 12 prøver kan være dårligere enn det oppsatte kriteriet. 8.3 Bestemmelse av barrierehøyde Det må defineres nærmere hva som ligger i kvalitetsnivå kategorisert ved rubrikkene A, B, C og Da-c. Vi har valgt å karakterisere barrierehøyden som det sett av log-reduksjoner for de ulike organismegrupper som anlegget må håndtere - totalt sett - ved et gitt kvalitetsnivå. Dette er anskueliggjort i Tabell 8.3 hvor for eksempel angivelsen 5b + 5v + 2p, betyr 5 log mht bakterier, 5 log mht virus og 2 log mht parasitter.. Tabell 8.3 Sammenheng mellom barrierehøyde, anleggsstørrelse og kvalitetsnivå Barrierehøy de (nødv endig logreduksjon i vannverk totalt) Vannverk- Kvalitetsnivå størrelse (pe) A B C D 1. <1000 3b + 3v + 0p 4b + 4v + 0p 4b + 4v + 1p a. 4b + 4v + 2p b. 4b + 4v + 3p c. 4b + 4v + 4p 4b + 4v + 0p 5b + 5v + 1p 5b + 5v + 2p a. 5b + 5v + 3p b. 5b + 5v + 4p c. 5b + 5v + 5p 3. > b + 5v + 1p 6b + 6v + 2p 6b + 6v + 3p a. 6b + 6v + 4p b. 6b + 6v + 5p c. 6b + 6v + 6p Tabellen angir barrierehøyden, dvs hvor stor log-reduksjon man skal ta utgangspunkt i ved beregningen av den nødvendige log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen i det aktuelle vannverk. Nødvendig log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må klare, fremkommer etter fradrag for den log-kreditt som tiltak i nedslagsfelt og vannkilde samt vannbehandling ut over sluttdesinfeksjonen vil gi. Har man for eksempel et innsjøvannverk på pe hvor man i den historiske registreringen har funnet både E.coli og C. Perfringens og i kartleggingsperioden har funnet i middel >1 men < 3 parasitt-cyster per liter, faller man i kartleggingsnivå D2b og man skal da ta utgangspunkt i en nødvendig log reduksjon for hele anlegget på 5 log mht bakterier og virus og 4 log mht parasitter. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

180 Det er åpenbart at det kan ligge an til diskusjoner om de barrierenivåene som her er foreslått er de korrekte. I forslaget i Tabell 8.3 har vi prøvet å ta hensyn til risiko (eller egentlig konsekvensgrad) gjennom vannverksstørrelse, sårbarhet gjennom kildetype og kvalitetsnivå basert på analyserte verdier. Barrierehøyden som man må møte, øker med vannverkstørrelse og med synkende kvalitetsnivå særlig med tanke på parasitter som vi anser å representere den største utfordringen med hensyn til valg av metode og dimensjonering av sluttdesinfeksjonen. Det er også brukt en viss grad av logikk. For de vannverk som havner i kvalitetsnivå D, som nok vil være de aller fleste overflatevannverk, er barrierenivået for D3a (anlegg > pe med registrert innhold av parasitter) satt til 6b + 6v + 4p. Dette tilsvarer det som i Veiledningen til Drikkevannsforskriften er definert som to hygieniske barrierer ettersom én hygienisk barriere der er definert som minst 3 log for bakterier og virus og 2 log for parasitter. Tabell 8.3 gir imidlertid et sett av andre barrierehøyder avhengig av den faktiske situasjonen. For eksempel vil et lite grunnvannverk hvor det aldri er registrert verken E.coli eller C. perfringens få en barrierehøyde på 3b + 3v + 0p ettersom det er svært lite sannsynlig at det vil kunne forekomme parasitter i et grunnvannsvannverk med så god hygienisk kvalitet. I tillegg blir konsekvensgraden av en epidemi liten som følge av anleggets beskjedne størrelse. Det er foreslått at man i tillegg skal ta hensyn til hvilke barrieretiltak som gjøres i nedslagsfeltet og i vannbehandlingen. Disse tiltakene gis en verdi i form av log-reduksjon som kommer til fradrag fra det som er bestemt som nødvendig log-reduksjon totalt, og er derfor her kalt log-kreditt for tiltak i nedslagsfeltet hhv vannbehandlingen. 8.4 Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde Vi foreslår at det kan gis log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde. I de tilfeller hvor man planlegger et vannverk kan log-kreditt gis for planlagte tiltak. For eksisterende vannverk kan log-kreditt gis for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde som går utover de tiltak som allerede var igangsatt da registreringen av vannkvalitet og det eventuelle kartleggingsprogrammet ble gjennomført. For grunnvann i kvalitetsnivå A, gis det imidlertid log-kreditt for allerede utførte tiltak. Bakgrunnen for dette er at man allerede har beste kvalitetsnivå og laveste sårbarhetsnivå, og da bør allerede utførte tiltak gis log-kreditt siden de har vært med på å skape denne gunstige situasjonen. For nedslagsfelt og vannkilde er det foreslått at man kan få den log-kreditt som er vist Tabell 8.4. Det er svært mange tiltak som kan komme på tale her, og den oversikten som gis nedenfor pretenderer ikke på noen måte å være fullstendig. Listen kan forlenges etter hvert som forslag til aktuelle tiltak fremkommer. For elv og bekk foreslås det ingen log-kreditt uansett tiltak, og det er dermed heller ikke noe poeng å gjøre spesielle tiltak. Dette har selvsagt å gjøre med at vi har å gjøre med rennende vann og muligheter for rask spredning i kontamineringssituasjon. Beskrivelsene for grunnvann tar utgangspunkt i genuint grunnvann (se over). Er det snakk om planlegging av er vannverk basert på kunstig grunnvannsinfiltrasjon, må man enten ta utgangpunkt i den overflatevannkilden som brukes og så gi log-kreditt for den kunstige grunnvanninfiltrasjonen (som et tiltak for å bedre den hygieniske kvalitet), eller man må ta utgangspunkt i den råvannskvaliteten man har etter grunnvannsuttaket. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

181 Tabell 8.4 Forslag til log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og kilde Kildetype Grunnv ann Inngjerdning av brønnsone Båndlegging av aktivitet i tilsigsfeltet By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet Forbud mot utslipp Begrensninger i ferdsel Begrensning i bruk at tilsigsområde som beitemark Maksimal log-kreditt for grunnvann Innsjø Begrensning i aktivitet i kilden (bading, v annsport etc) Båndlegging av aktivitet i nedslagsf eltet Forbud mot utslipp i nedslagf elt og til kilde By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet Begrensinger i ferdsel Begrensing i bruk av tilsigsområde som beitemark Maksimal log-kreditt for innsjøv ann Elv og bekk Log-kreditt 1b + 1v + 1p 2b + 2v + 1p 3b + 3v + 2p 1b + 1v + 0p 2b + 2v + 1p 3b + 3v + 1p 0b + 0v + 0p Dersom man tar utgangspunkt i råvannskvaliteten for overflatevannet foreslås det at man kan gi følgende log-kredit for kunstig grunnvannsinfiltrasjon, se Tabell 8.5. Tabell 8.5 Log-kreditt for kunstig infiltrasjon av overflatevann Det infiltrerte vannets oppholdstid i mettet og umettet sone > 60 døgn døgn døgn 3 10 døgn Log-kreditt 3b + 3v + 3p 2b + 2v + 2p 1b + 1v + 1p 1b + 0v + 1p De verdiene som her er gått, bør gjøres til gjenstand for nærmere vurdering i høringsrunden for denne rapporten og må kvalitetssikres i videreføringen av dette prosjektet Det forutsettes at oppholdstiden i mettet og umettet sone kan sannsynliggjøres ved hydrogeologiske undersøkelser. Som nevnt tidligere, regnes vann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon med mindre enn 3 døgns oppholdstid i grunnen ikke som grunnvann. Det kan være grunn til å vurdere om man skal gi log-kreditt knyttet til det å flytte et inntak i en innsjø til et dypere nivå. Dette er imidlertid ikke åpenbart ettersom man for eksempel har registrert bakteriesporer selv på store dyp. I en er fremtidig mer utførlig analyse av disse spesifikasjonene, må man vurdere om man skal gi spesiell kreditt for inntaksdybde (og evt innsjøens oppholdsid) men det vil føre for langt å gå inn i det på dette stadiet. Det er åpenbart at det må arbeides vesentlig mye mer med spesifikasjonene for log-kreditt i nedslagsfelt og vannkilde og at det er umulig her å komme fram til absolutt korrekte verdier. Dette må man komme tilbake til dersom det viser seg at forslaget til prosedyre får oppslutning. Vi tror likevel et opplegg med log-kreditt som foreslått her, vil lette behandlingen vesentlig i forhold til å gjøre egne vurderinger basert på anvisningene i veiledningen til drikkevannsforskriften. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

182 8.5 Log-kreditt for vannbehandling Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen vil vi skille mellom prosesser som tilsier logkreditt som en følge av at vannbehandlingen fjerner mikroorgansimene som partikler, og det som skyldes desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i ozonering/biofiltreringsanlegg). I Tabell 8.6 som gjelder metoder basert på partikkelfjerning av mikroorganismer har vi tatt med metoder basert på sandfiltrering (med og uten koagulering) og membranfiltrering (med og uten koagulering). Det er sannsynlig at filtreringsmetoder som ionebytting, aktivkullfiltrering, marmorfiltrering kan gis samme kreditt som hurtigsandfiltrering (forutsatt filterhastighet < 7,5 m/h), dvs en meget beskjeden inakiveringskreditt.. Tabell 8.6 Bestemmelse av log-kreditt i vannbehandlingsanlegg med god partikkelseparasjon Vannbehandlingsmetode Log-kreditt 3 Hurtigsandfiltrering uten koagulering (f ilterhastighet < 7,5 m/h) 0,5b + 0v + 0,5p Langsomsandfiltrering (f ilterhastighet < 0,5 m/h) 2b + 1v + 1p Koagulering/direkte sandfiltrering 3b + 2v + 2p Koagulering + sedimentering(evt f lotasjon) + f iltrering 1 3b + 2v + 2,5 p 1 Koagulering/ultraf iltrering 3b + 2v + 3p Nanof iltrering 2 3b + 3v + 3p 1 Forutsatt turbiditet ut < 0,1 NTU 2 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 100 nm 3 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 10 nm 3 En 3 log kreditt på parasitter forutsetter at man vil ha en parasittbarriere (2 log) et annet sted i systemet. Hvis ikke gis det kun en 2 log kreditt på parasitter. Begrunnelsene for de verdiene som er satt er sammensatte og bygget delvis på skjønn og logikk, delvis på rapporterte resultater i litteraturen og delvis på anbefalinger nedfelt i den eksisterende veiledning til drikkevannsforskriften. Ettersom denne forutsetter to uavhengige, hygieniske barrierer forslår vi at man maksimalt kan gi en log-kreditt på 3b + 3v + 2p ettersom disse verdiene i Veiledningen angis som én hygienisk barriere og ettersom det er i Veiledningen krav til at minst én barriere skal ligge i sluttdesinfeksjonen. Hvis kravet til barrierehøyde er større enn 4p, kan enkelte prosesser gis mer enn 2 log kreditt for parasitter (se Tabell 8.6) forutsatt at man fortsatt har to uavhengige hygieniske barrierer (2p + 2p). Koagulering/filtrering (evt med mellomliggende sedimentering/flotasjon) er i de fleste land regnet som en god barriere. Fjerningen av virus må regnes som noe dårligere enn for de større organismene. Nanofiltrering gir en sikker separasjon av alle organismegrupper forutsatt at membranene er intakt. Man vil vanligvis oppleve en høyere barriereeffekt enn den som er nedfelt i Tabell 8.6 men skal av de grunner som er angitt over, ikke regne med høyere verdier i den prosedyre som her er foreslått. I anlegg basert på ozonering/biofiltrering er det utvilsomt ozoneringen som gir den primære inaktiveringen mens bidraget fra biofilteret er lite. For denne metoden foreslås det at man beregner log-kreditten for ozoneringssteget ut fra den aktuelle Ct-verdi (se kap 9.) Ved de doser som benyttes for humusfjerning (1 1,5 mg O 3 /mg TOC råvann ) vil beregnet loginaktivering for Giardia kunne bli høy (> 3 log), men lavere for Cryptosporidium (< 2 log). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

183 8.6 Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen Når man har den totalt nødvendige log-reduksjon, samt de tiltak som er forutsatt i nedslagfelt og forbehandling, kan man finne ut hvilken log-reduksjon sluttdesinfeksjonen må klare av ved å subtrahere fra barrierehøyden (nødvendig log-reduksjon) i utgangspunktet, bestemt gjennom Tabell 8.3, den log-kreditt som man har fått ved tiltak i nedslagsfeltet og den man har fått pga annen behandling enn sluttdesinfeksjonen. Vi kan vise dette ved noen eksempler. Eksempel 1. Innsjøvannverk på pe Nedslagsfelt: Begrensning av aktivitet i kilden: 1b + 1v + 0p Alternativer for vannbehandling o Kalsiumkarbonatfiltre o Ozonering/biofiltrering o Koagulering/direktfiltrering Råvannets kvalitet : >0 EC, >0 CP Kartleggingsresultat : >0 CP, 1 P Kvalitetsnivå: D3b Barrierehøyde (nødvendig log reduksjon totalt): 6b + 6v + 5p Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt: 1b + 1v + 0p Logkreditt for vannbehandling Alt 1 Kalsiumkarbonatfilre 0,5b + 0v + 0,5p Alt 2 Ozonering/biofiltrering 3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p = 3,5b + 3v + 2 p (første ledd for ozoneringen forutsatt bestemt ved Ct-beregning) Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 3b + 2v + 2p Alt 4 Nanofiltrering 3b + 3v + 3p Nødvendig log-reduksjon sluttdesinfeksjon Alt 1 Kalsiumkarbonatfiltre 4,5b + 5v + 4,5p Alt 2 Ozonering/biofiltrering 1,5b + 2v + 3p Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 2b + 3v + 3p Alt 4 Nanofiltrering 2b + 2v + 2p I dette eksempelet ser vi at det vil bli mulig å klare nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen med klorering alene. Alle behandlingsalternativer krever en sluttdesinfeksjon som minst klarer 2 log parasitt inaktivering. Dette vil mest sannsynlig kreve UV-bestråling. UV-bestrålingen er ikke optimal med tanke på 3-5 log virusfjerning. Med tanke på dette, kunne et anlegg som bygger på ozonering/biofiltrering eller nanofiltrering kombinert med UV-bestråling, vært et godt alternativ i dette tilfellet. Eksempel 2 Grunnvannsverk (løsmasser) på pe Nedslagsfelt : Maksimale tiltak (inngjerding av brønnsone, båndlegging av ferdsel i nedslagssfelt, byggeforbud etc) tilsvarende log kreditt : 3b + 3v + 2p Vannbehandling : tilsetting av vannglass for korrosjonskontroll er eneste behandling Råvannets kvalitet : >0 EC, 0 CP Kartleggingsresultat : 0 CP Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over) : Nødvendig log reduksjon totalt : Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt: B2 5b + 5v + 1p 3b + 3v + 2p Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

184 Log kreditt for vannbehandling Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon 0b + 0v + 0p 2b + 2v + 0p I dette eksempelet ser vi altså at tiltakene som er gjort i tilsigsfeltet til brønnen samt det faktum at det her dreier seg om grunnvann i løsmasser, har ført til at det ikke vil være nødvendig å legge opp en desinfeksjonspraksis rettet mot parasitter. Nødvendig bakterie og virus inaktivering er også beskjeden. Her kan alle desinfeksjonsmetodene være aktuelle, UV ville gi en ekstra sikkerhet i forhold til klorering. Eksempel 3 Innsjøvannverk for 300 pe Nedslagsfelt: Ingen tiltak (kilden er en oppdemt dam, mye ferdsel samt fugl i nedslagsfeltet) Vannbehandling: Ozonering/Biofiltrering Råvannets kvalitet: > EC, 0 CP Kartleggingsresultat: >0 CP, 0 P Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over) Nødvendig log reduksjon totalt: Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt: Log-kreditt for vannbehandling C2 5b + 5v + 2p 0b + 0v + 0p 3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p = 3,5b + 3v + 2 p ( som i eksempel 1 over kreditt for ozonering forutsatt på bakgrunn av Ct-beregning) Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon 1,5b + 2v + 0p Dette eksempelet kommer i samme situasjon som det over når det gjelder parasitter. Her er det ikke beskyttelsen av nedslagsfeltet som gjør at man kommer ut med det relativt beskjedent krav til log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen, men derimot den øvrige vannbehandling i anlegget som sikrer parasitt barrieren. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

