Innholdsfortegnelse - Svenskt Vatten
Innholdsfortegnelse - Svenskt Vatten
Innholdsfortegnelse - Svenskt Vatten
Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
<strong>Innholdsfortegnelse</strong><br />
<strong>Innholdsfortegnelse</strong> .................................................................................................................... 1<br />
Sammendrag............................................................................................................................... 8<br />
1 Introduksjon...................................................................................................................... 15<br />
1.1 Om bakgrunnen for rapporten.................................................................................. 15<br />
1.2 Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir ............................... 17<br />
1.2.1 Hva er en hygienisk barriere?........................................................................... 17<br />
1.2.2 Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere ...................................... 18<br />
1.2.3 Vannbehandling som hygienisk barriere .......................................................... 18<br />
1.2.4 Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved<br />
desinfeksjon? .................................................................................................... 19<br />
1.3 Innholdet i denne rapporten...................................................................................... 20<br />
2 Patogener som man skal ha barrierer mot ........................................................................ 21<br />
2.1 Typer av patogener................................................................................................... 21<br />
2.1.1 Protozoer .......................................................................................................... 21<br />
2.1.1.1 Cryptosporidium........................................................................................... 21<br />
2.1.1.2 Giardia ......................................................................................................... 22<br />
2.1.2 Bakterier ........................................................................................................... 22<br />
2.1.2.1 Campylobacter.............................................................................................. 22<br />
2.1.2.2 Salmonella .................................................................................................... 23<br />
2.1.3 Virus ................................................................................................................. 23<br />
2.1.3.1 Adenovirus ................................................................................................... 23<br />
2.1.3.2 Norovirus...................................................................................................... 24<br />
2.1.4 Sopp.................................................................................................................. 24<br />
2.2 Smitteveier................................................................................................................ 24<br />
2.3 Indikator mikroorganismer....................................................................................... 25<br />
2.3.1 Bakgrunn .......................................................................................................... 25<br />
2.3.2 ”Nye” begrep: Indeks og indikator mikroorganismer ...................................... 26<br />
2.3.3 Typer av indikatorer som benyttes................................................................... 27<br />
2.3.3.1 Koliforme bakterier (KB)............................................................................. 27<br />
2.3.3.2 Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli....................... 27<br />
2.3.3.3 Enterokokker/ fekale streptokokker............................................................. 28<br />
2.3.3.4 Heterotrofe bakterier (kimtall). .................................................................... 28<br />
2.3.3.5 Clostridium perfringens ............................................................................... 29<br />
2.3.3.6 Kolifager....................................................................................................... 30<br />
2.3.4 Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse................... 30<br />
2.4 Forekomst av patogener i norsk drikkevann ............................................................ 32<br />
2.4.1 Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd................................ 32<br />
2.4.2 Innhold av ulike patogene i vann ..................................................................... 33<br />
2.4.2.1 Protozoer. ..................................................................................................... 33<br />
2.4.2.2 Patogene bakterier ........................................................................................ 34<br />
2.4.2.3 Opportunistisk patogene bakterier................................................................ 35<br />
2.4.2.4 Virus ............................................................................................................. 36<br />
2.4.2.5 Sopp.............................................................................................................. 36<br />
2.5 Eksempler fra utlandske vannforekomster............................................................... 37<br />
2.6 Behovet for beredskap mot patogene mikroorganismer i norsk drikkevann............ 38<br />
3 Oversikt over desinfeksjonsmetoder ................................................................................ 40<br />
3.1 Generelt om desinfeksjon ......................................................................................... 40<br />
3.1.1 Desinfeksjonsmekanismer................................................................................ 40<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 1
3.1.2 Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten .......................................... 41<br />
3.1.2.1 Kontakttid..................................................................................................... 41<br />
3.1.2.2 Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet ......................................................... 42<br />
3.1.2.3 Ct-verdien..................................................................................................... 42<br />
3.1.2.4 Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren .................................................. 44<br />
3.1.2.5 Temperatur................................................................................................... 46<br />
3.1.2.6 Vannets sammensetning............................................................................... 46<br />
3.1.3 Noen desinfeksjonsbegreper............................................................................. 47<br />
3.2 Desinfeksjon med klorforbindelser .......................................................................... 47<br />
3.2.1 Desinfeksjon med klor...................................................................................... 47<br />
3.2.1.1 Klor reaksjoner med vann ............................................................................ 48<br />
3.2.1.2 Fritt tilgjengelig klor .................................................................................... 48<br />
3.2.1.3 Bundet tilgjengelig klor................................................................................ 50<br />
3.2.2 Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon.................................................... 51<br />
3.2.2.1 Generering.................................................................................................... 51<br />
3.2.2.2 Doseringspunkt............................................................................................. 51<br />
3.2.3 Bruk av klordioksid .......................................................................................... 52<br />
3.2.4 Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon ........................................... 53<br />
3.2.4.1 Bakterier ....................................................................................................... 53<br />
3.2.4.2 Virus ............................................................................................................. 53<br />
3.2.4.3 Parasitter....................................................................................................... 54<br />
3.2.5 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter............................................................. 55<br />
3.2.5.1 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering .................................. 55<br />
3.2.5.2 Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering .............................................. 58<br />
3.2.5.3 Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid................................................... 58<br />
3.3 Desinfeksjon med ozon ............................................................................................ 58<br />
3.3.1 Generelt om ozon ............................................................................................. 58<br />
3.3.2 Elementene i et ozonanlegg.............................................................................. 59<br />
3.3.2.1 Fødegassen ................................................................................................... 59<br />
3.3.2.2 Ozongeneratoren .......................................................................................... 60<br />
3.3.3 Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker ..................................................... 60<br />
3.3.3.1 Diffusorsystemer .......................................................................................... 61<br />
3.3.3.2 Injektorsystemer........................................................................................... 62<br />
3.3.3.3 Turbininnblandere ........................................................................................ 63<br />
3.3.3.4 Pakkede kolonner ......................................................................................... 64<br />
3.3.3.5 ”Spay”kammere............................................................................................ 65<br />
3.3.3.6 U-rør............................................................................................................. 65<br />
3.3.3.7 Ozon-destruksjon.......................................................................................... 66<br />
3.3.4 Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering.......................................................... 66<br />
3.3.4.1 Bakterier ....................................................................................................... 66<br />
3.3.4.2 Virus ............................................................................................................. 66<br />
3.3.4.3 Parasitter....................................................................................................... 67<br />
3.3.4.4 Faktorer som innvirker på effektiviteten...................................................... 68<br />
3.3.5 Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering......................................................... 68<br />
3.3.5.1 Bromat .......................................................................................................... 69<br />
3.4 Desinfeksjon med UV bestråling ............................................................................. 69<br />
3.4.1 Generelt om UV-desinfeksjon.......................................................................... 70<br />
3.4.2 UV-dose og dosefordeling................................................................................ 72<br />
3.4.2.1 UV-dose........................................................................................................ 72<br />
3.4.2.2 UV-dose responsbestemmelse...................................................................... 73<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 2
3.4.2.3 UV-transmisjon ............................................................................................ 74<br />
3.4.3 UV-anlegg ........................................................................................................ 74<br />
3.4.3.1 UV-reaktoren................................................................................................ 75<br />
3.4.3.2 UV- lamper................................................................................................... 76<br />
3.4.3.3 Kvartsrørene................................................................................................. 77<br />
3.4.3.4 Sensorer og måleutstyr................................................................................. 78<br />
3.4.3.5 Temperaturmålere ........................................................................................ 78<br />
3.4.4 Måling av desinfeksjonseffektivitet ................................................................. 78<br />
3.4.5 Vannkvalitetens innflytelse.............................................................................. 79<br />
3.4.6 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter............................................................. 79<br />
3.4.7 Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon ................................................ 80<br />
3.4.7.1 Bakterier ....................................................................................................... 81<br />
3.4.7.2 Virus ............................................................................................................. 82<br />
3.4.7.3 Parasitter....................................................................................................... 82<br />
3.4.7.4 Indikatorer og modellorganismer ................................................................. 83<br />