185 9 Beregnings- og testmetoder ( verktøykasse ) for desinfeksjon Som uttalt tidligere i denne rapporten har vi gjennom dette arbeidet blitt klar over at norsk desinfeksjonspraksis er svært lite formalisert. Dette gjelder også dimensjonering og drift. Stort sett er dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg i Norge basert på erfaringer, dvs at man tilsetter om lag så mye desinfeksjonsmiddel som andre gjør uten nødvendigvis å vite om dette gir en tilstrekkelig barriere eller ikke. Riktignok har større kloreringsanlegg en praksis med restklormåling og noen anlegg styrer doseringen etter denne. Undersøkelsen av den internasjonale praksis viser at dette nok er tilfelle i flere land enn Norge. Årsaken til at man bør være særlig på vakt i vårt land, er at vår praksis bygger på svært lave doser av desinfeksjonsmiddel som en følge av at vi mange steder har et godt vann i utgangspunktet. Men som barriere mot en patogen (evt akutt) forurensning kan det være forbundet med risiko å legge seg på denne linjen. Vi tror at denne situasjonen ville kunne bedres gjennom et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder. Problemet er at det ikke er helt liketil å få fram en slik verktøykasse. Det landet som har gått lengst i denne retningen, er USA. De verktøykassene som der foreslås er imidlertid så omfattende at vi finner det lite tjenlig for vårt land å overføre disse som de er. De amerikanske reglene skal dekke et langt større spekter av situasjoner enn det vi står overfor i Norge og vi tror derfor at det vil være mulig å komme fram til et enklere opplegg. Det vil ikke være mulig innenfor rammene av dette prosjektet å utvikle en slik verkstøykasse fullt ut, men i det følgende skal vi peke på hvilke verktøy vi mener bør utvikles samt skissere hvordan vi tror at noen beregnings- og testmetoder kan bygges opp. Vi forutsetter at verktøyene blir ferdig utviklet i en oppfølging av dette prosjektet. En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift. Det er tre behov som må dekkes: 1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag 2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning 3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift 9.1 Dimensjoneringsgrunnlag Det er særlig tre forhold som danner dimensjoneringsgrunnlaget, nemlig: Dimensjonerende vannmengde Dimensjonerende sammensetning (vannkvalitet) Dimensjonerende temperatur Dimensjonerende vannmengde Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på timebasis, dvs Q makstime. I NORVAR-rapport (Gøytil og Lian, 2004) anbefales å bruke momentan maksimalverdi. Dette utrykket er sannsynligvis brukt for å ta hensyn til maksimalt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

186 pumpepådrag. Vår definisjon må selvsagt også ta hensyn til dette slik at Q makstime der vannet pumpes inn må settes lik timevannføringen ved maks pumpepådrag Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres Her er det flere parametere som kan ha betydning, men vi skal trekke fram tre særlig viktige som vanligvis bestemmes i forbindelse med kvalitetssikringen, nemlig fargetall, turbiditet og ph. Disse parametrene er viktige fordi de har innflytelse på inaktiveringseffektiviteten. Som dimensjonerende verdi for fargetall og turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på desinfeksjonssteget, dvs høyest registrerte fargetall/turbiditet inn på desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Man må vurdere dataene for å fastslå om det er rimelig at høyeste fargetall er sammenfallende med høyeste turbiditet, men i mange anlegg er det faktisk slik og da må man ta hensyn til denne situasjonen ved dimensjoneringen. For anlegg som planlegger fargetallsreduksjon før desinfeksjonssteget, forslår vi imidlertid at man ikke skal dimensjonere for et fargetall som er lavere enn 10 mg Pt/l. Som det fremgår av tidligere kapitler, er det ikke fargetallet som sådant som her spiller en rolle, men det initielle forbruk av desinfeksjonsmiddel som fargetallet innebærer ved en bestemt dose. Derfor bør man i slike tilfeller tilpasse selve doseringsutrustningen til fargetallet i råvannet slik at dosen kan økes til et tilfredsstillende nivå i tilfelle midlertidig bortfall av fargefjerningssteget, selv om desinfeksjonssteget for øvrig er dimensjonert for et lavere fargetall. Når det gjelder UV-desinfeksjon er forholdene noe annerledes siden et midlertidig bortfall av fargefjerningssteget også vil kunne slå ut UV-anlegget slik at begge barrierene svikter. Slike tilfeller må fanges opp av driftskontrollen slik at all vannproduksjonen da stenges. Også for UV-anlegg bør derfor den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på UV-anlegget være dimensjonerende for prosessen. Her må det imidlertid utøves skjønn. Dimensjonerende ph er den ph som desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved. Det er spesielt ved klorering at ph har stor betydning Dimensjonerende temperatur Når det gjelder dimensjonerende temperatur forslår vi at dette gjøres avhengig av kilde og settes lik. 0,5 º C for bekker og elver 4 º C for innsjøer og grunnvann Dette er ment som basisverdier når man ikke har noe bedre grunnlag. Man kan fravike disse verdiene dersom man kan fremlegge god dokumentasjon på at andre verdier er riktigere å bruke. Når det gjelder bestemmelse av nødvendig dose og bestemmelse av Ct-verdi, henger disse nøye sammen og vi skal derfor se disse i sammenheng. 9.2 Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose Som vist i kap 3 er Ct-begrepet utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad (log inaktivering) til den konsentrasjon, C, av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har vært utsatt over i en viss tid, t. Selv om definisjonen av Ct begrepet kan synes enkel, er bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at: Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

187 konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t Veiledningen til drikkevannsforskriften benytter Ct prinsippet indirekte ved at det settes krav til en bestemt restkonsentrasjon etter en bestemt kontakttid. De fleste oppfatter den kontakttiden som det refereres til i Veiledningen som midlere oppholdstid, bestemt som forholdet mellom volum på kontakttanken og vannmengde (T = V/Q). De veiledende verdiene tar derfor kun hensyn til restkonsentrasjonen etter en viss tid og ikke den konsentrasjonsendring som har funnet sted mellom tilsetting og utløpet av reaktoren og de tar dessuten ikke hensyn til hvordan kontakttanken er utformet, noe som bestemmer strømningsbildet. Ved å bruke restkonsentrasjon, C ved en gitt t, for beregning av Ct, blir Ct verdien lavere enn hva den reelt sett har vært gjennom reaktoren. På den annen side er vanligvis den reelle kontakttiden kortere enn den midlere oppholdstiden. Dette betyr at man har dårlig kontroll på hva som faktisk blir den reelle Ct når man kun tar utgangspunkt i Veiledningens verdier. I driftssituasjonen kan man styre doseringen etter restkonsentrasjonen og på den måten være sikker på at den Ct-verdi man har tatt sikte på alltid overholdes, hensyn tatt til den faktiske oppholdstid. I driftssituasjonen har man også mulighet til å bestemme konsentrasjonen i ulike segment av kontakttanken og således kontrollere om man ligger på tilstrekkelig konsentrasjonsnivå for totalt sett å oppnå den ønskede Ct-verdi. Dette kan gjøres ved å bestemme Ct-verdiene for hvert segment og summere disse opp til den totale Ct. Ved planlegging og dimensjonering av et anlegg er situasjonen annerledes. Da ønsker man å bestemme nødvendig dose av desinfeksjonsmiddel og nødvendige volumer på kontakttanken for å oppnå en ønsket Ct-verdi. Ved dimensjonering av nytt anlegg har man ikke noe å måle på, slik at det blir vanskelig å sikre at man dimensjonerer for en viss Ct-verdi uten å ha et beregningsverktøy og/eller en testprosedyre som kan brukes på det vannet som skal behandles. I det følgende skal vi diskutere hver desinfeksjonsmåte for seg ettersom prosessforløpet ved de ulike metodene er forskjellig noe som påvirker hvordan nødvendig dose og Ct-verdi kan bestemmes. 9.3 Klorering Prosessforløpet Når klor tilsettes, vil det raskt skje et klorforbruk som skyldes oksidasjon av ulike oksiderbare stoffer i vannet. Dette bringer klorkonsentrasjonen ned til et nivå vi kan kalle initialkonsentrasjonen (C i ) mht desinfeksjon. Deretter skjer det en gradvis, relativt langsom reduksjon av klor konsentrasjonen ned til det som registreres som restklorkonsentrasjonen etter en viss tid. Dette er anskueliggjort i Figur 9.1. Det betyr at sammenhengen mellom dose (C dose ) og initialkonsentrasjon (C i ) kan beskrives med: C i = k oksid C dose Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering, som skyldes oksidasjonen av ulike lett oksiderbare forbindelser i vannet. Parameteren k oksid vil være en Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

188 funksjon av vannkvalitet. Den gradvise reduksjonen i klorkonsentrasjonen over tid fra initialkonsentrasjonen (C i ) til utløps- eller restklorkonsentrasjonen (C ut ) kan tilnærmet beskrives som en 1. ordens nedbrytningsreaksjon, dvs: C ut = C i e -kt Der t er oppholdstiden og k er nedbrytningskonstanten for klor som vil være avhengig av vannkvaliteten. C dose C initiell C ut Klor C initiell C ut Tid (t) Figur 9.1 Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved klorering Hvis klorkontaktbassenget består av flere segment (for eksempel segment 1, segment 2, segment 3, osv, fra innløp mot utløp), vil initialkonsentrasjonen Ci være innløpskonsentrasjonen til segment 1. Forutsatt at det ikke er dosering mellom segmentene, vil man ha følgende sammenheng: C ut-1 = C i e -k t1 C ut-2 = C ut-1 e -k t2 = C i e - k (t1+t2) C ut-3 = C ut-2 e -k t3 = C i e - k (t1+t2+t3) Der C ut-1, C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t1, t2 og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 1, 2 og 3. Det betyr at den gradvise reduksjonen i klorkonsentrasjonen følger det samme forløpet gjennom alle segmentene. Det betyr også at man i en driftssituasjon kan bestemme nedbrytningskonstanten, k, ved å måle konsentrasjonene mellom de ulike segmentene Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen Det brukes flere navn på den reaktoren der desinfeksjonsmiddel bringes i kontakt med vannet over en viss tid. Det vanligste er å kalle denne reaktoren for kontakttanken. Denne kan bestå av et eller flere bassenger (kontakttanksegmenter) i selve anlegget og også av forsyningsrøret fram til første forbruker. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

189 Når det gjelder dimensjonerende t (t eff ) foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff. t 10 er uttrykk for den oppholdstid hvor 90 % av en tilsatt tracer har passert reaktoren, mens 10 % fortsatt er gjenværende i reaktoren. Det betyr altså at begrepet egentlig er knyttet til en oppholdstidsfordeling bestemt ved en tracerundersøkelse. I en driftssituasjon vil det være svært nyttig å gjøre tracerundersøkelser for å bestemme den faktiske t 10 ved aktuelle hydrauliske belastninger. I en dimensjoneringssituasjon må man imidlertid gjøre visse antagelser for å fastlegge den t 10 som skal brukes i Ct beregningen. Både USEPA og myndighetene i Ontario legger opp til bruk av den såkalte baffling factor (her kalt hydraulisk faktor) der t 10 settes lik en viss andel av teoretisk oppholdstid (T), i henhold til Tabell 9.1 (hydraulisk faktor = (t 10 /T)). Den oppholdstid man skal bruke ved beregning av Ct-verdien, t eff, blir da : t eff = (V/Q) (t 10 /T) Tabell 9.1 Veiledende verdier for hydraulisk faktor Baffling condition Grad av stempelstrøm ingen dårlig middels bra perfekt (stem pelstrøm) t 10 / T Beskrivelse Inge n sk je rmer, god omblanding, høy innløps- og utløpshastighet, lavt lengde/bredde forhold. Inge n sk je rmer, single eller multiple innløp og utløp. Skjermet innløp e ller utløp, noe skjerming i selve ba sse nget. Perforerte innløps- og utløpsskjermer, skjermer og le devegger i bassenget. Veldig høyt lengde/bredde forhold, perforert innløp og utløp, skjermer i basse nget Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen Ved bruk av klor er det tradisjon for at man legger restkonsentrasjonen etter en gitt tid til grunn for Ct-bestemmelsen. C eff = C ut I driftsstuasjonen vil da C eff bestemmes som utløpskonsentrasjonen, C ut, fra hvert kontakttanksegment. Ct-verdien for hvert kontakttanksegment bestemmes som C eff. t eff, hvor C eff og t eff er beregnet for hvert segment. Den totale Ct-verdien bestemmes som summen av Ct-verdiene over alle kontakttanksegmentene. Ved å benytte C eff = C ut underestimerer man den reelle konsentrasjonen som mikroorganismene opplever ettersom denne gjennom reaktorsegmentet endrer seg fra initialkonsentrasjonen (C i ) til utløpskonsentrasjonen (C ut ). Man kunne derfor tenke seg å fastlegges C eff på grunnlag av C i og C ut for det aktuelle reaktorsegmentet. En formel som ville representere det veide middel av konsentrasjoner i det aktuelle reaktorsegmentet, er: C eff = [C i. C ut ] 1/2 Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

190 Når det gjelder klor vil vi likevel foreslå at man benytter utløpskonsentrasjonen fra hvert segment som C eff. Dette har flere årsaker, bl.a.: Det er konservativt og i tråd med tradisjonell praksis. Det er også i tråd med hvordan Ct-verdier i litteraturen refereres. Inndeling og beregning for hvert segment vil oppmuntre til bedre hydraulisk kontroll i kontaktkamrene. Konsentrasjonen som legges til grunn ved beregning av Ct-verdi blir da utløpskonsentrasjonen fra hvert segment. Da beregnes Ct-verdi for hvert segment som deretter summeres for å få den totale Ct-verdi. For et system som består av for eksempel segmentene 1, 2 og 3 (j.fr. avsnitt 9.3.1) tar man utgangspunkt i ønsket restkonsentrasjon ut fra siste segment og beregner tilbake ved hjelp av nedbrytningskonstanten k: C eff-3 = C ut-3 -k t3 C eff-2 = C ut-2 = C ut-3 / e -k (t3 + t2) C eff-1 = C ut-1 = C ut-3 / e Der C ut-1, C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t2 og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 2 og 3. Det forutsetter kjennskap til nedbrytningskonstanten, k, for klor. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi, er nærmere beskrevet i avsnitt Nødvendig klordose Nødvendig klordose er avhengig av to forhold: 1. Hvor stort klorbehovet er, dvs hvor mye klor som medgår til oksidasjonen 2. Hvor stort kloroverskuddet må være for at vi skal kunne opprettholde en tilstrekkelig høy Ct verdi ved desinfeksjonen Ved en gitt utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) kan man på samme måte som angitt i avsnitt 9.3.3, regne seg tilbake til en initialkonsentrasjon som også er innløpskonsentrasjonen til første segment av kontakttanken. Hvis klorkontakttanken kun består av ett segment, er initialkonsentrasjonen gitt ved: C i = C ut / e - k t Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er initialkonsentrasjonen gitt på tilsvarende måte ved: -k (t3 + t2 + t1) C i = C i-1 = C ut-3 / e Der symbolene er som angitt tidligere. Når initialkonsentrasjonen er gitt, er klordosen bestemt av det raske klorforbruket rett etter dosering slik som beskrevet i avsnitt Klordosen kan da beskrives som: C dose = C i / k oksid Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering. Bestemmelse og bruk av k oksid, samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i avsnitt Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

191 9.3.5 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor Beregningsprosedyre med bruk av Ct-verdi vil være svært forskjellig i en driftssituasjon, der man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en dimensjonerings- eller planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også være forskjellig. Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av driftssituasjon og dimensjoneringssituasjon Dokumentasjon i driftssituasjon I en driftssituasjon kan kloranleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. For et anlegg bestående av for eksempel segmentene 1, 2 og 3 innebærer en slik dokumentasjon følgende: Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert segment (C ut-3, C ut-2 og C ut-1 ). Bestemme effektiv oppholdstid i hvert segment (t3, t2 og t1). Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i avsnitt Beregne Ct-verdi for hvert segment og summere disse til en total Ct-verdi. C t = (C ut-3 t3) + (C ut-2 t2) + (C ut-1 t1) Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5. I anlegg som består av to eller flere segment kan man også bestemme konstantene k oksid og nedbrytningskonstanten, k, fra klordosen og de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist nedenfor for et anlegg bestående av de 3 segmentene 1, 2 og 3. Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen: -k t3 = ln(c ut-3 /C ut-2 ) eller -k t2 = ln(c ut-2 /C ut-1 ) Deretter kan k oksid bestemmes ved hjelp av: k oksid = [C ut-3 / e -k (t3 + t2 + t1) ] / C dose Selv om bestemmelse av konstantene k oksid og k i en driftssituasjon ikke har noen direkte og umiddelbar betydning ved dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil vi likevel anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere grunner til det, bl.a.: Beregning av k oksid og k krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da man allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med dokumentasjonen. Kunnskap om k oksid og k for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil medføre at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre. Opparbeidelse av et bibliotek over k oksid og k for ulike anleggstyper, prosesser, driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både dimensjonering og drift av anlegg. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