3.4.7.5 Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV....................... 84<br />
3.4.8 Godkjenning av UV-aggregater ....................................................................... 85<br />
3.5 Avanserte oksidasjonsmetoder................................................................................. 86<br />
3.5.1 Ozon baserte prosesser..................................................................................... 87<br />
3.5.2 Hydrogen peroksid baserte løsninger ............................................................... 87<br />
3.5.3 Katalysatorbaserte metoder.............................................................................. 87<br />
3.5.4 Potensialet for AOP i Norge............................................................................. 87<br />
3.6 Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon)...................... 88<br />
3.6.1 Klor/kloramin ................................................................................................... 88<br />
3.6.2 Klordioksid/kloramin ....................................................................................... 88<br />
3.6.3 Ozon/klor eller ozon/kloramin ......................................................................... 89<br />
3.6.4 Ozon/UV.......................................................................................................... 89<br />
3.6.5 UV/Klor eventuellt UV/Kloramin.................................................................... 90<br />
3.7 Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder.......................................... 90<br />
3.7.1 Hurtigfiltrering uten koagulering ..................................................................... 91<br />
3.7.2 Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon .................................................... 91<br />
3.7.3 Koagulering/filtrering....................................................................................... 91<br />
3.7.4 Membranfiltrering ............................................................................................ 94<br />
3.7.4.1 Karakterisering av membraner ..................................................................... 94<br />
3.7.4.2 Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling ..................... 95<br />
3.7.4.3 Membrananleggets integritet ........................................................................ 96<br />
3.7.4.4 Barriereeffekten i membrananlegg............................................................... 98<br />
3.7.5 Ozonering/biofiltrering..................................................................................... 98<br />
3.7.6 Oppsummering – Barriereeffekt av parasitter ved separering.......................... 98<br />
4 Risiko og sårbarhet ......................................................................................................... 100<br />
4.1 Hva er problemet .................................................................................................... 100<br />
4.2 Definisjoner ............................................................................................................ 101<br />
4.2.1 Risikofaktor.................................................................................................... 101<br />
4.2.2 Risiko.............................................................................................................. 101<br />
4.2.3 Risikovurdering.............................................................................................. 101<br />
4.2.4 Risikohåndtering ............................................................................................ 101<br />
4.2.5 Risiko-kommunikasjon .................................................................................. 102<br />
4.3 Helsebaserte mål for vannforsyningen ................................................................... 102<br />
4.4 Identifikasjon av uønskede hendelser..................................................................... 103<br />
4.4.1 Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser ... 103<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 3
4.4.1.1 Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme<br />
hvordan feil kan skje og effekten av feil .................................................... 103<br />
4.4.1.2 Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA)............................................................. 103<br />
4.4.1.3 Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA)..................................................... 104<br />
4.5 Bestemmelse av risiko............................................................................................ 104<br />
4.5.1 Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier 104<br />
4.5.2 Bestemmelse av risiko for infeksjon .............................................................. 106<br />
4.5.2.1 Epidemiologiske undersøkelser.................................................................. 106<br />
4.5.2.2 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)........................................... 106<br />
4.6 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)....................................................... 106<br />
4.6.1 Gjennomføring av QMRA.............................................................................. 106<br />
4.6.2 Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning..................................... 108<br />
4.6.3 Andre eksempler på bruk av QMRA.............................................................. 109<br />
4.7 Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) – et redskap for å styre<br />
risiko og vannkvalitet ............................................................................................. 110<br />
4.7.1 Styringstiltak .................................................................................................. 111<br />
4.7.2 Styringspunkt (Critical control points CCP).................................................. 111<br />
4.7.3 Understøttende program ................................................................................. 112<br />
4.7.4 Eksempler på gjennomføring av HACCP ...................................................... 112<br />
4.7.4.1 Eksempler fra Danmark.............................................................................. 112<br />
4.7.4.2 Eksempler fra Sveits................................................................................... 113<br />
4.7.5 Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk ............................. 114<br />
4.7.5.1 Vannkilden ................................................................................................. 114<br />
4.7.5.2 Klorering .................................................................................................... 115<br />
4.7.5.3 Ozonering................................................................................................... 115<br />
4.7.5.4 UV-anlegg .................................................................................................. 115<br />
4.7.5.5 Membranfiltrering ...................................................................................... 115<br />
4.7.5.6 Ledningsnett ............................................................................................... 116<br />
4.8 Water Safety Plan................................................................................................... 116<br />
4.8.1 Oppbyggingen av en WSP ............................................................................. 117<br />
4.9 Dagens praksis mhp risikohåndtering .................................................................... 118<br />
4.9.1 Norge .............................................................................................................. 118<br />
4.9.1.1 Eksempel på risiko analyse: Trondheim .................................................... 119<br />
4.9.2 Europa ............................................................................................................ 119<br />
4.9.2.1 EU regelverk............................................................................................... 119<br />
4.9.2.2 Storbritannia. Cryptosporidium regelverk.................................................. 120<br />
4.9.2.3 Andre europeiske land................................................................................ 121<br />
4.9.3 HACCP og norske vannverk .......................................................................... 121<br />
5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag................................................................................... 122<br />
5.1 Desinfeksjon ved norske vannverk......................................................................... 122<br />
5.1.1 Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann............................... 124<br />
5.1.2 Svikt i hygieniske barrierer ............................................................................ 124<br />
5.1.3 Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg............................................ 125<br />
5.2 Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis............................................. 125<br />
5.2.1 Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere........................................... 126<br />
5.2.2 Vannbehandling som hygienisk barriere ........................................................ 126<br />
6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge ............................... 128<br />
6.1 Opplegget for spørreundersøkelsen........................................................................ 128<br />
6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis.......................................................................... 129<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 4
6.2.1 Sammenligning av norsk desinfeksjonspraksis generelt med den i andre land<br />
130<br />
6.3 Om lover, forskrifter og standarder ........................................................................ 131<br />
6.3.1 Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre<br />
land ................................................................................................................. 133<br />
6.4 Om indikatororganismer og patogener................................................................... 134<br />
6.4.1 Sammenligning vedrørende bruk av indikatororganismer samt frykt for<br />
sykdomsfremkallende mikroorganismer i Norge og i andre land. ................. 135<br />
6.5 Om bruk av desinfeksjonsmetoder ......................................................................... 136<br />
6.5.1 Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike<br />
desinfeksjonsmetoder ..................................................................................... 138<br />
6.6 Om tilsettingspunkt og doseringsmengde .............................................................. 138<br />
6.6.1 Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og<br />
doseringsmengde ............................................................................................ 141<br />
6.6.1.1 Tilsettingspunkt.......................................................................................... 141<br />
6.6.1.2 Doseringsmengder...................................................................................... 141<br />
6.6.1.3 Kontakttid................................................................................................... 142<br />
6.7 Om desinfeksjonsrest ............................................................................................. 142<br />
6.7.1 Sammenligning av praksis i Norge og andre land mht desinfeksjonsrest ...... 143<br />
6.8 Om dimensjoneringskriterier.................................................................................. 144<br />
6.8.1 Sammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier ................................... 145<br />
6.9 Generelle kommentarer .......................................................................................... 145<br />
7 Amerikanske regler for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg...................... 147<br />
7.1 Grunnlagsdokumenter ............................................................................................ 147<br />
7.2 Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg................................................................. 147<br />
7.2.1 Bestemmelse av kontakttiden, T .................................................................... 147<br />
7.2.1.1 Tracer studier.............................................................................................. 148<br />
7.2.1.2 Baffling factor ............................................................................................ 150<br />
7.3 Andre behandlingsprosesser................................................................................... 151<br />
7.4 Klorering ................................................................................................................ 154<br />
7.5 Ozonering............................................................................................................... 157<br />
7.5.1 Inaktivering av Giardia og virus .................................................................... 157<br />
7.5.1.1 Bestemmelse av C ...................................................................................... 158<br />
7.5.1.2 Inaktivering etter T 10 metoden ................................................................... 159<br />
7.5.1.3 Inaktivering etter CSTR-metoden .............................................................. 160<br />
7.5.1.4 Inaktivering etter SFA-metoden................................................................. 161<br />
7.5.2 Inaktivering av Cryptosporidium ................................................................... 161<br />
7.5.2.1 Inaktivering etter T 10 metoden ................................................................... 163<br />
7.5.2.2 Inaktivering etter CSTR-metoden .............................................................. 164<br />
7.5.2.3 Inaktivering etter Extended CSTR-metoden .............................................. 164<br />
7.5.2.4 Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto........................... 168<br />
7.6 UV-anlegg .............................................................................................................. 169<br />
7.6.1 Generelt .......................................................................................................... 169<br />
7.6.2 Biodosimeter test............................................................................................ 169<br />
7.6.3 Krav til UV-dose ............................................................................................ 171<br />
7.6.4 Enkelte driftsaspekt........................................................................................ 172<br />
8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis................... 174<br />
8.1 Oppbygning av en prosedyre.................................................................................. 174<br />
8.1.1 ”Risikosituasjonen” ........................................................................................ 174<br />
8.1.2 Sårbarhetssituasjonen..................................................................................... 174<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 5
8.1.3 Vannkvalitetssituasjonen................................................................................ 176<br />
8.1.4 Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak........................... 177<br />
8.2 Bestemmelse av kvalitetsnivå ................................................................................ 177<br />
8.3 Bestemmelse av barrierehøyde............................................................................... 179<br />
8.4 Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde ................................................... 180<br />
8.5 Log-kreditt for vannbehandling.............................................................................. 182<br />
8.6 Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen........................... 183<br />
9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon..................................... 185<br />
9.1 Dimensjoneringsgrunnlag ...................................................................................... 185<br />
9.1.1 Dimensjonerende vannmengde ...................................................................... 185<br />
9.1.2 Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres .............. 186<br />
9.1.3 Dimensjonerende temperatur ......................................................................... 186<br />
9.2 Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose ............................ 186<br />
9.3 Klorering ................................................................................................................ 187<br />
9.3.1 Prosessforløpet ............................................................................................... 187<br />
9.3.2 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen............................................................. 188<br />
9.3.3 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen ........................................................... 189<br />
9.3.4 Nødvendig klordose ....................................................................................... 190<br />
9.3.5 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor.................................................. 191<br />
9.3.5.1 Dokumentasjon i driftssituasjon................................................................. 191<br />
9.3.5.2 Dimensjonering .......................................................................................... 192<br />
9.3.5.3 Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter..................................... 193<br />
9.4 Ozonering............................................................................................................... 194<br />
9.4.1 Prosessforløpet ............................................................................................... 194<br />
9.4.2 Reaktortyper................................................................................................... 197<br />
9.4.3 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen............................................................. 197<br />
9.4.4 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen ........................................................... 198<br />
9.4.4.1 Definisjon av parametere............................................................................ 198<br />
9.4.4.2 C eff i kontakttanken..................................................................................... 199<br />
9.4.4.3 C eff i reaksjonstanken ................................................................................. 199<br />
9.4.5 Nødvendig ozondose ...................................................................................... 201<br />
9.4.6 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon................................................. 202<br />
9.4.6.1 Dokumentasjon i driftssituasjonen............................................................. 202<br />
9.4.6.2 Dimensjoneringssituasjon .......................................................................... 204<br />
9.4.6.3 Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter.................................... 205<br />
9.5 UV-bestråling......................................................................................................... 206<br />
9.5.1 Dimensjonering og drift av UV-anlegg.......................................................... 207<br />
9.6 Dimensjonerende Ct-verdier .................................................................................. 210<br />
10 Oppsummering og anbefalinger ................................................................................. 212<br />
10.1 Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis ................................................... 212<br />
10.2 Patogene mikroorganismer og indikatororganismer .............................................. 212<br />
10.2.1 Bakterier ......................................................................................................... 212<br />
10.2.2 Virus ............................................................................................................... 212<br />
10.2.3 Protozoer ........................................................................................................ 213<br />
10.2.4 Sopp................................................................................................................ 213<br />
10.2.5 Forekomst av patogener i norsk drikkevann .................................................. 213<br />
10.2.6 Utviklingen i Norge........................................................................................ 214<br />
10.3 Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener ..................................... 214<br />
10.3.1 Desinfeksjonseffektivitet................................................................................ 214<br />
10.3.2 Desinfeksjonsmetoder .................................................................................... 215<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 6
10.3.3 Desinfeksjonsmetodenes effektivitet.............................................................. 215<br />
10.3.4 Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning .................................... 216<br />
10.4 Risiko og sårbarhet ................................................................................................. 216<br />
10.4.1 Helsebaserte mål for vannforsyningen ........................................................... 217<br />
10.4.2 QMRA............................................................................................................ 217<br />
10.4.3 HACCP........................................................................................................... 217<br />
10.4.4 WSP................................................................................................................ 218<br />
10.5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag........................................................................... 218<br />
10.6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge ....................... 218<br />
10.6.1 Lover og regler vedrørende desinfeksjon ....................................................... 219<br />
10.6.2 Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen............................................... 219<br />
10.6.3 Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel .......................................................... 219<br />
10.6.4 Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler............................................................ 220<br />
10.6.5 Desinfeksjonsrest............................................................................................ 220<br />
10.6.6 Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere..................... 220<br />
10.7 Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med ut gangspunkt i amerikanske<br />
regelverk ................................................................................................................. 221<br />
10.8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis........... 222<br />
10.8.1 Oppbygning av prosedyren ............................................................................ 222<br />
10.8.2 Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre – behovet for videre<br />
utredninger ...................................................................................................... 223<br />
10.9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon............................. 224<br />
10.10 Anbefalinger ....................................................................................................... 225<br />
10.10.1 Anbefalinger mht planleggingsprosedyre .................................................. 226<br />
10.10.2 Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon....................................... 226<br />
10.10.3 Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg ................................... 227<br />
10.10.4 Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer .................. 227<br />
10.10.5 Anbefalinger mht risiko og sårbarhet ......................................................... 228<br />
Referanser............................................................................................................................... 229<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 7
Sammendrag<br />
Den er et betydelig kunnskapsbehov vedrørende desinfeksjon her i landet. Det prosjektet som<br />
NORVAR har igangsatt og som denne rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å<br />
sammenstille kunnskap på feltet med tanke på å øke kompetansen om desinfeksjon i<br />
drikkevannsbransjen. I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en<br />
oversikt over desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne norsk praksis. Denne<br />
informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med<br />
desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne<br />
grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av<br />
intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften.<br />
Det er laget to rapporter i prosjektet: 1) selve hovedrapporten og 2) en tilleggsrapport som er<br />
mer omfattende enn hovedrapporten spesielt mht innhold av teknisk karaktér.<br />
De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man<br />
har hatt i Norge de siste ti-år er:<br />
• Implementeringen av Drikkevannsforskriften (01.01.2002) og spesielt kravet her om<br />
”to hygieniske barrierer”<br />
• Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det<br />
forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter)<br />
Patogene mikroorganismer og indikatororganismer<br />
Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man henvist til å<br />
benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier.<br />
I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken<br />
til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistent overfor desinfeksjon og E. coli<br />
anses derfor for å være en god indikator nærvær av bakterier etter desinfeksjon.<br />
Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av vann både i<br />
Norge og i mange andre land. Fordi norovirus generelt har noe høyere motstand mot<br />
desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig indikator mht nærvær av norovirus etter<br />
desinfeksjon. Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann.<br />
Dette viruset kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot<br />
desinfeksjon, i særdeleshet mot UV-bestråling.<br />
Cryptosporidium er en parasitt som omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har<br />
forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Oocystene er svært motstandsdyktige overfor<br />
klorering, mindre overfor ozon og er lite motstandsdyktige overfor UV. I de siste 20 år er det<br />
rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i Vest-Europa. Giardia<br />
cystene er mer resistente enn fekale bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistente som<br />
Cryptosporidium. Parasittene er lite resistente overfor UV bestråling. Generelt vil E. coli<br />
derfor ikke være en pålitelig indikator for nærvær av parasitter i drikkevann etter<br />
desinfeksjon.<br />
På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av Clostridium perfringens<br />
benyttet som indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 8
Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og<br />
infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike<br />
desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering,<br />
membranfiltrereing).<br />