192 Dimensjonering I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktor volum og nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3 reaktorsegment, 1, 2 og 3 (antall reaktorsegment er ikke vesentlig, da prosedyren kan anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte ønske). Det gir følgende prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum: 1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) fra siste reaktorsegment. Siste segment må ha målbar utløpskonsentrasjon. Dvs utløpskonsentrasjonen C ut-3 velges. 2) Velg antall reaktorsegment. Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske. Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsnettet fram til første forbruker. I dette eksempelet er det benyttet 3 segment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste. 3) Velg volum og utforming for hvert av reaktorsegmentene. 4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av reaktorsegmentene basert på t 10 eller hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i Tabell 9.1. Dvs at henholdsvis t3, t2 og t1 beregnes. 5) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 3. Ct 3 = C ut-3 t3 Hvis anlegget består av kun ett reaktorsegment, går man direkte til punkt 13. 6) Velg nedbrytningskonstant, k. Er avhengig av vannkvalitet. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 2. -k t3 C ut-2 = C ut-3 / e 8) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 2. Ct 2 = C ut-2 t2 9) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 1. -k (t3 + t2) C ut-1 = C ut-3 / e 10) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 1. Ct 1 = C ut-1 t1 11) Hvis anlegget består av flere enn 3 segment, gjentas sekvens 9 og 10 ved å beregne utløpskonsentrasjonen fra neste segment oppstrøms ved å benytte k, utløpskonsentrasjonen fra siste segment og summen av effektiv kontakttid for alle segmentene nedstrøms. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen og Ct-verdien for alle segmentene er beregnet. 12) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra hvert reaktorsegment. Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 13) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av inaktivering (Tabell 9.5). Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3. Som nevnt i avsnitt bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann. Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende: Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

193 1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for bestemmelse av doseringsutstyr. Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av reaktorvolum. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Antar fortsatt at anlegget består av 3 reaktorsegment, 1, 2 og 3. 3) Beregn initialkonsentrasjonen i første reaktorsegment 1 basert på utløpskonsentrasjonen i siste segment 3. -k (t3 + t2 + t1) C i = C inn-1 = C ut-3 / e 4) Velg k oksid. Er avhengig av vannkvalitet. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Beregn klordose. C dose = C i / k oksid Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter For dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for klor, samt verdier for konstanten, k oksid, som representerer det raske klorforbruket rett etter dosering. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt NOM og lett oksiderbare forbindelser, temperatur, osv. Konstantene kan enten tas fra tabeller over slike, eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig finnes det ikke tabeller over konstantene, men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil man kunne utvikle slike tabeller. Det ville være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i en videreføring av dette prosjektet. Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k og k oksid er enkel og kan gjennomføres tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data. Følgende eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt vannkvalitet: 1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten. Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM, andre reduserte forbindelser, ph, osv. Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for. 2) Det lages en klordoseringsløsning med kjent konsentrasjon. 3) Det doseres en kjent mengde klor til begerglasset. Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget. 4) Klorkonsentrasjonen måles og logges mot tid. 5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid. 6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 5 minutter og t > 5 minutter. 7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 5 minutter. Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k. 8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 5 minutter. Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to kurvene i forhold til startkonsentrasjonen. k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-c). 9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre klordoser. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

194 10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k som gjennomsnittet av de tre målingene. 11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige klordoser. Alternativt kan man gjennomføre prosedyren som over, men benytte verdiene direkte. Det vil si at dosen som benyttes i testen representerer den reelle dosen, konsentrasjonen leses av etter tider som representerer de effektive kontakttidene for hvert segment, osv. Ct-verdiene beregnes, summeres og sammenlignes med dimensjonerende verdi, som angitt i avsnitt De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i neste fase av dette prosjektet. 9.4 Ozonering Prosessforløpet Når det gjelder ozon, er det tre prosesser som foregår. For det første må ozon overføres fra gassfase til vannfase, noe som vil øke ozonkonsentrasjonen. For det andre skjer det en oksidasjon som virker i motsatt retning (konsentrasjonen synker) og for det tredje skjer det en dekomponering av ozon til oksygen. Dette fører også til at ozonkonsentrasjonen synker. Som vi har vært inne på tidligere, foregår disse prosessene mer eller mindre parallelt noe som gjør det vanskelig å klart beskrive prosessforløpet. Ozon er langt mer reaktivt enn klor og reduksjonen av ozonkonsentrasjonen fra doseringskonsentrasjonen til initalkonsentrasjonen går langt hurtigere med ozon enn med klor, sannsynligvis i løpet av få sekunder. I Figur 9.2 har vi skissert et forenklet bilde. Man kan skille mellom: 1. En innblandingsfase hvor ozongass tilsettes. Det kan skje ved hjelp av injektor, diffusor, turbin etc. 2. En ozonoverføringsfase. I denne fasen skjer det både en overføring av ozon til vannet som vil virke i retning av at ozonkonsentrasjonen øker, og et forbruk av ozon pga dets reaksjon i vannet, som virker i retning av at ozonkonsentrasjonen minker. 3. En ozonforbruksfase hvor ozonkonsentrasjonen reduseres fordi det ikke skjer noen tilførsel av ozon men derimot et forbruk som følge av ozon s reaksjoner i vannet. I praksis kan det være vanskelig å skille disse fasene fra hverandre, spesielt de to første. Men for å kunne ha et forståelig system å forholde oss til, skal vi holde på denne tredelingen her. For å forenkle foreslår vi å relatere de ulike fasene som er omtalt over, til reaktortanker. Dette er forsøkt anskueliggjort i Figur 9.2, hvor vi har delt en reaktor opp i en ozon innblandingstank, en ozon overføringstank (her benevnt kontakttank) og en ozon forbrukstank (her benevnt reaksjonstank). De ulike tankene kan godt bestå av flere segment. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

195 C dose C in itiell C utk = C ir C ut C initiell C utk = C ir Tid (t) C ur Ozon Figur 9.2 Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved ozonering I praksis er det ofte vanskelig å skille innblandingstanken fra kontakttanken fordi innblandingen foregår i kontakttanken (for eksempel ved diffusorinnblanding). I praktisk dimensjonering kan vi i slike tilfeller forutsette at kontakttanken utgjøres av volumet fra injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon bobles inn. I den testprosedyre som foreslås senere vil vi imidlertid forutsette at det er et skille mellom innblandingstanken og kontakttanken for derigjennom å kunne ta hensyn til forskjellene i prosessforløp i de to fasene av prosessen. Umiddelbart etter innblandingen vil det i innblandingstanken skje oksidasjonsreaksjoner som forbruker ozon som blir overført fra gassen til vannet. For å bedre anskueliggjøre det som skjer, er ozondosen, C dose, angitt som en tenkt konsentrasjon som man ville hatt hvis all tilført ozon ble innblandet i vannet (100 % overført) og ingenting av det ble forbrukt. Videre er initialkonsentrasjonen, C initiell, (dvs innløpskonsentrasjonen til kontakttanken), som er konsentrasjonen man ville hatt etter ozongassen er overført til vannet (med en gitt overføringsgrad), og etter det raske initielle ozonforbruket rett etter dosering. Siden overføring av ozongass til vannet vil pågå lengre enn det raske initielle ozonforbruket, vil dette også være en tenkt konsentrasjon. Ozonoverføringstanken er den del av reaktoren hvor ozon overføres fra boble til vann. Det vil samtidig med overføring av ozon også skje et forbruk av ozon og det er meget vanskelig på forhånd å kunne angi hvordan ozonkonsentrasjonen endrer seg i kontakttanken. Avhengig av graden av fortsatt oksidasjon og kinetikken i gassoverføringen, kan konsentrasjonen av ozon både synke og øke gjennom kontakttanken, eller mellom de ulike segmentene av kontakttanken. I vårt forslag til beregningsmodell for Ct vil vi i det følgende forutsette at ozonkonsentrasjonen er konstant gjennom kontakttanken (ozonoverføringstanken), og bestemt av utløpskonsentrasjonen fra denne. Dette vil normalt være en konservativ antagelse ved beregning av Ct. I reaksjonstanken (som også gjerne kan bestå av flere segment) vil vi ikke ha noen tilførsel av ozon, bare et forbruk og konsentrasjonen vil reduseres, sannsynligvis tilnærmet etter et 1. ordens forløp i hvert segment, dvs : Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

196 C ut = C inn. e -kt C inn = innløpskonsentrasjonen til det reaktorsegmentet som betraktes C ut = utløpskonsentrasjonen av det reaktorsegmentet som betraktes Vi skal prøve å anskueliggjøre det som skjer, ved å vise til noen målinger og beregninger som ble gjort av en hovedoppgavestudent ved Klungset vannverk i Fauske (Robøle, 2004), se Figur 9.3. Ozon tilsettes via injektor. En skisse av kontakttanken (som er fylt med pakningslegemer) er også vist i figuren. Ozontanken er oppbygget med en indre sylindrisk del hvor ozon og vann strømmer oppover og utgjør etter vår definisjon et kontakttanksegment, og en ytre sylindrisk del hvor vannet strømmer nedover uten at ozon tilføres her. Det er imidlertid svært sannsynlig at det dras med ozonbobler også i denne delen, en oppfatning kurveforløpet styrker, og den må derfor også betraktes som et kontakttanksegment. Rørføring og tankvolum etter ozontanken (ikke vist på skissen) vil imidlertid etter vår definisjon være et reaksjonstanksegment. Målt og estimert konsentrasjon (mg O 3 /l) 2,50 2,6 mg O3/l, 9,3 l/s 2,00 1,50 1,00 3,5 mg O3/l, 9,3 l/s 5,0 mg O3/l, 9,3 l/s 0,50 0,00 0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 Tid (min) Figur 9.3 Fremstilling av variasjonen av dels målt og dels estimert konsentrasjon av ozon som funksjon av vannets oppholdstid gjennom kontakttanken ved Klungset vannverk ved ulike ozondoser. Tid 0 i figuren representerer prøvepunkt i bunnen av den indre sylinder. Tid ca 1 min representerer et prøvepunkt ved utløpet av indre sylinder (første kontakttanksegment) og tid 5 min utløpet fra ytre sylinder (andre kontakttanktanksegmentet). Konsentrasjonen ved tid 10,5 min er en beregnet konsentrasjon ved inngangen til biofilteret og volumet mellom utløpet av tanken og inngangen på biofilteret representerer et reaksjonstanksegmentet. Kurvene representerer tre ulike doseringer og vi ser for det første at initialkonsentrasjonen kun utgjør ca 1/3 av doseringskonsentrasjonen. Videre ser vi at ozon-konsentrasjonen øker eller synker litt i den indre sylinder (kontakttanksegmentet) avhengig av størrelsen på doseringen. I den ytre sylinder (2. kontakttanksegment) holder ozonkonsentrasjonen seg noenlunde konstant selv om vi her utvilsomt har et forbruk. Det er tydelig at vi også har en viss gassoverføring her selv om ozon ikke tilføres den ytre sylinder direkte. I dette tilfellet vil det derfor være naturlig å betrakte hele den lukkede tanken der ozonoverføringen skjer som en kontakttank. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

197 9.4.2 Reaktortyper En rekke forskjellige typer av reaktorer for ozonoverføring og ozonforbruk finnes. Ozonoverføringen skjer imidlertid via bobler og det er måten boblene dannes på som gir ulike reaktorutforminger. Her kan vi skille mellom: 1. Diffusorinnblanding 2. Injektorinnblanding 3. Turbininnblanding Vi kan også skille mellom: 1. Medstrøms bobletanker (bobler og vann går samme veg) 2. Motstrøms bobletanker (bobler og vann går motsatt veg) Dessuten kan vi skille mellom: 1. Pakkede tanker - dvs tanker som er fylt med fyll-legemer som både bidrar til at ozonoverføringen blir bedre og at graden av stempelstrømning blir bedre. 2. Åpne tanker (ikke pakkede tanker). I enkelte sammenhenger er det helt klart hva som skal defineres som gassoverføringsfase og hva som er forbruksfase, som for eksempel vist i Figur 9.2. Andre ganger, for eksempel som i tilfellet med tanken i Fauske (Figur 9.3), er det noe uklart fordi man ikke helt vet i hvor stor utstrekning av tanken det faktisk foregår gassoverføring. Som tidligere angitt, definerer vi i ut gangspunktet reaktorvolum der man har gassoverføring som kontakttanken, mens reaktorvolum der man har ozonforbruk og ingen gassoverføring defineres som reaksjonstanken. Hvis det ikke er mulig å skille mellom kontakttank og reaksjonstank på denne måten, foreslår vi at det brukes følgende forenkling av definisjonene: 1. Kontakttanken utgjøres av den lukkede enhet hvor ozon tilsettes. 2. Reaksjonstanken utgjøres av det volumet vannet passerer mellom utløpet av kontakttanken og det punkt i prosessen hvor ozonet forutsettes å være oppbrukt. Kontakttanken kan da være en lukket diffusortank, en lukket, pakket kolonne eller lignende, og det er da oppholdstiden i hele denne enheten som legges til grunn ved Ct-beregningen. Vi kommer tilbake til beregningen av oppholdstiden i denne tanken senere. Reaksjonstanken kan være en separat tank eller det volum som vannet må passere før inngangen til for eksempel et biofilter Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen Også når det gjelder ozonering, foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff. Ved ozonering er det enda viktigere enn ved klorering å bestemme det reelle strømningsbildet ved tracerundersøkelser. Dette er mulig i driftssituasjonen men ikke i planleggings-/ dimensjoneringssituasjonen. I planleggingssituasjonen og dimensjoneringssituasjonen har man ikke kontakttank og reaksjonstank tilgjengelig. I slike tilfeller må man derfor ty til bruk av hydraulisk faktor (baffling faktor) som skissert under klorering. I dimensjoneringssituasjonen forslår vi derfor at t 10 bestemmes for kontakttanken og reaksjonstanken hver for seg, evt eventuelt oppdelt i segmenter for hhv kontakttank og reaksjonstank. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

198 Den amerikanske tabellen (se Tabell 9.1) er egentlig laget for reaksjonstanker (både for klor og ozon), og vi foreslår derfor at Tabell 9.1 også brukes til bestemmelse av t eff for reaksjonstanken i ozoneringsanlegg. For kontakttanker for ozon utformet som kolonner (dvs rørformede reaktorer med vertikalstrømning) som ofte brukes på mindre ozonanlegg, passer den imidlertid ikke så godt. Vi foreslår derfor en tilleggstabell som vist i Tabell 9.2 som er bedre tilpasset for bruk ved beregning av høye, slanke kontaktkolonner (disse må defineres nærmere). I kontakttanker for ozon kan man bedre strømningsbildet vesentlig ved å benytte et pakningsmateriale i tanken. Dette vil også bedre overføringen av ozon vesentlig. På nåværende tidspunkt har vi ikke noe godt grunnlag for å avgjøre hva de hydrauliske faktorene i kontaktkolonner skal være, men basert på noe erfaring og et visst skjønn, foreslås verdiene i Tabell 9.2. Tabell 9.2 ozon Veiledende verdier for hydraulisk faktor for høye slanke kontaktkolonner for Kontaktssystem t 10 /T Pakkede kollonner Med bobler Uten bobler Åpne kollonner Med bobler Uten bobler 0,85 0,95 0,5 0, Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen Når det gjelder hvilken effektiv konsentrasjon, C eff, man skal benytte ved Ct-bestemmelsen, er det all grunn til å vurdere ozon (og klordioksid) annerledes enn de mindre reaktive desinfeksjonsmidlene (klor og kloramin). Vi vil foreslå en metode for bestemmelse av C eff for ozon som er forskjellig avhengig av hvor man er i prosessen, dvs at bestemmelsen av C eff er forskjellig i kontakttanken og reaksjonstanken. Før man angir hvordan C eff bestemmes, må man definere de ulike ozonkonsentrasjonene som forekommer gjennom anlegget Definisjon av parametere Ved angivelse av C eff for ozon opprettholder vi inndelingen av prosessen som angitt tidligere, og definerer følgende konsentrasjoner: Innblandingssonen C ub = utløpskonsentrasjonen fra innblandingssonen = C initiell. Dette er en tenkt konsentrasjon som man ville hatt når all gassoverføringen var ferdig der det er tatt hensyn til en gitt overføringsgrad og en gitt initiell oksidasjon. C dose = dosen angitt som en tenkt konsentrasjon hvis man hadde 100 % overføring og ingen initiell oksidasjon. Kontakttanken C uk = utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken. C ik = innløpskonsentrasjonen til kontakttanken som er en tenkt konsentrasjon = C initiell. Reaksjonstanken C ur = utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanken. C ir = innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken = C uk. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

199 I tillegg kan kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segment. For eksempel hvis både kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segmentene 1, 2 og 3, gir det følgende konsentrasjonsdefinisjoner: C ik-1 = innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 (første segment). C uk-1 = C ik-2 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 som er innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2. C uk-2 = C ik-3 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2 som er innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3. C uk-3 = C ir-1 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3 som er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1. C ur-1 = C ir-2 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1 som er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 2. C ur-2 = C ir-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 2 som er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 3. C ur-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment C eff i kontakttanken Som tidligere nevnt foreslår vi at man i bestemmelsen av oppholdstiden i at kontakttanken, t k, tar utgangspunkt i volumet fra injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon bobles inn. For kontakttanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen baseres på utløpskonsentrasjonen fra siste kontaktsegmentet i henhold til Tabell 9.3. Det medfører at C eff er en funksjon av utløpskonsentrasjonen og reaktorutformingen på siste kontaktsegment. C eff i eventuelle alle andre kontaktsegment settes så lik C eff i siste kontaktsegment. Det betyr at man vil ha lik effektiv konsentrasjon, kalt C eff-k, for alle kontaktsegmentene. Tabell 9.3 Bestemmelse av C eff i kontakttanksegment avhengig av reaktorutforming Totalt omrørt reaktor Medstrømsreaktor Motstrømsreaktor C ut C ut eller ½ (C inn + C ut ) C ut / C eff i reaksjonstanken I reaksjonstanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen fastlegges på grunnlag av innløps- og utløpskonsentrasjonen til hvert reaksjonstanksegment. For en reaksjonstank bestående av kun ett segment, er sammenhengen mellom utløpskonsentrasjonen, C ur, og innløpskonsentrasjonen, C ir, gitt ved: C ur = C. -k tr ir e Der tr er effektiv oppholdstid i reaksjonstanken. C ir, som er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken, er den samme som utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk. Det betyr at når k og tr er kjent, så kan C ir beregnes fra C ur, eller vice versa. Effektiv konsentrasjon i reaksjonstanken, C eff-r, er da gitt ved: C eff-r = [C ur C ir ] ½ Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

200 Hvis reaksjonstanken består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, må effektiv konsentrasjon beregnes for hvert av segmentene. Først må inn- og utløpskonsentrasjonen fra hvert segment bestemmes. Det kan enten gjøres med utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra siste segment, eller fra innløpskonsentrasjonen til første segment (som er den samme som utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment). Sammenhengen mellom de ulike innløps- og utløpskonsentrasjonen i reaksjonstanksegmentene blir da: -k tr3 C ir-3 = C ur-3 / e C ir-2 = C ur-2 / e -k tr2 = C ir-2 / e -k tr2 -k (tr2 + tr2) = C ur-2 / e C ir-1 = C ur-1 / e -k tr1 = C ir-2 / e -k tr1 -k (tr1 + tr2 + tr3) = C ur-3 / e Der tr1, tr2 og tr3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av reaksjonstanken. Effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3 er da henholdsvis C eff-1, C eff-2 og C eff-3, og er gitt ved følgende ligninger som representerer det veide middel av konsentrasjonene i de aktuelle reaktorsegmentene: C eff-1 = [C ir-1. C ur- 1] 1/2 C eff-2 = [C ir-2. C ur-2 ] 1/2 C eff-3 = [C ir-3. C ur-3 ] 1/2 Figur 9.4 viser eksempel på hvordan effektiv ozonkonsentrasjon, C eff, som benyttes for Ctberegningene, endres gjennom anlegget. Konsentrasjonsberegningene forutsetter kjennskap til nedbrytningskonstanten, k, for ozon. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi, er nærmere beskrevet i avsnitt C dose C i nitiell C uk = C ir C ut C initiell C uk = C ir Tid (t) C ur Ozon Kontakttank Reaksjonstank Figur 9.4 Skjematisk skisse av tenkt konsentrasjonsforløp gjennom kontakt og reaksjonstank Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

201 9.4.5 Nødvendig ozondose På samme måte som for klor er ozondosen avhengig av hvor stort ozonforbruket er og hvor stort ozonoverskuddet må være for å opprettholde tilstrekkelig høy Ct-verdi i desinfeksjonen. Ozonforbruket er imidlertid vesentlig større og raskere enn tilsvarende klorforbruk fordi ozon er et kraftigere oksidasjonsmiddel (det går mer med til oksidasjon), og fordi ozon er mindre stabilt slik at man også vil ha en betydelig grad av egendekomponering. I tillegg doseres ozon som gass som vil overføres til vannet med en gitt effektivitet. Det betyr at nødvendig ozondose er avhengig av tre forhold: 1. Gassoverføring, dvs hvor effektiv overføringen fra gass til vann er 2. Ozonforbruk, dvs hvor mye ozon som medgår til oksidasjon og egendekomponering 3. Ozonoverskuddet som må være for at vi skal kunne opprettholde en tilstrekkelig høy Ct-verdi ved desinfeksjonen Ved en gitt utløpskonsentrasjon fra siste segment av reaksjonstanken (restozonkonsentrasjon) kan man på samme måte som angitt i avsnitt 9.4.4, regne seg tilbake til innløpskonsentrasjonen til første segment av reaksjonstanken som også er utløpskonsentrasjonen fra siste segment av kontakttanken. Hvis ozonreaksjonstanken kun består av ett segment, er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken, C ir, (som er lik utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk ) gitt ved: -k tr C ir = C uk = C ur / e Hvis reaksjonstanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er innløpskonsentrasjonen til første segment gitt på tilsvarende måte ved: -k (tr3 + tr2 + tr1) C ir-1 = C uk = C ur-3 / e Der symbolene er som angitt tidligere. I avsnitt har man foreslått at effektiv konsentrasjon i kontakttanken, C eff-k, er gitt av utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk. Grunnen til dette er at selv om man har et ozonforbruk pga oksidasjon, som skulle tilsi at konsentrasjonen var høyere i innløpet enn i utløpet, så har man også en gassoverføring som vil øke konsentrasjonen fra innløpet mot utløpet. Nettoeffekten på konsentrasjonsendringene gjennom kontakttanken kan imidlertid være vanskelig å forutse. For å være konservativ i forbindelse med beregning av Ct-verdi har man derfor anbefalt å benytte en lik C eff-k for hele kontakttanken. Denne er basert på utløpskonsentrasjonen, C uk, fra kontakttanken. I forbindelse med beregning av nødvendig dose, må man imidlertid også ta hensyn til forbruket i kontakttanken. Dette kan gjøres ved å beregne en tenkt innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik, på samme måte som for reaksjonstanken. Det vil ikke være den reelle innløpskonsentrasjonen, men en tenkt konsentrasjon som man ville hatt hvis all gassoverføring skjedde før kontakttanken, og hastighetskonstanten for ozonforbruk pga oksidasjon og egendekomponering er som i reaksjonstanken. Hvis kontakttanken kun består av ett segment, er da tenkt innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik, gitt ved: -k tk C ik = C uk / e Der tk er effektiv oppholdstid i kontakttanken og de øvrige symbolene som angitt tidligere. Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er tenkt innløpskonsentrasjon til første segment gitt på tilsvarende måte ved: Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

202 - k (tk3 + tk2 + tk1) C ik-1 = C uk-3 / e Der tk1, tk2 og tk3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av kontakttanken, mens de øvrige symbolene er som angitt tidligere. Når tenkt innløpskonsentrasjon til kontakttanken er gitt (dvs tenkt initialkonsentrasjonen), er nødvendig ozondose bestemt av det raske ozonforbruket rett etter dosering, samt effektiviteten på overføringen av ozongass. Nødvendig ozondose kan da beskrives som: C dose = C i / (k oksid k overf ) Der C i = C ik = C ik-a, mens k oksid er en faktor som er avhengig av vannkvaliteten og beskriver det raske ozonforbruket rett etter dosering, og k overf angir effektiviteten på overføringen av ozongass til vann og vil i hovedsak være avhengig av reaktorutformingen. Vi har på nåværende tidspunkt lite grunnlag for å angi verdier på k overf, men basert på noe erfaringer og et visst skjønn foreslås verdier som angitt i Tabell 9.4 som et utgangspunkt. Tabell 9.4 Forslag til veiledende verdier for ozonoverføringsgraden til vann, k overf. Innblanding/reaktor system k overf Diff usor/injektor innblanding, pakket bobletank 0.90 Diff usor/injektor innblanding, bobletank uten pakking 0.75 Bestemmelse og bruk av k oksid og k overf, samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i avsnitt Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon På samme måte som for klor vil beregningsprosedyren med bruk av Ct-verdi være svært forskjellig i en driftssituasjon, der man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en dimensjonerings- og planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også være forskjellig. Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av en driftssituasjon og en dimensjoneringssituasjon Dokumentasjon i driftssituasjonen I en driftssituasjon kan ozonanleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. Det innebærer imidlertid at man må ha tilstrekkelig med gode representative prøvepunkt slik at ozonkonsentrasjonen kan bestemmes gjennom anlegget. For et anlegg bestående av for eksempel reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3, samt kontakttanksegmentene 1, 2 og 3, innebærer en slik dokumentasjon følgende: Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert reaksjonstanksegment (C ur-3, C ur-2 og C ur-1 ), samt utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment (C uk-3 ). Bestemme effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene. Innløpskonsentrasjonene er lik: C ir-1 = C uk-3, C ir-2 = C ur-1 og C ir-3 = C ur-2 C eff-1 = [C ir-1. C ur-1 ] 1/2, C eff-2 = [C ir-2. C ur-2 ] 1/2 og C eff-3 = [C ir-3. C ur-3 ] 1/2 Bestemme effektiv oppholdstid i hvert reaksjonstanksegment (tr3, tr2 og tr1). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

203 Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i avsnitt 9.3.2, Tabell 9.1. Beregne Ct-verdi for hvert reaksjonstanksegment. Ct 3 = (C eff-3 tr3), Ct 2 = (C eff-2 tr2) og Ct 1 = (C eff-1 tr1) Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k, basert på utløpskonsentrasjonen av siste kontakttanksegment, C uk-3. Bestemme effektiv oppholdstid i hvert kontakttanksegment (tk3, tk2 og tk1). Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i avsnitt 9.4.3, Tabell 9.2. Beregne Ct-verdi for kontakttanksegmentene. Ct k = C eff-k (tk3 + tk2 + tk1), Summere alle Ct-verdiene til en total Ct-verdi Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5. I anlegg som består av to eller flere reaksjonstanksegment kan man også bestemme nedbrytningskonstanten, k, fra de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist nedenfor for et anlegg bestående av de 3 reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3. Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen: -k tr3 = ln(c ur-3 /C ur-2 ) eller -k tr2 = ln(c ur-2 /C ur-1 ) Man kan ikke uten videre bestemme konstantene k oksid og k overf fra målinger i anlegget. Fra utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken og nedbrytningskonstanten, k, kan man imidlertid beregne produktet (k oksid k overf ) uten å kunne separere dem. For et anlegg bestående av for eksempel 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, kan dette produktet bestemmes ved hjelp av: (k oksid k overf ) = [C uk-3 / e - k (tk3 + tk2 + tk1) ] / C dose Selv om bestemmelse av konstantene k og (k oksid k overf ) i en driftssituasjon ikke har noen direkte og umiddelbar betydning for dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil vi likevel anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere grunner til det, bl.a.: Beregning av k og (k oksid k overf ) krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da man allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med dokumentasjonen. Kunnskap om k og (k oksid k overf ) for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil medføre at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre. Opparbeidelse av et bibliotek over k og (k oksid k overf ) for ulike anleggstyper, prosesser, driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både dimensjonering og drift av anlegg. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

204 Dimensjoneringssituasjon I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktorvolum og nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3 reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, samt 3 kontakttanksegment (antall reaktorsegment er ikke vesentlig, da prosedyren kan anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte ønske). Det gir følgende prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum: 1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon fra siste kontakttanksegment (det er også mulig å ta utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra siste reaksjonstanksegment og regne tilbake fra der, men det er ikke vist her). Dvs utløpskonsentrasjonen C uk-3 = C ir-1 velges. 2) Velg antall reaktorsegment i både kontakttanken og reaksjonstanken. Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske. Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsvolum. I dette eksempelet er det benyttet 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, og 3 reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste i begge tankene. 3) Velg volum og utforming for hvert av segmentene. 4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av kontakttank- og reaksjonstanksegmentene basert på t 10 eller hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i henholdsvis Tabell 9.2 eller Tabell 9.1. Henholdsvis tk3, tk2 og tk1 for kontakttanken, og tr3, tr2 og tr1 for reaksjonstanken, beregnes. 5) Velg nedbrytningskonstant, k. Er avhengig av vannkvalitet. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 1. -k tr1 C ur-1 = C uk-3 e 7) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 1. C eff-1 = [C uk-3 C ur-1 ] ½ 8) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 1. Ct 1 = C eff-1 tr1 Hvis anlegget kun har ett reaksjonstanksegment, fortsett i punkt 16. 9) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 2. C ur-2 = C ur-1 e -k tr2 -k (tr1 + tr2) = C uk-3 e 10) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 2. C eff-2 = [C ur-1 C ur-2 ] ½ 11) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 2. Ct 2 = C eff-2 tr2 12) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 3. C ur-3 = C ur-2 e -k tr3 -k (tr1 + tr2 + tr3) = C uk-3 e 13) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 3. C eff-3 = [C ur-2 C ur-3 ] ½ 14) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 3. Ct 3 = C eff-3 tr3 15) Hvis anlegget består av flere enn 3 reaksjonstanksegment, gjentas sekvens 12 til 14 ved å beregne utløpskonsentrasjonen for neste nedstrøms segment ved å benytte k, utløpskonsentrasjonen fra forrige segment og effektiv kontakttid for neste nedstrøms segment. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen, effektiv konsentrasjon og Ctverdien for alle segmentene er beregnet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

205 16) Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k, basert på utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment, C uk-c, i henhold til Tabell ) Beregn Ct-verdi for kontakttanksegmentene. Ct k = C eff-k (tk1 + tk2b + tk3) 18) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra alle tanksegmentene. Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k 19) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av inaktivering (Tabell 9.5). Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3. Som nevnt i avsnitt bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann. Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende: 1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for bestemmelse av doseringsutstyr. Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av reaktorvolum. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Antar fortsatt at anlegget har 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3. 3) Beregn tenkt innløpskonsentrasjon til første kontakttanksegment 1, C ik-1, basert på utløpskonsentrasjonen i siste kontakttanksegment 3, C uk-3. - k (tk3 + tk2 + tk1) C ik-1 = C uk-3 / e 4) Velg k oksid. Er avhengig av vannkvalitet. Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt ) Velg k overf. Er avhengig av reaktorutforming. Velg k overf i henhold til Tabell 9.4 for bobletank med eller uten pakking, eller bestem k overf i separat test. 6) Beregn ozondose. C dose = C ik-1 / (k oksid k overf ) Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter Ved dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for ozon, samt verdier for konstanten, k oksid, som representerer det raske ozonforbruket rett etter dosering samt verdier for gassoverføringskonstanten, k overf, som angir hvor effektivt ozongassen overføres til vannet. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt NOM og lett oksiderbare forbindelser, temperatur, osv, samt reaktorutformingen. Konstantene kan enten tas fra tabeller over slike, eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig finnes det ikke tabeller over konstantene, men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil man kunne utvikle slike tabeller. Det ville være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i en videreføring av dette prosjektet. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