Forekomst av patogener i norsk drikkevann<br />
Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av<br />
perioden 1988-2002 ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge.<br />
Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var<br />
ukjent for 46 % av utbruddene. Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i<br />
Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i 2004. Basert på den<br />
informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag over mulig<br />
konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske vannforekomster<br />
(overflatevann).<br />
Patogene virus: Norovirus: 0-2000 per L<br />
Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 mL<br />
Patogene protozoer: Giardia:<br />
0-4 per 10 L<br />
Cryptosporidium: 0-4 per 10 L<br />
Utviklingen i Norge<br />
Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til<br />
grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i<br />
vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan være grunn til å stille<br />
spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av vannkvalitet i<br />
henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av barrierevirkning<br />
ved desinfeksjon.<br />
Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en<br />
patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de<br />
patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor<br />
klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Dersom vi skal legge disse to<br />
mikroorganismene til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til utøvelsen av kravet til<br />
to hygieniske barrierer, vil det kreve en betydelig omlegging av norsk desinfeksjonspraksis.<br />
Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener<br />
De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Disse<br />
metodene, samt andre metoder som i større grad er i bruk i andre land, bl.a. ozonering, er<br />
grundig diskutert i rapporten.<br />
De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike<br />
mikroorganismer. Det er en direkte sammenheng mellom inaktiverings-effektivitet og Ctverdi.<br />
Ct verdien blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg<br />
fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved en bestemt<br />
konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid (t) mellom den aktuelle<br />
mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 9
Desinfeksjonsmetoder<br />
Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3<br />
vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som<br />
desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes:<br />
• Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff<br />
• Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter<br />
UV-bestråling øker sterkt i omfang først og fremst for å ”demme opp” for parasitter. Det er<br />
imidlertid en viss usikkerhet knyttet til bruk av UV pga den lave effektiviteten overfor visse<br />
typer av virus (Adenovirus).<br />
Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for<br />
ozonering/-biofiltrering. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi<br />
en høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer. Kloramin er lite brukt i<br />
Norge og klordioksid brukes ikke i hele tatt.<br />
Desinfeksjonsmetodenes effektivitet<br />
I rapporten har man gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert:<br />
Klor-forbindelser<br />
• Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier<br />
ligger vanligvis under 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C.<br />
• Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier<br />
for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg . min/l for<br />
Poliovirus for 4 log inaktivering).<br />
• Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for<br />
inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk<br />
uinteressant.<br />
• Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd<br />
er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv<br />
overfor parasitter.<br />
Ozon<br />
• Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg . min/l for 3 log inaktivering ved<br />
1 o C).<br />
• Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved<br />
1 o C).<br />
• Ozon er effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg . min/l for 2 log inaktivering ved 1 o C),<br />
men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering ved<br />
1 o C).<br />
UV-bestråling<br />
• UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering<br />
ved 1 o C).<br />
• UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering<br />
ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent<br />
overfor UV (> 150 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C).<br />
• UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mJ/cm 2 for 2 log inaktivering<br />
ved 1 o C).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 10
Risiko og sårbarhet<br />
Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved<br />
vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner<br />
på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen<br />
terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for<br />
bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen. Utviklingen går<br />
nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er<br />
grunnlaget for denne sikringen (WHO 2004).<br />
For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive<br />
desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ<br />
mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt<br />
lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i<br />
vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. En Hazard<br />
Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre og<br />
kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske<br />
kontroll-punkt (CCP). I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA.<br />
Norsk desinfeksjonspraksis i dag<br />
På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere<br />
som følger:<br />
• Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i<br />
det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt<br />
er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > 1.000 pe)<br />
ikke har noen form for desinfeksjon.<br />
• Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere<br />
UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11<br />
UV anlegg > 10.000 pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV.<br />
• Det er få ozonanlegg (4 registrerte) – alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor<br />
ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne<br />
farge).<br />
• Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere<br />
anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn<br />
anlegg som kombinerer en form for hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en<br />
desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon).<br />
• Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har<br />
noe eget desinfeksjonssteg.<br />
• Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet<br />
om null E.coli.<br />
• Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om<br />
beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske.<br />
• Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer<br />
et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk.<br />
• Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som<br />
faktisk doseres av klor eller av UV-stråling.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 11
Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge<br />
Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med<br />
den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra<br />
andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal<br />
utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende<br />
spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. Fra denne kan det pekes på<br />
følgende forhold:<br />
Lover og regler vedrørende desinfeksjon<br />
Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av<br />
de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de<br />
10 siste år.<br />
Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen<br />
Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. Enkelte<br />
land (Nederland, Tyskland, Sveits) går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av klor). I<br />
disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så omfattende<br />
forbehandling at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort. Det er ingen tvil om at det er en<br />
sterk ”trend” i retning av å redusere bruken av klor som desinfeksjonsmiddel i mange land.<br />
Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler<br />
I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av avanserte kjemiske<br />
oksidasjonsprosesser (AOP) for å redusere innholdet av organiske mikroforurensninger<br />
(pesticider, farmakologiske restprodukter, hormonhermere etc). Disse kraftige<br />
oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan representere et viktig<br />
element i oppbygningen av tilstrekkelige hygienisk barrierer i et anlegg uten å være<br />
sluttdesinfeksjon.<br />
Desinfeksjonsrest<br />
I enkelte land (for eksempel UK) er det en klar oppfatning i vannbransjen at vann skal leveres<br />
med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning av<br />
distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener at<br />
vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er<br />
nødvendig.<br />
Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere<br />
På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier:<br />
1. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne<br />
(dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om<br />
fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles.<br />
2. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor<br />
hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med<br />
stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere.<br />
Vi støtter den strategi som innebærer krav til dimensjonering og drift (som benyttes i USA og<br />
Canada) og vil anbefale at det her i landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som<br />
kan regnes for å være tilstrekkelig hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende<br />
prinsipp hva angår dimensjonering og drift.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 12
Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i amerikanske<br />
regelverk<br />
Det er gjort en gjennomgang av de amerikanske reglene som er basert på Ct-prinsippet, og på<br />
et ”multiple barrier” konsept. Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for<br />
kompliserte til å være direkte anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke<br />
elementer ved reglene kan være aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt<br />
utgangspunkt i de amerikanske reglene men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger.<br />
Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis<br />
Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som<br />
vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. Prosedyren tar utgangspunkt i:<br />
• vannverkets størrelse<br />
• type av vannkilde<br />
• hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden<br />
• hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til<br />
Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt),<br />
der benyttes tre nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10.000 pe og > 10.000 pe ettersom dette ville fange<br />
godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. Videre har vi skilt mellom tre typer av<br />
vannkilder; grunnvann, overflatevann fra innsjøer og overflatevann fra elver og bekker.<br />
Prosedyren leder fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i<br />
sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære<br />
desinfeksjonsanlegget i vannverket.<br />
Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og<br />
kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og C.<br />
perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C. perfringens sporer og<br />
parasitter (Cryptosporidium og Giardia). Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig<br />
barrierehøyde som oppgis som et visst antall log-reduksjoner som må oppnås i vannverket<br />
totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis det kreditt (log-kreditt) for tiltak i<br />
nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt<br />
kan beregne den log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må sikre.<br />
Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen<br />
gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV).<br />
Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon<br />
Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å<br />
verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den<br />
log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget er:<br />
• Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte<br />
oksidasjonsmidler<br />
• Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 13
Vi har i denne rapporten lansert forslag til gjennomføring av disse metodene, men det vil være<br />
behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer, som kan utarbeides i en evt videreføring.<br />
Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV<br />
som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av<br />
doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer<br />
tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på<br />
eksisterende anlegg.<br />
Anbefalinger<br />
Vi mener at Norge ville være tjent med å i større grad ta i bruk prosedyrer og metoder som<br />
gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god desinfeksjonspraksis. Derfor anbefaler vi<br />
et opplegg basert på tre pilarer:<br />
1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad<br />
for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for<br />
2. En ”verktøykasse” som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er<br />
nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle<br />
de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til<br />
3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte<br />
desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende.<br />
Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg, som i<br />
hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger og justeringer.<br />
Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over sammenlignes med<br />
nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle betingelsene.<br />
For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte<br />
biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mWs/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene<br />
bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering<br />
av virus.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 14
1 Introduksjon<br />
1.1 Om bakgrunnen for rapporten<br />
Desinfeksjon av drikkevann har vært og er fortsatt et av de viktigste forebyggende helsetiltak<br />
for å hindre sykdomsutbrudd og dødsfall i befolkningen. Desinfeksjon har derfor vært én av<br />
bærebjelkene i det å sikre befolkningen et hygienisk betryggende drikkevann.<br />
Klorering av drikkevann har historisk sett vært den viktigste desinfeksjonsmetoden både i<br />
Norge og i andre land. Allerede på 70-tallet ble det imidlertid her i landet igangsatt<br />
desinfeksjonsanlegg basert på UV-bestråling og antallet UV-anlegg har øket sterkt de senere<br />
år.<br />
Som det vil fremkomme av denne rapporten er det i dag 312 vannverk som bruker klorering<br />
alene. I tillegg er det 204 vannverk som har både klorering og UV. Det er imidlertid hele 528<br />
vannverk som bruker UV alene, slik at det altså totalt er 732 UV-anlegg og 516<br />
kloreringsanlegg i landet (Vannverksregisteret, 2005-data). Regnet i antall personer som<br />
mottar vann, er likevel klorering fortsatt dominerende metode, ettersom UV-anlegg i stor grad<br />
har blitt installert ved små og mellomstore vannverk. Også dette er imidlertid i ferd med å<br />
forandre seg ettersom UV-anlegg nå blir installert ved store vannverk i Oslo og Bergen. I<br />
motsetning til i mange andre land, er ozonering lite brukt her i landet, men også interessen for<br />
ozon er økende, spesielt som en kombinert metode for humusfjerning og desinfeksjon i anlegg<br />
basert på ozonering/biofiltering.<br />
Det er særlig to årsaker til denne endring i desinfeksjonspraksis, dvs en reduksjon i bruk av<br />
klor til fordel og UV og ozon:<br />
1. Kunnskapen om at klor danner helseskadelige klororganiske forbindelser når det<br />
reagerer med naturlig organisk materiale (NOM eller humus) i vann<br />
2. Kunnskapen om at enkelte patogene mikroorganismer (særlig parasittiske protozoer)<br />
er meget resistente overfor klor<br />
Den norske kloreringspraksis har gjennom årene vært preget av lave doser. Dette har medført<br />
at dannelsen av klororganiske stoffer ikke har blitt ansett å være et stort problem. Tiltakene<br />
rettet mot fjerning av humus (NOM) har derfor mer vært begrunnet i fjerning av farge enn<br />
mot kontroll med dannelsen av klororganiske forbindelser. Man kan imidlertid stille<br />
spørsmålstegn ved effektiviteten av kloreringen mange steder nettopp på grunn av de lave<br />
dosene som er benyttet, ettersom klorbehovet til oksidasjon av humusstoffer kan ha vært så<br />
høyt at restklorkonsentrasjonen kan ha blitt for lav til å gi sikker hygienisk barriere.<br />
Norsk desinfeksjonspraksis har primært vært rettet mot inaktivering av patogene bakterier og<br />
virus. Det har imidlertid ikke vært praksis i den ordinære overvåkingen å spesifikt analysere<br />
mht virus. Man har benyttet indikatorer for effektivitet av desinfeksjonen som man har trodd<br />
også vil dekke den potensielle smitte som virus i drikkevann vil kunne representere.<br />
I de senere år har man både i utlandet og i Norge blitt oppmerksom på at epidemier kan<br />
skyldes forekomst av klorresistente patogene, hovedsakelig parasittiske protozoer (for<br />
eksempel Cryptosporidium og Giardia). Dette har allerede vært kjent i minst 20 år, men har<br />
ikke vært gjenstand for særlig oppmerksomhet i Norge før man for få år siden fikk konstatert<br />
at oocyster og cyster av disse parasittene forekommer i om lag 1/3 av norske<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 15
drikkevannskilder. Giardia-epidemien i Bergen høsten 2005 viste at også her i landet vil vi<br />
kunne få epidemier dersom de hygieniske barrierene ikke er tilstrekkelige.<br />
UV-bestråling ble ikke tatt i bruk i Norge primært for å demme opp for de problemene som<br />
klorering representerer, men mer som en hensiktsmessig og enkel desinfeksjonsmetode for<br />
små vannverk. UV-bestråling fører imidlertid ikke til dannelse av biprodukter i særlig grad og<br />
metoden har vist seg å være effektiv overfor protozoene. Dette har, sammen med det generelle<br />
ønsket om å redusere bruken av klor, bidratt til en dreining av desinfeksjonspraksis bort fra<br />
klor og i retning av UV-bestråling. Internasjonale undersøkelser har imidlertid vist at UVbestråling<br />
ikke er like effektiv overfor visse typer av virus (spesielt Adenovirus), slik at heller<br />
ikke denne metoden er fri for ”lyter”.<br />
Ozonering kan primært betraktes som en oksidasjonsmetode som dessuten gir god<br />
desinfeksjonseffektivitet. Det er derfor sjelden at ozonering brukes kun til desinfeksjon. Men<br />
også ozonering velges i mange land fremfor klor for desinfeksjonsformål for hindre dannelse<br />
av klororganiske biprodukter og for å oppnå en mer effektiv inaktivering av parasitter<br />
(spesielt Giardia). Ozonering kan imidlertid danne andre biprodukter (for eksempel bromat)<br />
og representerer heller ikke den ”ideelle” desinfeksjonsmetode.<br />
Som det vil fremgå senere i denne rapporten har man i mange land også praksis for bruk av<br />
klordioksid, som ikke har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge, og kloramin, som<br />
kun brukes i meget beskjeden grad i Norge.<br />
Ved innføringen av den nye Drikkevannsforskriften (01.01.2002), ble det nedfelt i<br />
forskriftsteksten at norske vannverk skulle ha ”to hygieniske barrierer” hvorav minst én av<br />
barrierene skal ligge i desinfeksjonen. Dette, sammen med den generelle utviklingen av<br />
desinfeksjonspraksis i Norge og i andre land, har aktualisert oppmerksomheten omkring<br />
desinfeksjon og desinfeksjonspraksis. Det er nå en viss usikkerhet hos vannverkseiere mht<br />
hva de skal satse på av desinfeksjonspraksis i årene som kommer.<br />
Den utviklingen som er beskrevet over, har avstedkommet et kunnskapsbehov knyttet til en<br />
rekke forhold vedrørende desinfeksjonspraksis hos alle som arbeider med å etablere<br />
hygieniske barrierer i vannverkene. Det prosjektet som NORVAR har igangsatt og som denne<br />
rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å sammenstille kunnskap på feltet med tanke<br />
på å øke kompetansen om drikkevannsdesinfeksjon i drikkevannsbransjen. En slik økt<br />
kompetanse er nødvendig for å gjøre bransjen i stand til å innta en aktiv og kompetent rolle i<br />
den dialog med godkjenningsmyndigheten som planlegging, utbygging og drift av vannverk<br />
krever. Et delmål med prosjektet er at NORVAR og NORVAR’s fagutvalg for vannforsyning<br />
skal kunne føre en aktiv dialog og stille kritiske kontrollspørsmål til myndighetenes<br />
kravfastsettelse på området drikkevannsdesinfeksjon.<br />
I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en oversikt over<br />
desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne med norsk praksis. Denne<br />
informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med<br />
desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne<br />
grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av<br />
intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 16
1.2 Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir<br />
Vi regner med at Drikkevannsforskriften med veileder er godt kjent. Her skal vi kun peke på<br />
enkelte forhold som representerer utfordringer ved implementering av kravene og<br />
intensjonene i forskriften.<br />
Kravet til hygienisk betryggende vann fremgår av Drikkevannsforskriftens paragraf 14. Her<br />
heter det at det til sammen skal finnes minimum to hygieniske barrierer i vannforsyningssystemet,<br />
hvorav den ene skal sørge for at drikkevann blir desinfisert eller behandlet på annen<br />
måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. Kravet om behandling kan i<br />
spesielle tilfeller fravikes for vann fra grunnvannskilder som er godt beskyttet mot<br />
forurensninger. Slike kilder skal uansett ha opplegg for desinfeksjon i beredskap.<br />
1.2.1 Hva er en hygienisk barriere?<br />
Drikkevannsforskriften (paragraf 3) definerer hygienisk barriere slik: ”Naturlig eller tillaget<br />
fysisk eller kjemisk hindring, herunder tiltak for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe bakterier,<br />
virus, parasitter mv., og/eller fortynne, nedbryte eller fjerne kjemiske eller fysiske stoffer til et<br />
nivå hvor de enkelte stoffene ikke lenger representerer moen helsemessig risiko”. De<br />
hygieniske barrierer skal altså ikke bare omfatte smittestoffer, men også kjemiske og fysiske<br />
stoffer med helsemessig betydning. I denne rapporten berører vi imidlertid kun barrierer mot<br />
patogene organismer – hovedsakelig gjennom desinfeksjon. Vannbehandlingsmetoder som<br />
innebærer fjerning av patogene mikroorganismer som partikler berøres kun i mindre grad.<br />
Begrepet ”to hygieniske barrierer” uttrykker et prinsipp for hvordan man ønsker å sikre<br />
drikkevannsforsyningen. Dette prinsippet innebærer en totalvurdering av alle faktorer i<br />
vannforsyningssystemet som har betydning for sikkerheten, både naturlige, tekniske og<br />
driftsmessige forhold. Både nedbørfeltet med vannkilde og vannbehandling kan ha en<br />
barrierevirkning. Forskjellige forurensingstrusler kan kreve barrierer med ulik virkemåte og<br />
ulikt omfang, og i praksis innebærer dette at ”minimum to hygieniske barrierer” kan bestå av<br />
mange enkeltelementer.<br />
Dette gjør det ikke enkelt å fastslå i ethvert tilfelle om et tiltak representerer en hygienisk<br />
barriere eller ikke, og spesielt ikke hvor stor barrierevirkningen er. Dette er nok årsak til at<br />
man i andre land opererer etter prinsippet om at man skal etterstreve ”multiple barrierer” (som<br />
kan være mer enn to), mens Norge er det eneste landet som vi kjenner til som har innført ”to<br />
hygieniske barrierer” som et krav i lovgivningen.<br />
Fastlegging av hva som skal være en hygienisk barriere er ikke triviell. I Veiledningen til<br />
drikkevannsforskriften heter det: ”Fastsettelsen av de hygieniske barrierene skal være basert<br />
på en helhetstenkning, dvs vurdering av både vannkilde med tilhørende tilsigsområde og<br />
beskyttelse av disse, vannbehandling og distribusjon. Barrierene skal være uavhengige, og<br />
skal sikre at mange sykdomsfremkallende organismer, fysiske og kjemiske stoffer ikke<br />
representerer noen helsemessig trussel eller betenkelighet i drikkevannet når det stilles til<br />
disposisjon for brukeren”. Forskriften med veiledning legger altså opp til en utstrakt bruk av<br />
skjønn i fastleggelsen av om barrierevirkningen i et gitt tilfelle er tilstrekkelig god. Dette gjør<br />
det vanskelig for den praktiserende ingeniør eller myndighetsperson som skal avgjøre om et<br />
vannverk som skal opp for godkjenning, tilfredsstiller kravet til to hygieniske barrierer eller<br />
ikke.<br />
Vi tror det er behov for en prosedyre eller fremgangsmåte som kan lede fram til hva som må<br />
oppnås av barrierevirkning overfor ulike patogengrupper basert på den situasjonen vannverket<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 17
efinner seg i. Dette er avhengig av slike forhold som vannverkets størrelse, type av<br />
vannkilde, type av nedslagsfelt og eventuelle tiltak i vannkilde og nedslagsfelt samt hvilken<br />
vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt for å møte andre vannkvalitetskrav enn<br />
de hygieniske i forskriften.<br />
1.2.2 Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere<br />
Forskriften vektlegger et viktig prinsipp i norsk vannforsyning, nemlig at man så langt som<br />
mulig velger gode kilder og beskytter disse mot forurensning, slik at vannkilden kan fungere<br />
som hygienisk barriere. Det hevdes at dette gir bedre sikkerhet enn å måtte fjerne eller<br />
uskadeliggjøre slike komponenter i vannbehandlingen. Dette er godt innarbeidet holdning i<br />
norsk vannforsyning som imidlertid kan bestrides. Man har nemlig svært liten oversikt over<br />
hva tiltak i nedslagsfelt og vannkilde faktisk betyr, barrieremessig sett.<br />
Om et nedbørfelt med vannkilde skal vurderes til å representere en hygienisk barriere eller<br />
ikke, baseres i høy grad på skjønn. Det heter i veiledningen at: Det viktigste virkemiddelet for<br />
å få den ”naturlige” barrieren til å virke, vil som oftest være at tilsigsområde og vannkilde<br />
holdes mest mulig fritt for etableringer eller aktiviteter som kan tilføre vannet uønskede<br />
komponenter. Dette er utvilsomt riktig, men utsagnet gir ikke noe kvantitativt å forholde seg<br />
til i vurderingen av barrierevirkning. Hvor langt fra idealtilstanden kan man bevege seg uten<br />
at statusen som hygienisk barriere mistes? Og selv om vi kan klare å hindre etableringer i<br />
nedbørfeltet, kan vi sjelden hindre fugler og ville dyr som også kan spre smitte.<br />
Det eneste virkelige kriteriet på at nedbørfelt og vannkilde er en hygienisk barriere, er<br />
dokumentasjon for at de patogene mikroorgansimer man ønsker barrierer mot, ikke<br />
forekommer i konsentrasjoner over et nærmere bestemt nivå. I realiteten burde dette nivået<br />
sannsynligvis være identisk med vannkvalitetskravene, dvs at de ikke skal forekomme. I<br />
Veiledningen har man imidlertid angitt at dersom en konkret vurdering av risiko for det<br />