206 Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k, k oksid og k overf er enkel og kan gjennomføres tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data. Følgende eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt vannkvalitet: 1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten. Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM, andre reduserte forbindelser, ph, osv. Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for. 2) Det lages en ozondoseringsløsning med kjent konsentrasjon. Ozongass løses i rent vann (destillert vann) til en ønsket konsentrasjon i doseringsløsningen. Det må benyttes tilstrekkelig lav ph (antagelig ca 3 4) i doseringsløsningen til at ozonkonsentrasjonen forblir konstant. 3) Det doseres en kjent mengde ozon til begerglasset. Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget. 4) Ozonkonsentrasjonen måles og logges mot tid. 5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid. 6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 1 minutter og t > 1 minutter. 7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 1 minutter. Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k. 8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 1 minutter. Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to kurvene i forhold til startkonsentrasjonen. k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-c). 9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre ozondoser. 10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k som gjennomsnittet av de tre målingene. 11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige ozondoser. Gassoverføringskonstanten, k overf, kan ikke bestemmes fra testprosedyren. Man bør derfor benytte k overf som angitt i Tabell 9.4, eller andre verdier fra litteraturen, avhengig av doseringsutstyr og reaktorutforming. Man bør imidlertid også sammenligne doser fra fullskalaanlegg med beregnede doser basert på testprosedyren for på denne måten å opparbeide et bedre datagrunnlag på k overf. De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i neste fase av dette prosjektet. 9.5 UV-bestråling UV-desinfeksjon skiller seg fra annen desinfeksjon ved at det ikke doseres kjemikalium eller gass, og at ved at oppholds-/kontakttiden er svært kort. De samme begrepene for konsentrasjon, kontakttid og Ct-verdi, som blir brukt for klor og ozon, kan også anvendes for UV. Når det gjelder UV angis imidlertid konsentrasjon som intensitet (I), kontaktiden som stråletid (t) og Ct-verdi som UV-dose som er produktet av intensitet og stråletid. Dette gir følgende begreper: Intensitet, I, som normalt angis med benevning mw/cm 2 i Norge. Ekvivalent med konsentrasjon for andre desinfeksjonsmetoder. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

207 Stråletid, t, som angis i sekund. Ekvivalent med effektiv kontakttid for andre desinfeksjonsmetoder. Er avhengig av hydrauliske forhold, men ideell turbulent stempelstrømning er den lik strålekammervolum dividert på vannføring (V/Q). UV-dose, D, som normalt angis med benevning mws/cm 2 (eller mj/cm 2 ) i Norge. Ekvivalent med Ct-verdi for andre desinfeksjonsmetoder. D = I t 1 mws/cm 2 = 1 mj/cm 2 = 10 J/m Dimensjonering og drift av UV-anlegg I Veilederen for Drikkevannsforskriften av 1. januar 2002 er det satt følgende dosekrav når UV skal benyttes som hygienisk barriere: Dose større enn 30 mws/cm 2 gir barriere overfor bakterier, virus og parasitter der doseverdien refererer seg til en beregnet verdi. Dose større enn 40 mws/cm 2 hvis man også skal ha barriere mot bakteriesporer. Doseverdien refererer seg til målt verdi basert på biodosimetertest. Når UV-bestråling benyttes til desinfeksjon ved vannverk, er det et klart behov for et system/retningslinjer for å sikre at anleggene er i stand til å gi en tilfredsstillende desinfeksjonseffekt under alle forhold. Anleggene må også utstyres med nødvendig overvåkingsutstyr for sikker drift. Per i dag er det kun Østerrike, Tyskland, Sveits, Norge og delvis Nederland og USA som har retningslinjer eller normer som angir spesifikke funksjonskrav for UV-aggregater. Alle UV-aggregater som skal benyttes ved norske vannverk har vært igjennom en typegodkjenning ved Folkehelseinstituttet (tidligere Statens institutt for folkehelse). Denne ordningen, som ble etablert allerede tidlig på 1970-tallet, har til hensikt å sikre at de UV-aggregater som installeres ved norske vannverk oppfyller visse minimumskrav med hensyn til desinfeksjonseffekt og kontroll-/overvåkingsutstyr. Ved typegodkjenning foretas kapasitetsberegning av UV-aggregater for å sikre at vannet blir utsatt for en tilstrekkelig høy UV-dose ved passering gjennom aggregatets bestrålingskammer. Krav til UV-dose i forbindelse med typegodkjenning av UV-aggregater fra Nasjonalt folkehelseinstitutt er enten basert på minimum 30 mws/cm 2, beregnet ut fra en volumveid gjennomsnittsintensitet i kammeret, eller minimum 40 mws/cm 2, basert på en biodosimetertest. Dette er nærmere beskrevet i avsnitt (Godkjenning av UV-aggregater). I henhold til Folkehelseinstituttet må søknad om typegodkjenning alltid også inneholde detaljerte opplysninger om den aktuelle aggregattypen (modell), for eksempel: 1) Beskrivelse av UV-lampe, type og fabrikat. Opplysning om utstrålt UV-C effekt, i W evt. mw ved 254nm (for lavtrykkslamper) (for mellomtrykkslamper: utstrålt effekt i bølgelengdeområdet nm), for ny lampe og etter endt lampelevetid. Lampedimensjoner: Total lampelengde (u/holdere) (dvs. lengden av lampeglasset) og effektiv lampelengde, dvs. lengden på UV-lampen som er innenfor senter innløp og senter utløp av bestrålingskammeret, samt diameter på UV-rør og kvartsglass. Levetidskurve for lampene (intensitetsreduksjon i relasjon til brenntid, i timer, for den benyttede lampetype), samt angivelse av anbefalt tid, i timer, for lampebytte, intensitetsreduksjon (i %) ved lysets passasje gjennom kvartsrøret, samt beskrivelse av UV-sensor (type, spesifisitet m.m). Diagram som viser UV-sensors følsomhet ved ulike bølgelengder. 2) Spesifikasjon av de materialer som kommer i kontakt med vann. 3) Tegning som viser UV-lampen(e)s nøyaktige plassering i bestrålingskammeret, plassering av UV-sensor, samt angivelse av innløp og utløp for kammeret. Tegningene skal være Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

208 påført alle indre og ytre mål på bestrålingskammeret, diameter på innløp og utløp av kammeret, og avstanden mellom disse sentrene. 4) En beskrivelse av hvordan beregning av UV-intensitet og dimensjonerende kapasitet av anlegget er foretatt, samt beregninger som viser UV-intensiteten i ulike deler av bestrålingskammeret. En tabell over den dimensjonerende kapasiteten på anlegget ved ulike vannkvaliteter (UV-transmisjonsverdier i 5 cm kuvette). Maksimal hydraulisk kapasitet oppgitt av produsent for det enkelte anlegg må også oppgis. 5) Tegning og beskrivelse av styre- og kontrollinnretningen. 6) Instruks for drift og vedlikehold av anlegget. 7) Dokumentasjon vedr. praktiske forsøk som er utført med anlegget (for eksempel inaktiveringstester med ulike mikroorganismer, biodosimetertest). Biodosimetrisk test skal utføres i henhold til østerriksk ÖNORM M eller , den tyske DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester (for eksempel i henhold til EPA Ultraviolet Disinfection Guidance Manual). Den skal utføres av velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et biodosimeter (testorganisme, for eksempel Bacillus subtilis eller MS2) som har en resistens mot UV-bestråling som gjør det mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en UV-dose på 40 mws/cm 2 (400 J/m 2 ). Prinsippskisse som beskriver gjennomføringen av biodosimetrisk test er vist i Figur 9.5. Figur 9.5 Prinsippskisse for gjennomføring av biodosimetrisk test. Prinsippet for den biodosimetriske testen kan kort beskrives som følger (avhengig av metode som benyttes): 1. Det benyttes en kultur av sporer til bakterien Bacillus subtilis (Bs) i testen. MS2 bakteriofag kan benyttes i henhold til EPA. 2. I en laboratorietest blir den aktuelle kulturen av Bs (eventuelt MS2) som skal benyttes i fullskalatesten, testet overfor en UV-dose på 40 mws/cm 2. Grad av inaktivering av Bs (evt. MS2) ved laboratorietesten blir registrert. Hvis testen utføres i henhold til EPA, gjøres registreringene over et stort doseintervall. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

209 3. I en fullskalatest med det aktuelle UV-aggregatet, injiseres Bs (MS2) og blandes i vannstrømmen før aggregatet. Gjennom flere serier av forsøksbetingelser, prøveuttak/analyser og intensitetsmålinger blir det målt om UV-aggregatet oppnår en inaktivering av Bs som tilsvarer det som ble oppnådd i laboratorietesten ved en UVdose på 40 mws/cm 2. Forsøksbetingelsene bør for eksempel inkludere variasjoner i UVT, temperatur, hydraulisk belastning, innløpsarrangement, lampealder, osv). Figur 9.6 viser eksempel på hvordan UVT påvirker anleggets hydrauliske kapasitet. Dersom det testes i henhold til USEPA, vil inaktiveringen av MS2 som tilsvarer resultatet i laboratorietesten være dosen ved de aktuelle betingelsene (reduction equivalent dose, RED). 4. Forsøksbetingelsene må dekke betingelsene som anlegget skal benyttes i. Testen skal også utføres med gamle lamper som skal skiftes. Hvis UV-aggregatet tilfredsstiller dosekravet under de aktuelle betingelsene, kan det bli sertifisert og gitt et kapasitetsdiagram. 5. Intensitetsmåleren blir også sertifisert i denne testen av samme instans som tester aggregatene. 6. Folkehelseinstituttet godkjenner så det aktuelle aggregatet ved framlegging av dokumentasjon frå den ovennevnte biodosimetriske testen. Figur 9.6 Eksempel på sammenheng mellom UVT og maksimum hydraulisk kapasitet med en minimumsdose på 40 mws/cm 2 i henhold til biodosimetrisk test. Vi anbefaler at alle UV-anlegg skal dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses som eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mws/cm 2 (RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva USEPA krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever det 199 og 231 mws/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper. Selv om disse verdiene er basert på Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistente, kan det senere bli behov for endret UVpraksis overfor virus også i Norge. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

210 Som antydet i avsnitt og bør dimensjonerende vannmengde være momentan maksimalverdi, mens dimensjonerende vannkvalitet bør være den dårligste vannkvaliteten man vil forvente at anlegget opplever. Man bør imidlertid ikke dimensjonere for lavere UVT 5cm enn 30 %, eller for høyere enn 50 % selv om man har fargefjerning. Her må det imidlertid utvises skjønn. Der en har NOM-fjerning med risiko for tidvise gjennomslag, som for eksempel på direktefiltreringsanlegg, må en ved dimensjonering av etterfølgende UVanlegg ta hensyn til den forverrede rentvannskvaliteten som da kan oppstå (det innebærer automatisk produksjonsstans ved høy turbiditet). I tillegg til variasjoner i vannkvalitet må en ved dimensjonering og oppbygging av UV-anlegg også ta høyde for teknisk svikt på selve desinfeksjonsanlegget. For å ha en rimelig sikring foreslår vi i tråd med NORVAR-rapport 139/2004 (Gøytil og Lian, 2004) følgende grunnprinsipp ved dimensjonering: - 2 stk. UV-aggregat/-linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 75 % av Q dim og dimensjonerende UV-transmisjon. - 3 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 50 % av Q dim og dimensjonerende UV-transmisjon. - 4 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 38 % av Q dim og dimensjonerende UV-transmisjon. På svært små vannverk (Q dim <10 m 3 /h) kan en akseptere at bare ett UV-aggregat blir benyttet. Ved drift av anlegget er det viktig å kunne kontrollere kontinuerlig at man har den dosen og effekten som UV-anlegget er dimensjonert for. Dette er nærmere diskutert i avsnitt 3.4 i både denne rapporten og tilleggsrapporten. 9.6 Dimensjonerende Ct-verdier Dagens Veiledning benytter Ct prinsippet indirekte ved at det settes krav til en bestemt restkonsentrasjon etter en bestemt kontakttid, for eksempel For klor: > 0,05 mg fritt klor/l etter minst 30 min kontakttid, tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mg min/l (hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus) For ozon: > 0,2 mg ozon/l etter minst 10 min kontakttid, tilsvarende en Ct på 2 mg min/l (hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus) > 5 mg ozon/l etter minst 10 min, tilsvarende en Ct på 50 mg min/l (hygienisk barriere for Cryptosporidium og bakteriesporer) Det kan stilles spørsmålstegn ved de gitte Ct-verdiene fordi: klorverdiene ikke tar hensyn til ph verdiene ikke tar hensyn til temperatur kravet til ozon høyere enn til klor noe som ikke overensstemmer med akseptert viten verdiene for virus med klor er lavere enn det som anbefales andre steder (for eksempel av USEPA) verdiene for parasitter (for ozon) er høyere enn det som anbefales andre steder (for eksempel av USEPA) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

211 På bakgrunn av de vurderinger som er gjort i denne rapporten, vil vi foreslå følgende Ctverdier for norske anlegg. Tabell 9.5 Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg Bakterier Virus Giardia Crypto 3 log 3 log 2 log 2 lo g 4ºC 0,5ºC 4ºC 0,5ºC 4ºC 0,5ºC 4ºC 0,5ºC Klor ph < 7 1, 0 1,5 4,0 6, i.a i.a ph 7-8 1, 5 2,0 6,0 8, i.a i.a ph > 8 2, 0 3,0 8,0 12, i.a i.a Kloramin i.a i.a Klordioksid 1, 0 1, Ozon 0, 5 0,75 1,0 1,5 1,5 2, i.a. - ikke angitt Vi ser at det er tatt hensyn til dimensjonerende temperatur for de aktuelle vannkilder. Det er også tatt hensyn til ph for klor. De foreslåtte verdiene tar i hovedsak utgangspunkt i amerikanske anbefalinger men de er justerte noe slik at de utgjør et hele. I realiteten ar Ct verdiene for Giardia-inaktivering med klor såpass høye at de ikke er særlig aktuelle. Verdiene for kloramin er også så høye for alle patogener at kloramin egentlig er uinteressant i primærdesinfeksjonssammenheng. Ettersom det er direkte sammenheng mellom Ct og log inaktiveringsgrad, kan man beregne hvilken grad av inaktivering man vil ha ved en bestemt beregnet Ct-verdier når nødvendig Ct, gjennom sammenhengen: Log IA = n Ct beregnet /Ct nødvendig der n er nødvendig log inaktivering. Likeledes kan man bestemme nødvendig Ct for en viss log IA når man kjenner nødvendig Ct ved en annen log IA ved formelen. Ct log n = Ct log n-1. (n/n-1) = Ct log n+1. (n/n+1) Det er derfor bare nødvendig å angi én Ct nødvendig for hver desinfeksjonssituasjon og vi har oppgitt den for 3 log IA for bakterier og virus og 2 log for parasitter ved de dimensjonerende temperaturer, hhv 0,5 o C (elver og bekker) og 4 o C (innsjøer). For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mws/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering av virus. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

212 10 Oppsummering og anbefalinger I dette kapittelet vil vi summere opp erfaringene fra arbeidet med dette prosjektet samt fremme noen anbefalinger mht mulig fremtidig utvikling av desinfeksjonspraksis her i landet Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man har hatt i Norge de siste ti-år er: Implementeringen av Drikkevannsforskriften ( ) og spesielt kravet her om to hygieniske barrierer Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter) Drikkevannsforskriften m/veiledning, som bygger på EU-direktivet om drikkevann, stiller vannverkseiere overfor en rekke utfordringer mht å sikre at vannverket tilfredsstiller de forordninger som er nedfelt i forskriften og som tidligere ikke (i alle fall i samme grad) har vært en naturlig del av norsk desinfeksjonspraksis. Denne situasjonen har avstedkommet et kunnskapsbehov hos vannverkseiere og andre som arbeider med desinfeksjonsspørsmål, noe som er bakgrunnen for det arbeidet som denne rapporten er et resultat av Patogene mikroorganismer og indikatororganismer En av utfordringene vi står overfor når vi skal sikre en god desinfeksjonspraksis, er å karakterisere vannets hygieniske kvalitet på en mest mulig korrekt og relevant måte. Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder er foreløpig ikke i bruk. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man henvist til å benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier Bakterier I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E. coli anses derfor for å være en god indikator på om Campylobacter er tilstede i behandlet vann. Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som E. coli. Generelt sett kan vi si at E.coli er en god indikator for nærvær av bakterier etter desinfeksjon Virus Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av virus både i Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil derfor kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Fordi virus generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig indikator mht nærvær av norovirus etter desinfeksjon. Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann. Dette viruset kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot desinfeksjon, i særdeleshet mot UV-bestråling. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

213 Protozoer Cryptosporidium er en parasitt og har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært registrert som årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden. Cryptosporidium er en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av tykkveggede oocyster med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten Cryptosporidium omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite motstandsdyktige overfor UV. Generelt vil E. coli derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av Cryptosoridium drikkevann etter desinfeksjon. I de siste 20 år er det rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i vest-europa. I en periode var Giardia den hyppigste årsak til utbrudd i USA. Giardia cystene (diameter 6-14µm) er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistente enn fekale bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av Giardia i drikkevann etter desinfeksjon. På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av C. perfringens benyttet som indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land S opp Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering, membranfiltrereing) Forekomst av patogener i norsk drikkevann Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av perioden ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge. Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var ukjent for 46 % av utbruddene. Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i Undersøkelser de senere år viser at begge protozoene er langt vanligere i den norske befolkningen en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en viktig potensiell smittekilde for norske drikkevannskilder (Gjerde 2005). Basert på den informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag over mulig konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske vannforekomster (overflatevann). Patogene virus: Norovirus: per L Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 ml Patogene protozoer: Giardia: 0-4 per 10 L Cryptosporidium: 0-4 per 10 L Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

214 Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne Ut viklingen i Norge Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan nemlig være grunn til å stille spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av barrierevirkning ved desinfeksjon. Veiledningen til Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal man her ta utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil være helt avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot. Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer? Det vil i så fall kreve en betydelig omlegging av norsk desinfeksjonspraksis Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Internasjonalt benyttes i tillegg i stor grad ozonering og i mindre grad tilsetting av klordioksyd. Avanserte oksidasjonsmetoder (UV/O 3, UV/H 2 O 2 etc) som gir god desinfeksjon tas i økende grad i bruk. I mange land er det en praksis for bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon, noe som er lite brukt i Norge. I denne oppsummeringen vil vi ikke komme inn på tekniske aspekter ved de ulike metodene men konsentrere oss om hvilken effektivitet som kan forventes Desinfeksjonseffektivitet De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike mikroorganismer. De to parametrene som for øvrig er mest bestemmende for inaktiveringsgraden er den konsentrasjon som mikroorganismen utsettes for (C) og den tid (t) som mikroorganismen utsettes for av denne konsentrasjonen. Inaktiveringsgraden oppgis gjerne som log N t /log N 0, og et sentralt uttrykk for desinfeksjonseffektivitet er den såkalte Chick/Watson relasjonen : log N t /log N 0 = - α. C n. t (der n ~ 1) Denne sammenhengen sier at desinfeksjonseffektiviteten mhp en gitt mikroorganisme med et gitt desinfeksjonsmiddel er proporsjonal med produktet av konsentrasjonen og tiden. Uttrykket gjelder egentlig for kjemiske desinfeksjonsmidler, men tilsvarende uttrykk gjelder også for UV-bestråling, med den forskjell at UV intensiteten (I) erstatter C i ligningen. Den såkalte Ct verdien (evt It-verdien) blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

215 en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Utfordringen når det gjelder å dra nytte av Ct-verdien, ligger i å bestemme den riktige C og den riktige t. Dette diskuteres grundig i rapporten Desinfeksjonsmetoder Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3 vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes: Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter Ettersom Drikkevannsforskriften setter krav til inaktivering av parasitter, må det legges opp til en desinfeksjonsstrategi der klor blir erstattet med andre metoder eller blir brukt i tillegg til andre metoder som sikrer barrierevirkningen mot parasitter. UV-bestråling øker sterkt i omfang på tross av at denne metoden er klart dyrere enn alternativene. Den økningen som har skjedd i bruken av UV i Norge, synes ikke å ha sin basis i en bestemt desinfeksjonsstrategi. Det kan være grunn til å peke på at man ikke i alle land er like entydig positive til bruk av UV. Dette har primært sin årsak i usikkerhet knyttet til effektiviteten overfor virus. Vi oppfatter det likevel slik at UV-bestråling får stadig større oppslutning internasjonalt og at det neppe vil være feil å legge opp en desinfeksjonsstrategi som inkluderer UV-bestråling, først og fremst for å demme opp for parasitter. Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for ozonering/-biofiltrering. Dette står i motsetning til situasjonen i mange andre land hvor bruken av ozonering er langt mer omfattende, riktignok også der primært som oksidasjonsmetode som imidlertid gir en god barrierevirkning samtidig. Det er grunn til i større grad å utrede bruken av ozon i norske vannverk, ikke minst fordi metoden vil kunne gi en god barrierevirkning overfor de fleste patogene mikroorganismer (inkludert parasitten Giardia). Som i andre land bør ozonering imidlertid benyttes sammen med andre metoder som gir barriereeffekt. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi en svært høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer. Klordioksid er ikke brukt i Norge. Årsaken skal være at ingen har søkt om å få bruke klordioksid og at det dermed heller aldri har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge. Klordioksid har imidlertid en rekke fordeler i forhold til klor og bør derfor ikke være ekskludert fra å bli benyttet. Kloramin er lite brukt i Norge. Desinfeksjonsvirkningen er så lav at vi betrakter kloraminering primært som en metode for hindre vekst på nettet og ikke en metode for å møte en patogen forurensing på nettet. Dette vet vi imidlertid svært lite om og der vekst på nettet oppleves som et problem, er det grunn til å utrede bruk av kloraminering Desinfeksjonsmetodenes effektivitet Som nevnt over er desinfeksjonseffektiviteten avhengig av Ct-verdien (evt It-verdien for UV). I rapporten har vi gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert i litteraturen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

216 Oppsummert kan følgende hevdes: Klor-forbindelser Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier ligger vanligvis under 2 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C. Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg. min/l for Poliovirus for 4 log inaktivering). Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk uinteressant. Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv overfor parasitter. Ozon Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C). Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg. min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C). Ozon er ganske effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg. min/l for 2 log inaktivering ved 1 o C), men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent overfor UV (> 100 mj/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mj/cm 2 for 2 log inaktivering ved 1 o C) Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning Denne rapporten handler primært om sluttdesinfeksjonen, men det er klart at forbehandling kan representere hygieniske barrierer. En strategi er å benytte kjemisk oksydasjon (i form av ozonering eller avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) i tidlige prosess-steg. En annen strategi er å fjerne patogener som partikler med koagulering/filtrering eller membran(nano)filtrering. Blant partikkelfjerningsmetodene må membranfiltrering (nanofiltrering) regnes som svært effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter. Metoder basert på granulære filtre (sand, aktiv kull etc) er kun effektive når de kombineres med koagulering og selv da vil optimal drift av anlegget være avgjørende for å få en tilfredsstillende separasjonseffekt overfor patogene mikroorganismer Risiko og sårbarhet Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

217 på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen i forbindelse med interne svakheter, og relatert til vannkvalitet Helsebaserte mål for vannforsyningen Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er risiko for infeksjon. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2) Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt vannforsyningssystem? I WHO (2004) retningslinjene for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer som blir smittet i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per årlig, eller 1 person per årlig. Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA og Nederland, hvor det er foreslått at det høyeste risikonivå for gastrointestinal sykdom forårsaket av patogener i drikkevann skal være en infeksjon per personer per år. Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er i Drikkevannsforskriften basert på om vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke. Problemet forbundet med analyser av mikroorganismer, enten det gjelder analyse av indikatororganismer eller patogene mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet (stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet kan skje mange timer og noen ganger dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette har sammenheng med 1) at dagens analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at overvåkingsstrategien tradisjonelt har vært basert på å overvåke innholdet av indikatororganismer i rent vann ut fra renseanlegg eller på ledningsnettet. Utviklingen går nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er et grunnlag for denne sikringen (WHO 2004) QMRA For å bestemme risikoen for smitte som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA utføres det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet HACCP En Hazard Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre og kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske kontroll-punkt (CCP). Etter at det er gjort en risikovurdering av vannforsyningssystemet inklusive desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontroll- punkt (CCP) en skal ha for å kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser. I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

218 Flere europeiske vannverk (f.eks i Danmark, Frankrike, Island, Tyskland, Storbritannia, Sveits, Østerrike) har tatt i bruk HACCP. Sveits er muligens det eneste europeiske land med lovverk som pålegger vannverkene å bruke Critical Control Points prinsippet i sin drikkevannsproduksjon. Ingen av elementene i HACCP prosedyren er ukjente for norsk vannforsyning, de benyttes i større eller mindre grad allerede. For norske vannverk vil det kunne være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre fordi en da benytter samme begrepsapparat som et etter hvert antakelig økende antall vannverk internasjonalt benytter, og kan dra nytte av felles forståelsesgrunnlag og erfaringsmateriale WS P WHO (2004)- retningslinjene legger økt vekt på risikostyring for å nå helsebaserte mål i vannforsyningen og lanserer begrepet Water Safety Plan (WSP) som et metodisk redskap for å sikre at vannforsyningen inklusive vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i mindre grad måtte reagere i ettertid basert på overvåking av rentvannkvalitet. HACCP prosedyren kan være en del av en WSP Norsk desinfeksjonspraksis i dag På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere som følger: Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > pe) ikke har noen form for desinfeksjon. Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11 UV anlegg > pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV. Det er få ozonanlegg (4 registrerte) alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne farge). Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn anlegg som kombinerer en form hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon). Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har noe eget desinfeksjonssteg. Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet om null E.coli. Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske. Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk. Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som faktisk doseres av klor eller UV-stråling Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

219 utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. Spørreundersøkelsen viser at det ikke finnes noen optimal desinfeksjonspraksis i den forstand at den er internasjonalt anerkjent og akseptert. Riktignok er det visse områder av desinfeksjonspraksisen som er omtrent den samme i alle land, men på den andre siden er det også sentrale områder av desinfeksjonsfilosofien og desinfeksjonspraksisen som er svært forskjellige fra land til land. I det følgende skal vi kort peke på noen forhold Lover og regler vedrørende desinfeksjon Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de 10 siste år. I USA pågår det et meget omfattende arbeid og i Japan vil det i løpet av meget kort tid bli et helt nytt regelverk når det gjelder desinfeksjon. I Norge har vi også fått et nytt regelverk. Det synes imidlertid å være et behov for å revidere anbefalingene i veiledningen til drikkevannsforskriften ettersom det her finnes enkelte anbefalinger som ikke nødvendigvis er i overensstemmelse med det som oppfattes som god desinfeksjonspraksis i andre land Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. De fleste i vannbransjen vil si at dette er fremskritt. Likevel er det slik at utviklingen i enkelte land (Nederland, Tyskland, Sveits) faktisk går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av klor). I disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så omfattende forbehandling (inkludert kunstig grunnvannsinfiltrasjon) som mulig. Man legger inn i vannbehandlingen avansert partikkelseparasjon og avansert oksidasjon (inkludert ozon) slik at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort. Vi tror at det i Norge er fornuftig å legge seg på den linje som myndighetene har gjort, men at det da blir særlig viktig velge riktig desinfeksjonsmetode og å bruke denne riktig, noe som denne rapporten forhåpentligvis vil bidra til Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel Det er ingen tvil om at det er en sterk trend i retning av å redusere bruken av klor som desinfeksjonsmiddel i mange land. Tendensen til å gå bort fra klor har vært der helt siden man på begynnelsen av 80-tallet ble klar over de klorerte biproduktenes helseskadelige virkning. Tendensen har imidlertid blitt kraftig forsterket i løpet av de siste 5-10 år ikke minst som en følge av klors utilstrekkelighet som hygienisk barriere overfor parasitter. I Norge har det ikke fra myndighetenes side blitt uttrykt noen klar politikk på dette punktet. På den ene siden er Norge kanskje det landet som i størst grad har tatt i bruk UV-desinfeksjon som et alternativ til klor. På den annen side har ikke myndighetene advart mot bruk av klor. Mange land har i økende grad tatt i bruk klordioksid som desinfeksjonsmiddel ettersom man ved bruk av dette unngår en rekke av de problemene som er knyttet til bruken av klor. I Norge benyttes ikke klordioksyd, og det er ikke noe som tyder på at klordioksid vil bli et fortrukket desinfeksjonsmiddel ved mange anlegg i Norge. Det ble gjort en ganske omfattende samnordisk innsamling av erfaringer med bruk av klor som desinfeksjonsmiddel i for noen år siden (TemaNord, 2000). Rapporten herfra viser at det Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

220 er mange anleggseiere som av ulike grunner ønsker å gå bort fra klor og det kan være fornuftig at vi her i landet diskuterer bruken av klor grundig Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av kjemiske oksidasjonsmetoder for å redusere innholdet av organiske mikroforurensninger (pesticider, farmakologiske restprodukter, hormonhermere etc). Ozon og avanserte oksidasjonsmetoder (AOT) kan brukes til dette, gjerne med etterfølgende adsorpsjon på aktivt kull og/eller biologisk nedbrytning. Disse kraftige oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan representere et viktig element i oppbygningen av tilstrekkelig hygienisk barrierer i et anlegg uten å være sluttdesinfeksjon. Vil man unngå klor og samtidig ønske en sluttdesinfeksjon, synes UV å være hensiktsmessig for dette. En slik strategi tilfredsstiller imidlertid ikke et ønske om sekundærdesinfeksjon (desinfeksjonsrest på nettet) Desinfeksjonsrest I enkelte land (for eksempel UK) er det en sterk oppfatning i vannbransjen at vann skal leveres med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning av distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener at vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er nødvendig. I Norge kan det synes som om vi ikke har hatt noe bevisst forhold til dette. Vi har i svært liten grad tatt kloraminering i bruk og doseringen av klor har normalt vært så lav at noen klorrest på nettet ikke har vært opprettholdt mange steder. Det er vel til og med et faktum at svært mange steder, der humusinnholdet har vært relativt høyt, har klorbehovet langt overskredet klordoseringen, slik at desinfeksjonseffekten har vært noe illusorisk. Da man tidlig på åttitallet fikk fram noen tall for trihalometaner i norsk drikkevann, fant man ingen sammenheng mellom trihalometandannelsen og klordosen ved vannverkene. Dette skyldes sannsynligvis at det var dosert så lite klor at det var et støkiometrisk underskudd av klor som følge av det klorbehovet som innholdet av organisk stoff representerte. Dersom det var tilfellet, var også desinfeksjonsverdien av klortilsettingen illusorisk. Så lenge man ønsker å unngå så høye klorkonsentrasjoner i vann som leveres til forbruker at man unngår lukt og smak, synes det ikke være grunn til å gå inn for en klorrest på nettet i Norge. En slik holdning bør imidlertid medføre at man må gå inn for å redusere vekstpotensialet i vannet mest mulig. Dette kan gjøres ved 1) å sørge for en mest mulig omfattende fjerning av organiske stoff eller 2) å fjerne nettopp det organiske stoffet som representerer et vekstpotensial, for eksempel ved å ta i bruk biologisk nedbrytning i vannbehandlingen (eller ved passasje i grunnen, for eksempel gjennom kunstig grunnvannsinfiltrasjon) Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier: 3. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne (dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles. 4. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