enkelte vannverk ikke tilsier noe annet, anbefales det at råvannsfunn på inntil 1 parasitt/10 l<br />
av parasittene Giardia og Cryptosporidium og inntil 3 termotolerante koli/100 ml, kan<br />
aksepteres uten at status som hygienisk barriere mistes. Dette åpner for at en hygienisk<br />
barriere i nedslagsfelt/vannkilde ses annerledes på enn en barriere i behandlingen.<br />
Det sies ingen ting om forekomst av virus. Nå er det ingen praksis i Norge for verken å<br />
analysere på virus eller parasitter i den normale vannkvalitetsovervåkingen og derfor vet de<br />
fleste vannverkseiere svært lite om virus- og parasittsituasjonen i sine vannkilder og<br />
nedslagsfelt.<br />
Vi tror det ville være en fordel om man i større grad kunne kvantifisere den barrierevirkning<br />
overfor ulike patogentyper som ulike tiltak i nedslagsfelt/kilde kunne gi for dermed å unngå at<br />
dette blir overlatt fullstendig til skjønn. Dette er selvsagt ingen enkel oppgave, men vil kunne<br />
innarbeides i en prosedyre eller fremgangsmåte for hvordan man kan gå fram ved vurdering<br />
av total barriereeffekt i et vannverk. Vi vil senere i rapporten komme tilbake til dette.<br />
1.2.3 Vannbehandling som hygienisk barriere<br />
Drikkevannsforskriften fastslår (riktignok med visse unntak) at alt drikkevann skal være<br />
desinfisert eller behandlet på annen måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer.<br />
Dersom nedbørfelt/vannkilde ikke representerer en hygienisk barriere, må begge finnes i<br />
vannbehandlingen. Veiledningen foreskriver at den siste av de to barrierene da skal være<br />
desinfeksjon. Dersom også den andre barrieren skal ligge i vannbehandlingen, vil dette i<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 18
praksis være en metode som baserer seg på fjerning av patogene som partikler eller knyttet til<br />
partikler.<br />
I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er det angitt verdier for indikatorparametre for<br />
hygieniske barrierer i et vannbehandlingsanlegg, både for desinfeksjonsmetoder og for<br />
metoder som fjerner patogene mikroorganismer i form av partikler. Rent bortsett fra at enkelte<br />
av verdiene som er ført opp kan diskuteres, opplever vi anvisingene som svært ”statiske”<br />
ettersom de ikke angir noe om ”grad” av barrierevirkning. Ulike metoder vil jo nettopp (som<br />
vist ovenfor når det gjelder desinfeksjonsmetodene) være mer eller mindre effektiv overfor<br />
ulike typer av mikroorganismer. Vi tror det vil være hensiktsmessig, spesielt hva angår de<br />
ulike desinfeksjonsmetodene, å komme fram til bedre beskrivelser av hvilken<br />
inaktiveringseffekt som kan forventes.<br />
Et vannbehandlingsanlegg består som oftest av flere delprosesser som alle kan ha en viss<br />
barrierevirkning. Ulike prosessen kan imidlertid ha ulik barrierevirkning overfor ulike<br />
patogene mikroorganismer hhv skadelige stoffer. Man må kunne legge sammen<br />
barrierevirkningene for de enkelte delprosessene for å finne den totale barrierevirkning.<br />
Utfordringen blir imidlertid å anslå hvor god barrierevirkningen er for de enkelte<br />
delprosessene. Dette er ikke trivielt selv om det har pågått forskning over mange år. Etter at<br />
man ble klar over den utfordring som parasitter innebærer, har det imidlertid i enkelte land<br />
(for eksempel i USA) blitt satt i gang et omfattende arbeid for å komme fram til et regelverk<br />
som inneholder omforent dokumentasjon om hva de enkelte metoder kan klare mht<br />
desinfeksjonseffektivitet. Av denne grunn har vi lagt spesiell vekt på å beskrive den<br />
amerikanske opplegg for fastlegging av barrierevirkning.<br />
1.2.4 Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved desinfeksjon?<br />
Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige<br />
metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder finnes<br />
foreløpig ikke. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene, har det derfor i mange tiår<br />
vært vanlig å benytte indikatorbakterier for overvåkingsformål.<br />
Det kan imidlertid være grunn til å stille spørsmålstegn ved om de indikatorbakterier vi<br />
benytter for overvåkning av vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som<br />
indikatorer for vurdering av barrierevirkning ved desinfeksjon. Veiledningen til<br />
Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier<br />
og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli<br />
betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal man her ta<br />
utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil jo være helt<br />
avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot.<br />
Vi vil se av denne rapporten at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en<br />
patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de<br />
patogener som vi dag kan tenkes å ha barriere mot er Cryptosporidium mest resistent overfor<br />
klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to<br />
mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til<br />
utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer?<br />
En undersøkelse av 147 norske vassdrag mht Cryptosporidium og Giardia (Robertson og<br />
Gjerde, 2001) påviste 1-3 cyster/oocyster per 10 l i 32 % av vassdragene, så det er helt<br />
åpenbart at parasitter finnes i norske vannkilder. Det er imidlertid stor forskjell i resistens<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 19
mellom Cryptosporidium og Giardia for alle de kjente desinfeksjonsmetodene. Vi kjenner<br />
ikke til i hvilken grad Adenovirus forekommer i norske vannkilder. Men dersom vi skal<br />
planlegge alle vannverk med tanke på barrierevirkning mot Cryptosporidium og Adenovirus –<br />
slik amerikanerene legger opp til - vil dette kreve en betydelig omlegging av norsk<br />
desinfeksjonspraksis.<br />
For å komme et stykke i vurderingene av disse spørsmålene, er det nødvendig å komme i<br />
gang med å ta hensyn til en risiko og sårbarhetsbetraktning ved planlegging av vannverk.<br />
Igjen tror vi at det er mulig å tilnærme seg denne problemstillingen gjennom anvisning av en<br />
prosedyre eller fremgangsmåte som skal lede brukeren fram mot en fastlegging av hvilken<br />
barrierevirkning desinfeksjonssteget i et vannverk må gi.<br />
1.3 Innholdet i denne rapporten<br />
Målet med denne rapporten er å fremskaffe kunnskap om desinfisering av drikkevann som<br />
kan bidra til at beslutninger om planlegging av desinfeksjonsanlegg, valg av<br />
desinfeksjonsmetode samt dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg blir tatt på et bedre<br />
grunnlag enn det de blir i dag.<br />
Dette forsøker vi å gjøre gjennom å:<br />
• gi en oversikt over hvilke patogene mikroorganismer det er rimelig å ha barrierer mot<br />
• gi en oversikt over aktuelle desinfeksjonsmetoder herunder hvilken inaktiveringseffekt<br />
man kan forvente med disse metodene<br />
• gi en oversikt over norsk desinfeksjonspraksis i dag<br />
• gi en oversikt over desinfeksjonspraksis i land det er naturlig å sammenligne oss med<br />
og sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land<br />
• gi en oversikt over amerikanske regler for dimensjonering og drift av<br />
desinfeksjonsanlegg ettersom det er dette landet som har gått lengst i formaliseringen<br />
av et regelverk på dette området<br />
• foreslå en ”verktøykasse” som inneholder beregnings- og testmetoder for ulike<br />
desinfeksjonsmetoder<br />
• diskutere sårbarhet og sikkerhet i lys av en optimal desinfeksjonspraksis<br />
• foreslå en prosedyre som tar sikte på å hjelpe brukeren med finne fram til optimal<br />
desinfeksjonspraksis<br />
Det viste seg at dette arbeidet førte til en svært omfattende rapport og vi har blitt enige med<br />
NORVAR om at det ville være mest hensiktsmessig å dele arbeidet opp i en hovedrapport og<br />
en tilleggsrapport. Tilleggsrapporten vil inneholde alle detaljer, mens hovedrapporten kun vil<br />
inneholde sammendrag av pkt 1, 2, 3 og 6 (som er omfangsrike og relativt detaljerte) mens<br />
pkt pkt 4, 5, 7, 8 og 9 (som er spesielt etterspurt i prosjektspesifikasjonen) er tatt med i<br />
hovedrapporten i sin helhet. Tilleggsrapporten vil ikke bli trykket, men finnes tilgjengelig for<br />
nedlasting fra NORVAR’s hjemmesider. Vi tror at de tekniske detaljene i tilleggsrapporten vil<br />
være av stor nytte spesielt for de som planlegger og prosjekterer desinfeksjonsanlegg.<br />
I utgangspunktet kan det være at NORVAR har hatt en ambisjon om å få besvart en rekke<br />
detaljspørsmål vedrørende de ulike desinfeksjonsmetodene. De forhold vi har valgt å legge<br />
vekt på i denne rapporten har framkommet i en dialog med styringsgruppen for prosjektet<br />
samt andre interessenter i bransjen gjennom to ”work-shops”. Erfaringene fra disse<br />
samlingene har i høy grad bidratt til innholdet i denne rapporten.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 20
2 Patogener som man skal ha barrierer mot<br />
2.1 Typer av patogener<br />
De typene av patogene mikroorganismer som ofte blir nevnt i forbindelse med<br />
drikkevannsrelaterte sykdommer, er sammenstilt i Tabell 2.1. De som hyppigst har vært<br />
assosiert til vannbårne sykdomsutbrudd i Norge, som er påvist i norske drikkevannskilder<br />
eller er spesielt resistente mot desinfeksjon blir omtalt nedenfor (pkt. 2.1.2, 2.1.2, 2.1.1). For<br />
flere beskrivelser henvises det til Vannforsyningens ABC utgitt av Folkehelseinstituttet<br />
(2004) og til de nyeste WHO retningslinjene for vannkvalitet (WHO 2004).<br />
Tabell 2.1<br />
Hovedtype<br />
patogen<br />
Protozoer<br />
Bakterier<br />
Virus<br />
Patogene mikroorganismer og deres betydning i vannforsyningen globalt og i<br />
Norge (modifisert fra WHO 2004).<br />
Type<br />
patogen<br />
Kjent<br />
årsak til<br />
utbrudd<br />
i Norge<br />
Helsebetydning<br />
Overlevelse i<br />
vann<br />
Motstand<br />
mot<br />
klorering<br />
Relativ<br />
infektivitet<br />
1<br />
Acanthamoeba sp. Nei Høy Lang Stor Høy<br />
Cryptosporidium parvum Nei Høy Lang Stor Høy<br />
Cyclospora cayetanensis Nei Høy Lang Stor Høy<br />
Entamoeba histolytica Ne i Høy Mod erat Stor Høy<br />
Giardia intestinalis Ja Høy Mod erat Stor Høy<br />
Naegleria fowleri Nei Høy Kan formere seg Stor Høy<br />
Toxoplasma gondii Nei Høy Lang Stor Høy<br />
Burkholderia pseudomallei Nei Lav Kan formere seg Lav Lav<br />
Campylobacter jejuni, C. coli Ja Høy Moderat Lav Moderat<br />
patogen Escherichia coli Nei Høy Moderat Lav Lav<br />
Legionella spp. Nei Høy Formerer seg Lav Moderat<br />
Non-tuberculosis mycobacteria Nei Lav Formerer seg Stor Lav<br />
Pseudomonas aeruginosa Nei Moderat Kan formere seg Moderat Lav<br />
Salmonella typhi Ja Høy Moderat Lav Lav<br />
Andre Salmonella Nei Høy Kan formere seg Lav Lav<br />
Shigella spp. Ja Høy Kort Lav Moderat<br />
Vibrio cholerae Nei Høy Kort Lav Lav<br />
Yersinia enterocolitica Ja Høy Lang Lav Lav<br />
Adeno Nei Høy Lang Moderat Høy<br />
Calici inkl. Norovirus Ja Høy Lang Moderat Høy<br />
Enterovirus Nei Høy Lang Moderat Høy<br />
Hepatitt A virus Ja Høy Lang Moderat Høy<br />
Hepatitt E virus Nei Høy Lang Moderat Høy<br />
Rota virus Nei Høy Lang Moderat Høy<br />
1 Høy infektivitet: lite antall patogene vil forårsake infeksjon/sykdom. Lav infektivitet: Høyt antall patogene<br />
er nødvendig for å forårsake infeksjon/sykdom.<br />
2.1.1 Protozoer<br />
2.1.1.1 Cryptosporidium<br />
Cryptosporidium har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært registrert som<br />
årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden. Cryptosporidium er<br />
en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av tykkveggede oocyster<br />
med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten Cryptosporidium omfatter 8 arter<br />
og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Noen av<br />
genotypene (typer med ulike gener) av C. parvum kan smitte både mennesker og dyr. En<br />
rekke dyre arter kan være reservoarer for C. parvum, men mennesker og storfe (særlig unge<br />
dyr) er de viktigste kildene for de genotypene som infiserer mennesker. Den genotypen som<br />
bare angriper mennesker er nå skilt ut som en egen art: C. hominis.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 21
Cryptosporidium - oocystene kan overleve i flere måneder i ferskvann og de er påvist i mange<br />
drikkevannskilder. I dag benyttes det oftest immunologiske og molekylærbiologiske metoder<br />
for påvisning. Noen laboratorier påviser totalt antall oocyster (vha immunologiske metoder),<br />
mens mer spesialiserte laboratorier også kan bestemme art og genotyper (vha<br />
molekylærbiologiske metoder). Ingen av disse metodene skiller mellom smittsomme og ikke<br />
smittsomme oocyster.<br />
Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og mat er blitt assosiert til sykdomsutbrudd.<br />
Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli syke ved inntak av mindre enn<br />
10 oocyster.<br />
Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite<br />
motstandsdyktige overfor UV. E. coli vil derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av<br />
C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. I stedet blir C. perfringens (pkt. 2.3.3.5) sporer<br />
pga av sin høye resistens benyttet som indikator i mange land.<br />
2.1.1.2 Giardia<br />
Giardia har vært kjent som en humanparasitt i 200 år. I de siste 20 år er det rapportert flere<br />
vannbårne utbrudd forårsaket av Giardia i Vest-Europa. I en periode var Giardia den<br />
hyppigste årsak til utbrudd i USA. Der anses vann for å være en viktig smittevei. Slekten<br />
Giardia omfatter 6 arter. Humaninfeksjoner er vanligvis blitt knyttet til arten G. intestinalis<br />
også kjent som G. lamblia eller G. duodenalis. Noen av genotypene av G. intestinalis kan<br />
smitte både mennesker og dyr. Giardia har en relativt enkel livssyklus som omfatter utskilling<br />
av smittsomme, ovale og tykkveggede cyster (diameter 6-14µm).<br />
Giardia har mennesker og mange dyrearter som vert, og cystene skilles ut i feces. Giardiacyster<br />
er påvist i vannkilder, i vann benyttet for rekreasjon og i matvarer, men i tidligere<br />