221 Det kan sannsynligvis hevdes at Norge har lagt seg på det første alternativet (eller en kombinasjon av de to) mens for eksempel USA og Canada har lagt seg på det siste. I Norge har vi krav til at man skal kunne påvise fravær av visse organismer samtidig som det kreves en viss log-reduksjon av grupper av organismer. Norge har imidlertid foreløpig kun vage anvisninger på hvordan man skal sikre at den nødvendige log-reduksjonen oppnås. I USA er det ingen absolutte krav til innhold av indikatorer, men derimot et rigorøst regelverk for hvordan man skal dimensjonere et anlegg for å oppnå en viss log-reduksjon av bestemte organismer (eller grupper av organismer) som man ønsker kontroll med. Filosofien her går ut på at denne strategien gir en mye større sikkerhet for resultatet enn den som baserer seg på å lete etter en nål i en høystakk gjennom målinger. Denne filosofien synes å ha blitt forsterket etter at parasittene kom i fokus, delvis fordi det er meget omfattende og nesten umulig å ha en kontinuerlig overvåking av organismer som bare finnes i meget lave antall per volumenhet, og delvis for at det ikke finnes gode rutineanalyser for alle de organsimer og grupper av organismer vi her snakker om. Vi støtter den oppfatning som gjør seg gjeldende i USA og Canada og vil anbefale at det her i landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som kan regnes for å være tilstrekkelig hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende prinsipp hva angår dimensjonering og drift som det USA har lagt seg på Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i amerikanske regelverk Utgangspunktet for de amerikanske kravene er gjengitt i Surface Water Treatment Rule, 1989 (SWTR), der man har et basiskrav for 3 log inaktivering av Giardia cyster og 4 log inaktivering av virus. Avhengig av kilde og vannkvalitetssituasjon kan imidlertid kravene være høyere. Senere er Cryptosporidium også blitt adressert i Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule, 1998 (IESWTR), og Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule, 2002 (LT1ESWTR), der det stilles krav om minimum 2 log inaktivering av Crypto. Her kan også kravet være høyere. I Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, foreslått i 2003 og vedtatt i 2005 (LT2ESWTR) stilles det tilleggskrav til behandlings- og desinfeksjonsmetoder med tanke på bedre Crypto kontroll. Reglene er svært grundige og omfattende, men også relativt kompliserte å bruke. De amerikanske reglene er basert på CT-prinsippet, og på multiple barriere konseptet der man betrakter hele summen av rensetrinn og gir hvert behandlingstrinn log inaktiveringskreditt (dvs en del-barriere) avhengig av prosess og drift. Dokumentasjon av god drift (av for eksempel koaguleringsanlegg, filtreringsanlegg, osv) kan gi tilleggskreditt med hensyn på parasitt inaktivering. For selve desinfeksjonsprosessene er det utviklet omfattende tabeller over nødvendig dokumentert Ct-verdi (eller UV-dose) som må oppnås for å tilfredsstille angitte krav til inaktivering av henholdsvis virus, Giardia og Crypto for de ulike metodene ved ulike betingelser. Disse tabellene er utviklet basert på statistisk behandling av omfattende mengde forsøksresultater, der man i tillegg har lagt inn sikkerhetsfaktorer. Ved beregning av Ct-verdi, kan desinfeksjonsprosessenen deles inn i segment der beregningene gjøres for hvert segment separat. Som kontakttid benytter man T 10. Effektiv Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

222 konsentrasjon som benyttes i beregningene er avhengig av prosess. Ved klorering benyttes utløpskonsentrasjonen fra hvert segment, mens ved bruk av svært reaktive forbindelser som for eksempel ozon, benyttes mer kompliserte metoder for å bestemme den effektive konsentrasjonen. Det er også lagt inn sikkerhetsfaktor ved beregning av effektiv konsentrasjon. For UV er det krav om såkalt biodosimetrisk test, der anleggets effekt må dokumenteres i fullskale for et sett av betingelser og etter en gitt prosedyre. Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for kompliserte til å være direkte anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke elementer ved reglene kan være aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt utgangspunkt i de amerikanske reglene men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre for bestemmelse av hva man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, ville lette arbeidet for alle parter som deltar i dette arbeidet. Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har imidlertid ment at det vil være riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan lede fram til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en slik prosedyre ville være av nytte for bransjen. Prosedyren tar utgangspunkt i: vannverkets størrelse type av vannkilde hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære desinfeksjonsanlegget i vannverket Oppbygning av prosedyren Det er foreslått en oppbygning av prosedyren som vist i Tabell Tabell 10.1 Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt 1 Bestem risikograd og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde) 2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. perfringens) 3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2) 4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1-3) 5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduksjon = f (4) 6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde) 7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen) 8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 6 7) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

223 Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå (4) på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og C.perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C.perfringens sporer og parasitter (Cryptosporidium og Giardia). Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig barrierehøyden som oppgis som et visst antall logreduskjoner som må oppnås i vannverket totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis det kreditt (log-kreditt) for hhv tiltak i nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt kan beregne den log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må sikre. Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV) Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre behovet for videre utredninger Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt). Dette kriteriet er valgt fordi det er svært lett å forholde seg til. Vi har foreslått å benytte tre nivåer; < 1000 pe, pe og > pe ettersom dette ville fange godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. I det videre arbeidet med prosedyren, bør man vurdere nærmere om det er andre kriterier enn størrelse som må komme inn. Vi har skilt mellom tre typer av vannkilder; grunnvann, overflatvann fra innsjøer og overflatevann fra elver og bekker. Dette er selvsagt en meget grov inndeling og spesielt når vi ser på hva som vil være en god desinfeksjonsstrategi, vil det være nødvendig å differensiere mer. For eksempel bør man definere hva som her går inn under grunnvann klarere. Vi har foreslått å benytte følgende differensiering: Genuint grunnvann Overflatevannpåvirket grunnvann Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon Det er gitt nærmere definisjoner hva disse begrepene omfatter, men disse definisjonene må det arbeides videre med. I den foreslåtte prosedyren gis det kun en relativ beskjeden log-kreditt for tiltak i nedslagsfeltet. Denne holdningen har delvis rot i de episoder man har vært utsatt for i de senere år, som tilsier at man har hatt en overdreven forhåpning til at nedslagsfeltet kan gi en hygienisk barriere. Vi anbefaler å tone ned dette ettersom vi mener at tiltak som virkelig skal monne, blir så rigorøse og kostnadskrevende at det vil være billigere og mer hensiktsmessig å bygge inn en tilsvarende bedre barrierevirkning i vannbehandlingen. Vi har ikke utarbeidet detaljerte forslag til log-kreditt for en rekke ulike tiltak. Dette kan evt gjøres senere med utgangspunkt i en risikovurderingsstrategi. Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen er det skilt mellom prosesser som tilsier logkreditt som en følge av at de mikroorgansimene fjernes som partikler og de som skyldes desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i ozonering/ biofiltreringsanlegg). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

224 10.9 Beregnings- og testmetoder ( verktøykasse ) for desinfeksjon Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være: Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte oksidasjonsmidler Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon Vi har i denne rapporten lansert enkelte av disse metodene, men det er klart at det etter hvert vil være behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer. Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på eksisterende anlegg. Ved klorering foreslår vi at anlegget dimensjoneres ved å beregne Ct-verdi basert på utløpskonsentrasjonen (restklorkonsentrasjonen) fra hvert segment, og at T 10 for segmentet benyttes som kontakttid. Dosen beregnes ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen ved hjelp av nedbrytningskonstant for klor og konstanten som beskriver det raske initielle klorforbruket. De to konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, og kan bestemmes i en enkel feltprosedyre som er beskrevet. For Ozon foreslår vi derimot en noe mer komplisert beregning av Ct-verdi basert på en beregnet effektiv konsentrasjon i reaksjonstanken og utløpskonsentrasjonen i kontakttanken. I tillegg tas det høyde for eventuell inndeling av tankene i flere segment. Det benyttes nedbrytningskonstant for ozon til å bestemme effektiv konsentrasjon. Ozondosen beregnes ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken ved hjelp av nedbrytningskonstant for ozon og konstanten som beskriver det raske initielle ozonforbruket, samt en konstant som beskriver hvor effektiv ozongassoverføringen er. De aktuelle konstantene (som selvsagt vil være vannkvalitetsavhengige) kan bestemmes i en enkel beskrevet feltprosedyre og/eller tas fra en tabell. Det vil imidlertid være nødvendig å raffinere/justere de beskrevne metodene og feltprosedyrene etter hvert som man får erfaring med dem. Det vil også være behov for å fremskaffe verdier for de aktuelle konstantene som inngår i beregningsmetodene. Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg (Tabell 10.2), som i hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger og justeringer. Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over sammenlignes med nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle betingelsene. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

225 Tabell 10.2 Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg Bakterier 3 log 4ºC 0,5ºC Virus 3 log 4ºC 0,5ºC Giardia 2 log 4ºC 0,5ºC Crypto 2 log 4ºC 0,5ºC Kl or ph < 7 ph 7-8 ph > 8 1,0 1,5 2,0 1,5 2,0 3,0 4,0 6,0 10,0 6,0 9,0 15, i.a i.a i.a i.a i.a i.a Kl oramin Klordioksid Ozon 100 1,0 0, ,5 0, , , , ,0 i.a i.a i.a. ikke angitt For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mws/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering av virus Anbefalinger På bakgrunn av den situasjonsbeskrivelse som er gitt over, mener vi at vi i Norge ville tjene på å formalisere vår desinfeksjonspraksis i større grad. Med formalisere mener vi her å ta i bruk prosedyrer og metoder som gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god desinfeksjonspraksis. Spesielt ville dette være hensiktsmessig dersom disse metodene ble aksepterte og tatt i bruk av alle som arbeider med disse spørsmålene, dvs planleggere, anleggseiere, forvaltning, kontrollmyndiget, osv. Det landet som har gått lengst i å formalisere desinfeksjonspraksis, er USA. Noe av grunnlaget for USA sin praksis er skissert i kapittel 7. USA sitt regelverk er imidlertid så omfattende og tungt tilgjengelig at vi ikke tror det vil egne seg i Norge. Vi tror forutsetningen for å lykkes er å komme frem til et meget enkelt opplegg. Faren er selvsagt da at man kan forenkle så mye at det kan gå på det faglige løs. Men i lys av den mangel på formalisme som eksisterer i dag, tror vi at et enkelt opplegg som alle kan bruke, basert på sunne faglige prinsipper, kan være veien å gå. Vi anbefaler at et slikt opplegg i retning av optimal desinfeksjonspraksis, bør være basert på tre pilarer: 1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for 2. En verktøykasse som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til 3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

226 Anbefalinger mht planleggingsprosedyre For å sikre at vi får en positiv utvikling av den generelle desinfeksjonspraksis i Norge mht å sikre tilstrekkelige hygieniske barrierer anbefales det at man legger opp til de strategier som skisseres i det følgende. Det etableres en prosedyre for planlegging og tilrettelegging av valg og dimensjonering av desinfeksjonsløsning (sikring av hygieniske barrierer) som tar hensyn til: hvilken risikosituasjon vannverket står overfor (relateres til størrelsen av vannverket) hvilken sårbarhetssituasjon vannverket står overfor (relateres til type råvann) hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til Vi forslår at den skisse til en slik prosedyre som er nedfelt i kap 8 danner grunnlag for en slik prosedyre. Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i sluttdesinfeksjonen og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære desinfeksjonsanlegget i vannverket. Det etableres et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetode oppnår den logreduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være: Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte oksidasjonsmidler Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon Vi er av den oppfatning at prosedyre og beregningsmetode må være svært enkel å bruke. De verktøyene vi foreslår å bruke må betraktes som et minimum som må gjennomføres for at forvaltningsmyndigheten skal kunne foreta godkjenning. Det vil alltid være slik at mer omfattende arbeid bør gjennomføres av anleggseier for å sikre at de tiltak som settes i verk også er de beste ut fra en samfunnsmessig vurdering Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift. Det er tre behov som må dekkes: 1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag 2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning 3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift Dimensjoneringsgrunnlag Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på timebasis, dvs Q makstime. Når det gjelder dimensjonerende sammensetning på vannet, er det flere parametere som kan ha betydning. I rapporten har man trukket frem tre som særlig viktige i forbindelse med desinfeksjon, nemlig fargetall, turbiditet og ph. Som dimensjonerende verdi for fargetall og turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på desinfeksjonssteget, for eksempel høyest registrerte fargetall/turbiditet inn på Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

227 desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Dimensjonerende ph er den ph som desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved. Det anbefales at dimensjonerende temperatur settes lik 0,5 º C for bekker og elver og 4 º C for innsjøer og grunnvann. Bestemmelse av nødvendig dose Det er i rapporten utarbeidet en prosedyre for bestemmelse av nødvendig klor- og ozondose for et gitt vann ved hjelp av enkle begerforsøk kombinert med et sett av beregninger. Beregningsgrunnlaget forutsetter bestemmelse av noen konstanter som begerforsøkene vil kunne tilveiebringe. Forsøk på ulike vann må til for å bestemme om disse konstantene kan fastlegges en gang for alle eller om de må bestemmes for hver vanntype. De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i neste fase av dette prosjektet. Bestemmelse av Ct-verdi Ct-begrepet er utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad (log inaktivering) til den konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har vært utsatt over i en viss tid (t). Selv om definisjonen av Ct begrepet kan synes enkel, er bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at: konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t Det er i rapporten utarbeidet et beregningssystem for bestemmelse av Ct både for klor og ozon som baserer seg på bestemmelse av de samme konstanter som ble omtalt over ved hjelp av de samme begerforsøk. Det er skilt mellom driftssituasjonen, hvor man har mulighet til å gjøre målinger i anlegget, og dimensjoneringssituasjonen hvor slike målinger ikke er mulige Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg Vi anbefaler at alle UV-anlegg dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses som eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mws/cm 2 (RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva for eksempel USEPA krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever USEPA 199 og 231 mws/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper). Selv om disse verdiene er basert på Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistent, kan det senere bli behov for endret UV-praksis overfor virus også i Norge Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de ulike patogener og ikke minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde for derigjennom å bli i stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal desinfeksjonspraksis. Det er kun et laboratorium i Norge som utfører analyse av humanvirus i vann. Det anbefales at vannverkene bidrar til at det startes et arbeid for at utvalgte laboratorier med kapasitet til å ta imot prøver fra vannverkene, skal kunne analysere mhp forekomst av virus i vann (f.eks kolifager, norovirus, adenovirus). Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

228 Bare ett av de to laboratoriene i Norge som utfører protozo-analyser for vannverkene har/innarbeider prosedyrer for å skille mellom humanpatogene og ikke-humanpatogene (oo)cyster. Det anbefales derfor at vannverkene bidrar til innarbeiding av prosedyrer som omfatter genotyping for påvisning av (oo)cyster av humanpatogene protozoer (Giardia og Cryptosporidium) ved utvalgte laboratorier. Bedre kartlegging av parasitter vil bli et resultat dersom den foreslåtte prosedyren tas i bruk. De undersøkelsene som hittil er utført av norske råvannskilder kan tyde på at innholdet av C. perfringens inkl sporer er lavt. Dette vanskeliggjør bruken av C. perfringens sporer som indikator for rentvanns-kvalitet etter desinfeksjon. Det anbefales at vannverkene bidrar til at det blir utført en systematisk gjennomgang av norske vannkvalitetsdata mhp innholdet av C. perfringens inkl. sporer, for å vurdere nytten av å analysere mhp. C. perfringens i råvann og rentvann Anbefalinger mht risiko og sårbarhet For å kunne ta i bruk redskap som HACCP og QMRA er det viktig å tilpasse dem slik at de kan brukes på ulike nivå. Metoder som skal benyttes i operativt arbeide må være enkle, gi korrekte svar og innebære høy grad av sikkerhet i vannforsyningen. I forbindelse med avklaring ang. langsiktige investeringer kan det i tillegg være aktuelt å benytte mer avanserte risikoanalyse-metoder. For norske vannverk vil det sannsynligvis være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre for styring av risiko og vannkvalitet slik det nå legges opp til i mange vannverk i andre land. Det anbefales at vannverkene bidrar til å avklare hvilke endringer i eksisterende rutiner for internkontroll som må gjøres for å kunne følge en HACCP prosedyre for risikostyring og kontroll. QMRA kan benyttes for å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler av vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet. QMRA kan også brukes til å bestemme om det er nødvendig å oppgradere for eksempel desinfeksjonsprosessen slik at de helsebaserte målsettinger som er gjort blir innfridd. Foreløpig er det mange usikkerheter knyttet til å skaffe gode inngangsdata for å gjennomføre beregninger ved hjelp av QMRA. Det anbefales at vannverkene bidrar til at det igangsettes et arbeide for å evaluere bruk av QMRA som redskap i valg av alternative oppgraderinger av vannbehandlingsprosessen. Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