undersøkelser finnes det liten informasjon om cystene tilhørte humanpatogene Giardia-arter.<br />
Cystene kan overleve flere måneder i vann.<br />
Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og i mindre grad til mat er blitt assosiert til<br />
sykdomsutbrudd pga Giardia. Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli<br />
syke ved inntak av mindre enn 10 oocyster, inntak av en enkelt cyste er muligens nok til å<br />
forårsake sykdom. Metodene (immunologiske og molekylærbiologiske) som oftest benyttes<br />
for påvisning skiller ikke mellom smittsomme og ikke smittsomme cyster.<br />
Giardia cystene er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistent enn fekale<br />
bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor<br />
ikke være en pålitelig indikator på nærvær av C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. På<br />
grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir C. perfringens (pkt.2.3.3.5) sporer benyttet<br />
som indikator for Giardia (og Cryptosporidium) i flere land.<br />
2.1.2 Bakterier<br />
2.1.2.1 Campylobacter<br />
På global basis er Campylobacter en av de viktigste årsakene til akutt gastroenteritt. Blant de<br />
ulike Campylobacter-artene er Campylobacter jejuni den som oftest blir isolert fra pasienter<br />
med akutt diaré. C. jejuni har relativt høy smittsomhet idet så få som 1000 bakterier kan<br />
forårsake infeksjon.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 22
Campylobacter finnes i forskjellige typer av omgivelser. Ulike dyr, både husdyr og ville dyr,<br />
kan være reservoarer, og fjørfe, ville fugler og kveg er særlig viktige. Både matvarer og<br />
drikkevann er viktige årsaker til Campylobacter infeksjoner. Forekomsten av Campylobacter<br />
i overflatevann er vist å være avhengig av nedbørsforhold, vanntemperatur og nærvær av<br />
fugler som lever i tilknytning til vann, f.eks måker.<br />
Forurenset drikkevann er en viktig årsak til utbrudd av campylobacteriose, også i Norge.<br />
Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E. coli anses derfor for å<br />
være en god indikator på om Campylobactor er tilstede i behandlet vann.<br />
2.1.2.2 Salmonella<br />
Salmonella arter finnes mange steder i omgivelsene. Noen arter/serotyper er vertsspesifikke,<br />
for eksempel S. typhi som er et humanpatogen, men et stort antall Salmonella serovarianter vil<br />
kunne infisere både mennesker og dyr. Dette gjelder f.eks S. typhimurium. I perioden 1988-<br />
2002 var det 4 vannbårne Salmonella-utbrudd i Norge. Tre var foråsaket av S. typhimurium og<br />
ett var ikke spesifisert.<br />
Salmonella vil typisk kunne forurense vannsystemet gjennom tilførsel av avløpsvann og<br />
avføring fra dyr og fugler, f.eks måker. Både matvarer og drikkevann er viktige årsaker til<br />
Salmonella-infeksjoner. I Norge er det imidlertid langt færre registrerte utbrudd/syke<br />
forårsaket av Salmonella enn f.eks av Campylobacter.<br />
Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som E. coli<br />
som derfor kan benyttes som indikator på om Salmonella er tilstede i behandlet vann.<br />
2.1.3 Virus<br />
I Norge er norovirus og Campylobacter de to viktigste årsakene til vannbårne utbrudd.<br />
Teoretisk sett er det flere virus med fekal-oral smittevei som kan forårsake utbrudd: rota-,<br />
astro-, og enterisk adenovirus, men som ikke gjør det. Dette skyldes antakelig at norovirus<br />
kun induserer kortvarig immunitet, mens de andre gir livslang immunitet. Største-delen av<br />
befolkningen vil derfor til enhver tid være mottakelig for infeksjon med norovirus, mens<br />
infeksjon i barndommen forhindrer reinfeksjon senere i livet med rota-, astro-, og enterisk<br />
adenovirus.<br />
2.1.3.1 Adenovirus<br />
Adenovirus forekommer mange steder i naturen, de kan infisere fugler og pattedyr inklusive<br />
mennesker. Adenovirus (f.eks type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann<br />
(Chapron et. al. 2000), og forurenset drikkevann er derfor en potensiell årsak til<br />
sykdomsutbrudd selv om dette ikke er bekreftet.<br />
Per i dag er det beskrevet 51 ulike sero-typer (arter med ulike overflateegenskaper) av humant<br />
adenovirus, og disse er inndelt i 7 ulike grupper (A-G). Noen typer av adenovirus lar seg lett<br />
dyrke i cellekultur, men Gruppe F og G adenovirus er vanskelige å dyrke og påvisning skjer<br />
vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi. Adenovirus er<br />
middels store (90-100 nm)<br />
Det er vel kjent at type 40 (gruppe F) er svært resistent overfor UV-lys. En nylig utført<br />
undersøkelse viser at flere typer av adenovirus (type1,3,4,5,6) er resistente overfor UV-lys,<br />
men i mindre grad enn type 40 (Nwachuku et al. 2005). Escherichia coli er derfor ikke en god<br />
indikator for denne typen adenovirus i drikkevann etter UV desinfeksjon.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 23
2.1.3.2 Norovirus<br />
Norovirus (også kalt Norwalkvirus, små runde strukturerte virus) hører inn under de såkalte<br />
humane calicivirus. Norovirus er blant de minste virustypene (35-40 nm).<br />
Norovirus er ved siden av Campylobacter den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd<br />
i både Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil<br />
derfor kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Både<br />
forurenset drikkevann og ulike typer forurenset mat er vist å være viktige årsak til utbrudd.<br />
Det har hittil ikke lyktes å påvise norovirus ved hjelp av dyrking i cellekultur, og påvisning<br />
skjer vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi.<br />
Fordi virus generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli<br />
en pålitelig indikator mhp nærvær av norovirus etter desinfeksjon.<br />
2.1.4 S opp<br />
Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og<br />
infeksjoner hos mennesker. Flere av de muggartene som er påvist i vann fra andre land er<br />
kjent for å kunne være sterkt allergene, gi hud-irritasjoner, gi infeksjoner hos personer med<br />
svekket immunforsvar og muligens produsere mykotoksiner.<br />
Det er mange typer muggsopper som kan gi toksinproduksjon, men en vet ikke om<br />
muggsopptypene vil kunne produsere mykotoksiner i vann over år. I så fall kan det være en<br />
mulighet for at disse mykotoksinene kan virke hemmende på immunapparatet. Mykotoksiner<br />
kan hverken luktes eller smakes, og de tåler koking og steking. De smitter via naturlig rute<br />
gjennom pusting, spising og hudkontakt. En potensiell helseeffekt vil sannsynligvis ha størst<br />
betydning for personer med allerede svekket immunforsvar.<br />
Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike desinfeksjonsmetoder (klor, UV).<br />
Sensitiviteten overfor UV-lys er relatert til muggsoppenes pigmentering, og pigmenterte<br />
sporer, for eksempel de mest potente helseskadelige soppene innen slektene Aspergillus og<br />
Penicillium, er ofte mer resistente overfor UV-lys enn upigmenterte sporer (Waipara 1998).<br />
Kjemisk felling kan være en effektiv metode for å fjerne muggsoppsporer (Niemi et al. 1982).<br />
Sammenlignet med de andre gruppene av mikroorganismer har vi foreløpig begrenset<br />
kunnskap om forekomster av muggsopp(sporer) i vann og betydningen av eventuelle<br />
helsevirkninger relatert til inntak/ kontakt med vann hvor muggsopp(sporer) forekommer.<br />
2.2 Smitteveier.<br />
De patogene mikroorganismene kan forårsake vannbåren sykdom gjennom direkte<br />
vanninntak, inhalering av aerosoler og gjennom hudkontakt (se Figur 2.1).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 24
Figur 2.1<br />
Smitteoverføringsveier for vannrelaterte patogene mikroorganismer (fra WHO,<br />
2004)<br />
2.3 Indikator mikroorganismer<br />
2.3.1 Bakgrunn<br />
Ønskemålet er å kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og<br />
rimelige metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer. Foreløpig finnes ikke<br />
slike metoder, selv om molekylærbiologien har åpnet for nye muligheter.<br />
Som et alternativ til direkte påvisning av patogene har det i mange tiår vært vanlig å benytte<br />
indikatorbakterier for overvåkingsformål. Dette er ikke-patogene bakterier som normalt<br />
forekommer i tarmen og avføring (feces) fra mennesker, varmblodige dyr og fugler. Hvis<br />
slike bakterier påvises i vann, er vannet fekalt forurenset. Fekaliene kan også inneholde<br />
patogene mikroorganismer og er derfor en potensiell helserisiko.<br />
Mennesker og dyr har forskjellig innhold i feces av ulike indikatorgrupper/-arter (Tabell 2.2),<br />
og det har pågått en diskusjon i fagmiljøet om forholdet mellom bakterieantallet for ulike<br />
indikatorgrupper i vannet kan brukes til å si noe om kilden til forurensing. I en nylig utgitt<br />
publikasjon fra OECD blir det imidlertid anbefalt at slike forholdstall ikke benyttes pga<br />
usikkerhet knyttet til tolkingen av resultatene (OECD, 2003).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 25
Tabell 2.2 Innhold av viktige grupper av indikatorbakterier i feces fra mennesker og ulike<br />
dyr (antall bakterier/gram) (fra OECD, 2003).<br />
Termotolerante<br />
koliforme<br />
bakterier<br />
Enterokokker/fekale<br />
streptokokker<br />
Menneske 10 7 10 6 10 4<br />
Ku 10 5 10 6 10 2<br />
Sau 10 7 10 7 10 3<br />
Gris 10 6 10 7 i.d.*<br />
Hest 10 4 10 6 i.d.<br />
Elg 10 3 10 5 i.d.<br />
Kylling 10 6 10 6 i.d.<br />
And 10 7 10 7 i.d.<br />
Måke 10 7 10 6 i.d.<br />
* i.d. = ingen data<br />
Clostridium<br />
perfringens<br />
2.3.2 ”Nye” begrep: Indeks og indikator mikroorganismer<br />
Ideelt sett bør en indikatororganisme kunne tilfredsstille alle kravene som er beskrevet i pkt.<br />
2.3.1 og fungere som indikator både ved overvåking av en vannkilde og for vurdering av<br />
effektiviteten av en vannbehandlingsprosess. Imidlertid er det ikke slik, en og samme<br />
indikatororganisme kan ikke tilfredsstille alle kravene. Det har lenge vært kjent at E. coli ikke<br />
er en god indikator for fekale humanvirus og protozoer, og det er derfor foreslått alternative<br />
indikatorer for disse gruppene, for eksempel bakteriofager og bakteriesporer. I tillegg legges<br />
det nå større vekt enn før på at indikatoren må være en god indikator på renseeffekten for<br />
behandlingsprosesser som skal fjerne protozoer (cyster/oocyster) og virus.<br />
For å synliggjøre at det stilles ulike krav til indikatororganismen, avhengig av situasjonen(e)<br />
den skal benyttes i, kan det skilles mellom indikatorer som skal brukes for 1) å overvåke<br />
vannmasser mhp om fekale bakterier er tilstede og 2) i forbindelse med vannbehandlingsprosesser.<br />
I denne sammenhengen er det foreslått å innføre bruk av begrepene indeks og<br />
indikator (OECD, 2003):<br />
• en indeks organisme viser potensielt nærvær av for eksempel fekale patogene<br />
mikroorganismer i en vannmasse<br />
• en indikator organisme kan benyttes for å måle effektiviteten av en<br />
vannbehandlingsprosess, for eksempel desinfeksjon<br />
Tradisjonelt har termotolerante fekale koliforme bakterier (hvorav de fleste er E. coli) vært<br />
den mest brukte indeks/indikatorbakterien. Selv om E. coli ikke finnes i vannet kan en likevel<br />
ikke være helt sikker på at vannet er hygienisk akseptabelt. Enkelte patogene<br />
mikroorganismer overlever lengre i kilden enn E. coli, det gjelder både virus og protozo-<br />
(oo)cyster. Derfor står det for eksempel i den norske drikkevannsforskriften at intestinale<br />
enterokokker og C. perfringens inklusive sporer skal overvåkes i råvann. De fungerer da som<br />
indeksorganismer.<br />
Enkelte patogene mikroorganismer er mer motstandsdyktige overfor desinfeksjon enn E. coli.<br />
Både Giardia-cyster og Cryptosporidium -oocyster og en del virus er som tidligere nevnt mer<br />
motstandsdyktig overfor klorering, ozonering og/eller UV-bestråling enn E. coli. Andre<br />
mikroorganismer kan da være mer velegnede indikatorer enn E. coli. Både intestinale<br />
enterokokker og C. perfringens sporer er for eksempel mer resistente overfor klorering enn E.<br />
coli. Når disse analyseres i tillegg til E. coli vil de kunne bidra til økt sikkerhet mhp å<br />
produsere tilfredsstillende drikkevann, de vil da være indikator organismer.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 26
2.3.3 Typer av indikatorer som benyttes<br />
2.3.3.1 Koliforme bakterier (KB)<br />
Koliforme bakterier (KB) omfatter bakterier som har fekal og ikke fekal opprinnelse og hører<br />
inn under slektene Escherichia, Citrobacter, Enterobacter og Klebsiella. Et av kjennetegnene<br />
for denne gruppen er at de kan vokse og omsette laktose ved 37 o C i løpet av 24-48 timer ved<br />
hjelp av enzymet beta-galactosidase. Gruppen omfatter også undergruppen termotolerante<br />
koliforme bakterier som inkluderer E. coli.<br />
Indikatorverdi. Ulike typer av KB finnes både i tarmen og i omgivelsene (Tabell 2.3), og noen<br />
av dem kan også vokse i vann. Parameteren totalt antall KB representerer derfor ikke entydig<br />
en indeks for fekal forurensing. Ofte er det likevel en god sammenheng mellom mengden KB<br />
og mengden fersk fekal forurensing i vann. Hvis KB påvises må en derfor ikke se bort fra<br />
funn av KB uten at en er sikker på at opprinnelsen ikke er fekal.<br />
Tabell 2.3<br />
Slekt (genus)<br />
Citrobacter<br />
Enterobacter<br />
Escherichia<br />
Klebsiella<br />
Naturlig reservoir for koliforme bakterier<br />
Naturlig reserv oar<br />
f eces (mennesker, dyr), jord, v ann næringsmidler<br />
f eces (mennesker, dyr), jord, v ann, planter, grønnsaker<br />
f eces (mennesker, dyr, f ugler)<br />
f eces (mennesker), jord, vann<br />
KB kan benyttes som indikator på effektiviteten av vannbehandling med hensyn på å fjerne<br />
fekale patogene mikroorganismer. Dette gjelder uavhengig av om det er totalt antall<br />
koliforme, termotolerante koliforme eller E. coli bakterier som påvises, fordi eventuelt<br />
nærvær av en eller flere av dem i behandlet vann indikerer at vannbehandlingsprossesen ikke<br />
fungerer tilfredsstillende. Generelt er den koliforme gruppen mindre motstandsdyktig overfor<br />