229 Referanser Andersson Y, dejong B, Studahl A. Waterborne (1997) Campylobacter in Sweden: the cost of an outbreak. Water Sci Technol 35, Backlund, P., Kronberg, L., Pensar, G. and Tikkanen, L. (1985) Mutagenic Activity in Humic Water and Alum Flocculated Humic Water Treated with Alternative Disinfectants. Sci. Total Environ. 47, Betancourt, W.Q., and Rose, J, (2004) Drinking water treatment processes for removal of Cryptosporidium and Giardia. Veterinary Parasitololgy, 126, pp Bruun, A. (2005) HACCP- et værktøj til risikostyring i vandforsyningen. Miljøprojekt nr. 989 Teknologisk Institut. Miljøministeriet. Bull, R. J. and Kopfler, F. C. (1991) Health Effects of Disinfection By-products. AWWA Research Foundation and American Water Works Association, USA, 192 p. Chang, J.C.H., Osoff, S.F., Lobe, D.C., Dorfmann, M.H., Dumais, C.M., Qualls, R.G and Johnson, J.D. (1985) UV inactivation of pathogenic and indicator organisms. Applied and Environmental Microbiology 49, no 6, pp Chapron, C.D., Ballester, N.A., Fontaine, J.H., Frades, C. N. and Margolin, A.B. (2000) Detection of Astroviruses, Enteroviruses, and Adenovirus Types 40 and 41 in Surface Waters Collected and Evaluated by the Information Collection Rule and an Integrated Cell Culture- Nested PCR Procedure, Appl. Environ. Microbiol Chieu, K.-P., Lyn, D.A., Savoye, P, Blatchley, E.R. (1999) Effect of UV system modifications on disinfection performance. Journal of Environmental Engineering 125 (5), pp Chick, H. (1908) An investigation of laws of disinfection. Journal of Hygiene, 8, 92 pp 158 Clancy, J.L. et al (1998) Inactivation of Cryptosporidium parvum oocysts in water using ultraviolet light. JAWWA 90, pp Clancy, J.L., Bukari, Z. Hargy, J.R., Bolton, J.R., Dussert, B.W. and Machall, M.M. (2000) Using UV to inactivated Cryptosporidium. JAWWA 92 (9), pp Clark, R.M., Read, E.J. and Hoff, J.C. (1989) Analysis of inactivation of Giardia lamblia by Chlorine. Journal of Environmental Engineering, 115 (1), pp Craik, S.A. et al. (2000) Inactivation of Giardia muris using medium-pressure ultraviolet radiation in filtered drinking water. Water Research, 34 (18), Croue, J. P., Koudjonou, B. K. and Legube, B. (1996) Parameters Affecting the Formation of Bromate Ion during Ozonation. Ozone Sci. Eng., 18, Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

230 Einan, B., Myrstad, L. og Nordheim C.F. (2004) Rapport fra Vannverksregisteret. Drikkevann Vannrapport Rapport 2004:2, Folkehelseinstituttet, Oslo Fiksdal, L. og Leiknes, T.O. (2006) The effect of coagulation with MF/UF membrane filtration for the removal of virus in drinking water. J. Membrane Science, In press. Folkehelseinstituttet (2004) Vannforsyningens ABC. Fogel, D., Isaac-Renton, J., Guasparini, R., Moorehead, W. and Ongert, J. (1993) Removing Giardia and Cryptosporidium by slow sand filtration. Journal AWWA 85 (11), Flaten, T. P. (1985) Drikkevann i Norge en landsomfattende undersøkelse av geografiske variasjoner i kjemisk sammensetning. NGU-rapport nr Fuglerud, E. og Larsbråten, M. (2003) Overflatevann som drikkevann; Smittepress og hygienisk barriere. Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land. Rapportnr.:04/01-03/TL Folkehelseinstituttet (2003), Vannbårent utbrudd av tularemi(harepest) i midtre Gauldal. Furtado C, Adak GK, Stuart JM, Wall PG, Evans HS, Casemore DP. (1998) Outbreaks of waterborne infectious intestinal disease in England and Wales, Epidemiol Infect Gjerde, B. (2005). Cryptosporidium og Giardia i Noreg. Drikkevannsforskning Kursdagene ved NTNU Gjerstad, K.O. (2004) Hygieniske barrierer og kritiske punkter i vannforsyningen: Hva har gått galt? NORVAR-rapport Gøytil, S. og Liane, S.F. (2004) Erfaringar med klorering og UV-stråling av drikkevatn NORVAR-rapport Hansen, A. og Stenström, T-A. (1998) Kartlaggning av Giardia og Cryptosporidium i svenska ytvattentakter. Report, Smittskyddsinstitutet och livsmedelsverket. ISBN Stockholm, Sweden. Havenstrøm, G., Bartnes, J., Hoff, E., Hem, L.J., Løken, T.A.(2003) Sårbarhet i vannforsyningen. Rapport nr /R1 Direktoratet for Samfunnssikkerhet og beredskap. Rapporten finnes som pdf fil på Hijnen, W.A.M., Van der Veer, A., Beerendonk, EF. And Medema, G.J. (2002) Increased resistance of environmental anaerobic spores to inactivation by UV. Poster resentation at IWA-AWWA Int. Symp. on Waterborne Pethogens, Cascais, Portugal, 2002 Hijnen, W.A.M. and Medema, G.J. (2005) Inactivation of viruses, bacteria, spores and protozoa in drinking water practice: A review. Proc. IWA Leading Edge Conference on Water and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005 Hirasaki, T., Yokogi, M., Kono, A., Yamamoto, N., Manabe, S. (2002) Removal and determination of dispersion state of bacteriophage φx174 in aqueous solution by Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

231 cuprammonium regenerated cellulose microporous hollow fiber membrane(bmm ), Journal of Membrane Science, 201, Hoff, J.C. (1986) Inactivation of microbial agents by chemical disinfectants. EPA /600/S2-86/067, Cincinnati, USA Hu, J.Y., Ong, S.L., Song, L.F., Feng, Y.Y., Liu, W.T., Tan, T.W., Lee, L.Y., Ng, W.J (2003) Removal of MS2 bacteriophage using membrane technologies, Water Sci. Technol. 47 (12) Huck, P. M., Anderson, W. B., Savage, E. A., von Borstel, R. C., Daignault, S. A., Rector, D. W., Irvine, G. A. and Williams, D. T. (1989) Pilot Scale Evaluation of Ozone and Other Drinking Water Disinfectants Using Mutagenicity Testing. Ozone Sci. Eng. 11, Huck, P.M.; Coffey, B.M.; Anderson, W.B.; Emelko, M.B.; Maurizio, D.D.; Slawson, R.M.; Douglas, I.P.; Jasim, S.Y.; O'Melia, C.R. (2002) Using turbidity and particle counts to monitor Cryptosporidium removals by filters. Water Science and Technology: Water Supply, 2, no 3, p Hörman, A., Rihmanen-Finne, R., Maunula, L., von Bonsdorff, C-H., Torvela, N., Heikinheimo, A. og Hänninen, L. (2004) Campylobacter spp., Giardia spp., Cryptosporidium spp., noroviruses, and indicator organisms in southwestern Finland, Appl. Environ. Microbiol IEE The Institution of Electrical Engineers, UK (2004). Quantified Risk Assessment Techniques - Part 1. Health and safety Briefing No 26a. Jacangelo, J.G. Adham, S.S. and Laine, J.M. (1995) Mechanism of Cryptosporidium, Giardia, and MS2 virus removal by MF and UF, Journal AWW 87, no 9, pp Jacangelo, J.G., Madec, A., Schwab, K.J., Huffman, D.E. and Mysore, C.S. (2005) Advances in the use of low-pressure, hollow fiber membranes for the disinfection of water. IWA Leading Edge Conference on Water and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005 Krogh, T. (2005) Personlig meddelelse Kärrman, E., Bergstedt, O., Westrell,T., Heinicke, G., Stenström, T-A., Hedberg, T. (2004). Systemanalys av dricksvattenförsörjning med avseende på mikrobiologiska barriärer och miljöpåverkan. VA-Forsk rapport Nr LeChevalier, M.W. et al (1996) Chlorin dioxide for control of Cryptosporidium and disinfection by-products. Proc. AWWA Water Technology Conf. Boston, Nov 1996 LeChevalier, M.W. and Au, K-K (2004) Water Treatment and pathogen control. Process efficiency in achieving safe drinking water. Published on behalf of WHO by IWA Publishibg, London Lee SH, Levy DA, Craun GF, Beach MJ, Calderon RL. (2002) Surveillance for waterbornedisease outbreaks - United States, MMWR Surveill. Summ Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

232 Liu, O.C. et al (1971) Relative reistance of twenty human enteric viruses to free chlorine. Virus and water Quality: Occurance and control. Conf. Proc, 13 th Water Quality Conference, University of Illinois, Urbana-Champaign Lund, V. og Ormerod, K.S. (2005) Inaktivering av sporeformende bakterier i drikkevann og implikasjoner for fremtidig desinfeksjonspraksis. VANN (2) Malley J.P. jr (2000) Ultraviolet disinfection. In : Control of microbes in drinking water. American Society of Civil Engineers Malley, J. P. jr (2000) Perspectie of UV and UV/H 2 O 2 for full scale applications in drinking water. Proc. PWN Seminar on UV/H 2 O 2 Treatment, , Andijk, The Netherlands Matsui, Y., Matsushita, T., Inoue, T., Yamamoto, M., Hayashi, Y., Yonekawa, H. and Tsutsumi, Y. (2003) Virus removal by ceramic membrane microfiltration with coagulation pretreatment, Water Sci. Technol.: Water Supply 3 (5-6) Melin, E. and Ødegaard H. (2000) The effect of biofilter loading rate on the removal of organic ozonation by-products. Water Res. 34 (18) Melin, E. and Ødegaard, H. (1999) Biofiltration of ozonated humic water in expanded clay aggregate filters. Wat. Sci. Tech. 40 (9) Melin, E., Fløgstad, H, Ødegaard, H og Eikebrokk, B. (2000) Dannelse av desinfeksjonsbidrodukter ved klorering og ozonering av humusvann. Kursdagene NTNU, 2000 Mi, B., Eaton, C.L, Kim, J-H., Colvin, C.K., Lozier, J.C., Marinas, B.J. (2004) Removal of biological and non-biological viral surrogates by spiral-wound reverse osmosis membrane elements with intact and compromised integrity, Water Res Miettinen IT, Zacheus O, von Bonsdorff CH, Vartiainen T. Waterborne epidemics in Finland in (2001) Water Sci Technol Najm, I., Rakness, K, Michael Hotaling, S., Rexing, D. (2004) A proposed C x T table for the synergistic inactivation of Cryptosporidium. J. AWWA 96 (6) Nieminski, E.C. and Ongerth, J.E. (1995) Removing Giardia and Crytosporidium by conventional treatment and direct filtration. J. AWWA Nygård, K., Gondrosen, G. og Lund, V. (2003) Sykdomsutbrudd forårsaket av drikkevann i Norge. Tidsskrift Norsk Lægeforening Nygård, K. (2005) Hvilke smittestoffer I drikkevann har den største helsemessige betydning under norske forhold? Den norske veterinærforenings vårkurs 2005, Trondheim. Obiri-Danso, K. og Jones, K. (1999) Distribution and seasonality of microbial indicators and thermophilic Campylobacters in two freshwater bathing sites on the River Lune in northwest England. J. Appl. Microbiol Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

233 OECD (2003) Assessing Microbial safety of Drinking water. Improving Approaches and Methods. OECD, WHO Ongerth, J.E. and Pecardo, J.P.(1995) Removing Cryptosporidium using multimedia filters. J. AWWA Ormerod, K og Lund, V. (2004) Vannbehandling som hygienisk barriere mot Cryptosporidium og Giardia og bakteriesporer. VANN (1) Oppenheimer, J.A., Aieta, E.M., Trussel, R.R., Jacangelo, J.G. and Najm, I. N (200) Evaluation of Cryptosporidium Inactivation in Natural Waters. American Water Works association Research Foundation ISBN X Owens J. H. et al (1994) pilot scale ozone inactivation of Cryptosporidium and Giardia. Proc. AWWA Water Quality Technology Conf. San Fransisco, Nov 1994 Regli, S., Rose, J.B., Haas, C.N. and Gerba, C. P. (1991) Modeling the risk from Giardia and viruses in drinking water. Journal of American Water Works Association. 89 (11) Rhodes, M.W. og Kator, H.I. (1991) Use of Salmonella typhimurium WG49 to enumerate male-spesific coliphages in an estuary and watershed subject to nonpoint pollution. Water Res Robertson, L. J. og Gjerde, B. (2001) Occurrence of Cryptosporidium oocysts and Giardia cysts in raw waters in Norway. Scand J Public Health Rosef, O., Rettedal, G. og Lågeide, L. (2001) Thermophilic campylobacters in surface water: a potential risk of campylobacteriosis. Int. J. Environmental Health Res Scottish Water (2003) The Cryptosporidium (Scottish water) Directions Trondheim kommune (2003) Vurdering av sikkerhet i vannforsyningen - valg av reservevannkilde. Statkraft Grøner Rapport Skaar, I. og Hageskal, G. (2005) Muggsopp i drikkevann. Drikkevannsforskning Kursdagene ved NTNU, Sobsey, M. (1988) Detection and chlorine disinfection of Hepatitis A in water. EPA CR , Epa Quaterly Report, December, 1988 Song, R., Donohoe, C., Minear, R., Westerhoff, P., Ozekin, K. and Amy G. (1996) Empirical Modeling of Bromate Formation during Ozonation of Bromide-Containing Waters. Water Res. 30 (5) Stenström, T.A., Boisen, F., Georgsson, F., Lathi, K., Lund, V., Andersson, Y. og Ormerod, K. (1994) Vattenburna infektioner i Norden. TemaNord 1994:585 Nordisk Ministerråd. Copenhagen. Timms, S., Slade, J., Ficker, C. And Clarke, B. (1998) Removal of Cryptosporidium by slow sand filtration. Poster presentation, 19th Biennial IAWQ conference, Vancouver, June, 1998 Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

234 Urase, T., Yamamoto, K.and Ohgaki, S. (1996) Effect of pore structure on membranes and module configuration on virus retention, J. Membrane Sci Urdahl, A. M., Cudjoe, K., Wahl, E., Heir, E. and Wasteson, Y. (2003) Isolation of Shiga toxin-producing Escherichia coli O103 from sheep using automated immunomagnetic separation (AIMS) and AIMS-ELISA: sheep as the source of a clinical O103 case? Letters in Appl. Microbiol USEPA (1989) National Primary Drinking Water regulations: filtration, disinfection, turbidity, Giardia lamblia, viruses, Legionella, and heterotrophic bacteria; Final Rule (40 CFR Parts 141 and 142) Federal Register 54 (124) USEPA (March 1991) Guidance Manual for Compliance with the Filtration and Disinfection Requirements for Public Water Systems using Surface Water Sources, contract No USEPA (April 1999a) Guidance Manual for Compliance with the Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule: Turbidity Provisions, EPA 815-R USEPA (April 1999b) Alternative Disinfectants and Oxidants Guidance M anual, EPA 815-R USEPA (August 1999a) Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual, EPA 815-R USEPA (August 1999b) Microbial and Disinfection Byproduct Rules Simultaneous Compliance Guidance Manual, EPA 815-R USEPA (February 2000) Regulatory Impact Analysis for the Proposed Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment and Filter Backwash Rule, EPA 815-R USEPA (April 2001) Low-Pressure Membrane Filtration for Pathogen Removal: Application, Implementation, and Regulatory Issues, EPA-815-C USEPA (October 2001) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule (Stage 2 DBPR), draft. USEPA (November 2001) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, preproposal draft. USEPA (December 2001) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule (FBRR), EPA 816-D USEPA (December 2002) Filter Backwash Recycling Rule Technical Guidance Manual, EPA 816-R USEPA (May 2003) LT1ESWTR Disinfection Profiling and Benchmarking Technical Guidance Manual, EPA 816-R Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/

235 USEPA (June 2003a) Ultraviolet Disinfection Guidance Manual, EPA-815-D USEPA (June 2003b) Membrane Filtration Guidance Manual, EPA-815-D USEPA (June 2003c) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule Toolbox Guidance Manual, EPA-815-D USEPA (July 2003a) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant Initial Distribution System Evaluation, draft. USEPA (July 2003b) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant Excursion Guidance Manual, EPA-815-D USEPA (November 2003) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule (Stage 2 DBPR) Implementation Guidance, EPA-816-D USEPA (June 2004) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule (FBRR), EPA 816-R USEPA (August 2004a) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule (LT1ESWTR) Implementation Guidance, EPA 816-R USEPA (August 2004b) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule Turbidity Provisions Technical Guidance Manual, EPA 816-R von Gunten, U., Bruchet, A. and Costentin, E. (1996) Bromate Formation in Advanced Oxidation Processes. J. AWWA. 88 (6) Wahl, E. (2002) Sammenheng mellom trykkløst vannledningsnett og rapportert sykdom hos berørte abonnenter. Rapport nr. TM 02/02 Næringsmiddelkontrollen, Trondheim Wahl, E. (2005) Kartlegging av mulig helserisiko for abonnenter berørt av trykkløs vannledning ved arbeid på ledningsnettet. NORVAR rapport nr. 143, 2005 Westrell, T. (2004) Microbial risk assessment and its implications for risk management in urban water systems. Ph.D. Thesis. Linköping University, Sweden. WHO (2004) Guidelines for Drinking-water quality, 3. utg. Volume 1. Recommendations WHO (2006) EHC Cryptosporidium. Draft 2. Østensvik, Ø. (2004) Opportunistiske patogene bakterier i drikkevannsledninger. Vann (4) Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/