desinfeksjon enn virus og protozoer og den bør suppleres med andre, mer motstandsdyktige<br />
indikatorer.<br />
Dersom KB oppdages i ledningsnettvann, må det undersøkes om de har fekal opprinnelse, dvs<br />
om en andel av dem består av termotolerante bakterier/E. coli.<br />
Kilde og forekomst. I tillegg til at arter innen KB finnes naturlig i tarmen hos mennesker og<br />
varmblodige dyr, i vann eller jord (Tabell 2.3), så kan KB overleve og vokse i ledningsnettet,<br />
og da særlig i biofilmer.<br />
Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom KB påvises i desinfisert vann så viser det at<br />
behandlingsprosessen ikke er effektiv, og umiddelbare tiltak må settes i verk. Nærvær av KB i<br />
ledningsnettvann eller i vannreservoarer, f.eks høydebasseng kan være et tegn vekst av KB og<br />
dannelse av biofilm, men også på forurensingstilførsler i form av jord eller avløpsvann.<br />
2.3.3.2 Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli<br />
Den hittil mest brukte indikatorbakteriegruppen er termotolerante (termostabile) koliforme<br />
bakterier. Hvis denne gruppen påvises i råvann, innebærer det som regel fersk fekal<br />
forurensing av vannet. Gruppen er i stand til å produsere syre fra laktose ved 44.5 o C. E. coli<br />
som tilhører slekten Escherichia, utgjør vanligvis den største andelen av TKB, men også noen<br />
arter av slektene Citrobacter, Klebsiella og Enterobacter tilhører TKB-gruppen.<br />
I den gjeldende norske drikkevannsforskriften inngår ikke lengre krav om analyse av TKB. I<br />
tråd med EU-regelverket skal det nå analyseres på E. coli.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 27
Indikatorverdi. E. coli er ansett for å være den mest anvendbare indeksen på fekal<br />
forurensing, og bedre enn TKB som også kan omfatte noen arter som ikke har opphav i<br />
tarmen hos mennesker og varmblodige dyr. E. coli blir også brukt som indikator på<br />
effektiviteten av desinfeksjonsprosesser, men er generelt mindre resistent overfor flere av<br />
desinfeksjonsmetodene enn fekale virus og protozoer.<br />
Kilde og forekomst. Et høyt antall av E. coli finnes i feces fra mennesker og dyr, i kommunalt<br />
avløpsvann og i vann som nylig er utsatt for fekal forurensing. Den relativt lave temperaturen<br />
og det lave innholdet av næringsstoffer i vann på nettet gjør at vekst av E. coli er lite<br />
sannsynlig i ledningsnettet.<br />
Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom E. coli og/eller TKB påvises i vann, så betyr det<br />
at vannet har vært utsatt for fersk, fekal forurensing, at eventuell desinfeksjonsprosess ikke<br />
har vært effektiv og/eller at det har vært problemer på ledningsnett som har forårsaket<br />
inntrengning av forurenset vann.<br />
2.3.3.3 Enterokokker/ fekale streptokokker<br />
I den forrige drikkevannsforskriften (01.01.1995) inngikk fekale streptokokker og ikke<br />
enterokokker i kravet til mikrobiologiske parametere. I den nåværende forskriften inngår<br />
intestinale enterokokker. Dette har sammenheng med at det er blitt foretatt taksonomiske<br />
endringer, og en undergruppe av de fekale streptokokkene som tolererer høy pH og høy<br />
konsentrasjon av NaCl er blitt samlet under slektsnavnet: Enterococcus. Flere arter som ble<br />
omfattet av betegnelsen fekale streptokokker har skiftet navn, for eksempel heter den tidligere<br />
Streptococcus faecalis nå Enterococcus faecalis.<br />
Indikatorverdi. Intestinale enterokokker brukes som en indeks på fekal forurensing av vann,<br />
og de fleste artene formerer seg ikke i vann. Intestinale enterokokker vil generelt overleve noe<br />
lengre i vann enn E. coli (og TKB), og blir derfor brukt som en indeks mhp forekomst av<br />
fekale patogene bakterier (og virus) som overlever lengre enn E. coli. Hos mennesker er antall<br />
intestinale enterokokker i feces som regel en tierpotens lavere enn antall E. coli, men de er<br />
mer resistent overfor klorering enn E. coli, og blir derfor brukt som indikator på<br />
desinfeksjonseffekt sammen med E. coli og C. perfringens<br />
Kilde og forekomst. Intestinale enterokokker tilføres vann via feces fra mennesker og andre<br />
varmblodige dyr.<br />
Betydning av forekomst i drikkevann. Nærvær av intestinale enterkokker er tegn på relativt<br />
nylig fekal forurensing.<br />
2.3.3.4 Heterotrofe bakterier (kimtall).<br />
Heterotrofe bakterier krever organisk stoff for å kunne vokse og formere seg. I Norge kalles<br />
denne gruppen ofte kimtall. Den omfatter mange forskjellige bakterietyper og sopp. Kimtall<br />
kan defineres som mikroorganismer som kan vokse i et næringsrikt miljø i fravær av<br />
inhiberende eller selektive forbindelser, i løpet av en gitt vekstperiode (for eksempel 3-7 døgn<br />
eller mer) og ved en gitt temperatur (f.eks 22 eller 36 o C). Kimtall kan bestå av<br />
mikroorganismer som er mer (f.eks sporedannere som C. perfringens) eller mindre (f. eks KB,<br />
E. coli) resistent overfor desinfeksjon. Kimtall kan også bestå av bakterier som hører hjemme<br />
i og kan formere seg i naturlig vann.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 28
Indikatorverdi. Kimtall bør ikke benyttes som indeks for nærvær av patogene i en vannkilde,<br />
men kan være nyttig som indikator på effektiviteten av en desinfeksjonsprosess. Målet er da å<br />
oppnå et lavest mulig kimtall. Kimtall kan også være nyttig for å overvåke vannkvaliteten på<br />
ledningsnettet, idet et høyt kimtall kan indikere inntrengninger av forurensing på<br />
ledningsnettet og/eller forekomst av biofilm.<br />
Kilde og forekomst. Kimtall-mikroorganismer finnes som nevnt over både i forurenset og ikke<br />
forurenset vann. Noen vannbehandlingsprosesser (f.eks koagulering/filtrering) vil redusere<br />
kimtallet, mens andre (f.eks langsom sandfiltrering og biofiltrering) vil kunne øke kimtallet.<br />
Dersom betingelsene på ledningsnettet er til stede, vil kimtallet kunne øke under transporten<br />
av vann i ledningsnettet. De faktorene som i første rekke avgjør i hvilken grad vekst skjer, er<br />
temperatur, tilgjengelige næringsstoffer inkludert assimilerbart organisk karbon (AOC),<br />
fravær av desinfeksjonsmiddel i vannet, og oppholdstid.<br />
Betydning av forekomst i drikkevann. Etter eventuell desinfeksjon vil en vente lavt kimtall.<br />
Generelt er plutselige endringer i kimtallet av større verdi enn det eksakte antallet, og en<br />
økning av kimtall i ledningsnettvann kan f. eks være en indikasjon på biofilm eller at det har<br />
skjedd inntrengning av forurensinger. Kimtallet kan omfatte en del såkalte opportunistiske<br />
patogene mikroorganismer (mikroorganismer som kan forårsake sykdom hos personer med<br />
svekket immunforsvarssystem) f.eks Pseudomonas aeruginosa, men det foreligger ingen<br />
indikasjon på at slike kimtallsbakterier er årsak til vannbårne mage-tarm sykdommer i den<br />
generelle befolkningen.<br />
2.3.3.5 Clostridium perfringens<br />
Arter av slekten Clostridium produserer sporer som er motstandsdyktige mhp stressfaktorer i<br />
miljøet, for eksempel temperatur, saltinnhold, pH i vannmassen, og overfor desinfeksjon. Den<br />
mest karakteristiske arten er C. perfringens, som finnes i den normale tarmfloraen hos 13-<br />
35% av mennesker og varmblodige dyr. Andre Clostridium-arter kan komme fra andre kilder.<br />
C. perfringens formerer seg ikke i vannet, og er en spesifikk indikator på fekal<br />
vannforurensing.<br />
Indikatorverdi. På grunn av den store motstanden C. perfringens sporer har mot desinfeksjon<br />
og andre stressfaktorer i miljøet, er C. perfringens sporer brukt som indikator på nærvær av<br />
virus og protozoer (Giardia, Cryptosporidium) i behandlet vann. I tillegg kan de være en<br />
indeks mhp forekomst av fekal forurensing som ikke er fersk, og brukes til å påvise en<br />
forurensing som har funnet sted, men som ikke nødvendigvis foregår kontinuerlig.<br />
I den norske drikkevannsforskriften står det at råvann skal overvåkes med angitt frekvens for<br />
angitte mikrobielle parametere, inkludert C. perfringens, når det er grunn til å anta at disse<br />
tilføres kilden i mengder som er av betydning for grenseverdiene. For C. perfringens er<br />
grenseverdien 0. I de siste WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004), anbefales det å<br />
ikke overvåke C. perfringens rutinemessig fordi den eksepsjonelt lange overlevelsestiden av<br />
sporene mest sannsynlig vil være så mye lengre enn overlevelsen av patogene fra tarmen,<br />
inkludert virus og protozoer.<br />
Kilde og forekomst. C. perfringens og dens sporer er generelt alltid til stede i kommunalt<br />
avløpsvann, men formerer seg ikke i vannforekomsten. Den er hyppigere til stede og i høyere<br />
antall i feces fra enkelte dyr, for eksempel hunder, enn hos mennesker. Hos andre<br />
varmblodige dyr kan den forekomme mer sjelden.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 29
Betydning i drikkevann. Nærvær av C. perfringens kan være en indeks på ikke-kontinuerlig<br />
fekal vannforurensing og potensielle kilder for forurensingen bør undersøkes.<br />
Filtreringsprosesser som er dimensjonert for å fjerne virus, bakterier og protozoer som<br />
partikler bør også fjerne C. perfringens sporer.<br />
2.3.3.6 Kolifager<br />
Bakteriofager er virus som har bakterier som vert. Kolifager har E. coli og nærstående<br />
bakterier som vertscelle og kan derfor frigjøres fra disse bakteriene i feces fra mennesker og<br />
varmblodige dyr.<br />
Indikatorverdi. Fager har mange felles egenskaper med humane virus og er derfor nyttige som<br />
modeller eller surrogatvirus for 1) hvordan enteriske (som er lokalisert til tarmen) virus<br />
oppfører seg i vannmasser og 2) hvilken resistens enteriske virus har overfor vannbehandling<br />
og spesielt overfor desinfeksjon. Det er imidlertid viktig å være klar over at det ikke behøver<br />
å være noen direkte korrelasjon mellom antall kolifager og antall enteriske virus i feces og i<br />
vann. Kolifager er dessuten ingen entydig indeks på fekal vannforurensing. Kolifager er for<br />
eksempel påvist i ikke forurenset vann, noe som kan ha sammenheng med at kolifager kan ha<br />
formert seg vannmassen. De har også vært fraværende i forurenset vann, noe som kan ha<br />
sammenheng med at de normalt ikke er en del av tarmfloraen hos hele befolkningen (Rhodes<br />
et al. 1991). Fordi de ikke alltid er tilstede i forurenset vann, er de ikke generelt egnet som<br />
indikator for overvåking av desinfeksjonseffektivitet. På grunn av begrensninger som er<br />
knyttet til kolifagenes anvendbarhet som indikator/indeks, ansees de for å ha størst betydning<br />
i forbindelse med laboratorieundersøkelser, pilot-forsøk og muligens i forbindelse med<br />
validering av fullskala-prosesser.<br />
Kilde og forekomst. Kolifager skilles ut i feces fra mennesker og dyr i relativt lavt antall.<br />
Kommunalt avløpsvann inneholder somatiske kolifager i konsentrasjonsområdet 10 6 -10 8<br />
kolifager/L. Til sammenligning kan innholdet av E. coli være i området 10 7 - 10 9 /L. I<br />
avløpsvann fra slakterier er det påvist opptil 10 10 kolifager/L.<br />
Betydning i drikkevann. Fordi kolifager typisk vil formere seg i tarmen hos mennesker og dyr,<br />
så vil nærvær av kolifager i drikkevann kunne være en indeks på at vannet er påvirket av fekal<br />
forurensing og derfor potensielt inneholde enteriske virus og andre patogene<br />
mikroorganismer. Nærvær av kolifager i drikkevann vil også være en indikator på svikt i<br />
desinfeksjonsprosesser som er designet for å fjerne virus. Fravær av kolifager fra behandlet<br />
drikkevann kan imidlertid ikke entydig tolkes som at patogene mikroorganismer (f.eks<br />
enteriske virus og protozoer) ikke er tilstede.<br />
2.3.4 Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse<br />
Det har vært mye diskusjon om i hvilken grad indikatororganismer mhp forekomst av fekal<br />
forurensing kan brukes til anslå nærvær av patogene mikroorganismer. Det ser ut for at det er<br />
noenlunde enighet om at det generelt sett er en grov sammenheng mellom nivåene av<br />
indikatorer og patogene i vannkilder, men at dette ikke behøver å gjelde for en gitt lokalitet.<br />
Erkjennelsen av at de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke gir et fullgodt bilde av vannets<br />
mikrobielle kvalitet er økende. Det er eksempler på at både vannbårne sykdomsutbrudd og<br />
endemisk (som forekommer mer vanlig innen et visst stedsområde) sykdom har forekommet<br />
selv om de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke ble påvist i det aktuelle drikkevannet.<br />
Årsakene til dette er ofte enten svikt i desinfeksjonen eller forurensing av vann i<br />
ledningsnettet, og at de koliforme parameterne (KB, TKB, E. coli) ikke gir informasjon om<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 30
fjerning og inaktivering av patogene som er flere tierpotenser mer resistente overfor<br />
behandling.<br />
Koliforme bakterier inklusive E. coli vil fortsatt være nyttige som indekser/indikatorer på<br />
fekal vannforurensing, men i fremtidige undersøkelser av vannforsyningssystemet bør det i<br />
tillegg vurderes å benytte andre mikrobielle parametere enn dem som inngår i<br />
Drikkevannsforskriften.<br />
Noen aktuelle indeks/indikator mikroorganismer og patogene mikroorganismer er samlet i<br />
Tabell 2.4. Figuren som er et utsnitt fra en tabell publisert av OECD (2003) viser<br />
anvendbarhet for ulike parametere i ulike deler av vannforsyningssystemet. Eksemplene som<br />
er gitt i Tabell 2.4 kan være et utgangspunkt for en diskusjon ang. valg av et knippe av<br />
overvåkingsparametre som må avpasses etter anvendelsesområdet.<br />
Tabell 2.4<br />
Foreslåtte anvendelsesområder for mikrobielle indikator-parametre (OECD<br />
2003)<br />
Mikrobiell parameter<br />
Undersøkelser i<br />
nedbørsfeltet<br />
Overflatevann<br />
karakterisering<br />
Grunnvann<br />
karakterisering<br />
Vannbehandling<br />
effektivitet (fjerning)<br />
Vannbehandling<br />
effektivitet (desinfeksjon)<br />
Behandlet vann<br />
Distribusjonssystemet<br />
inntrengning<br />
Distribusjonssystemet<br />
vekst<br />
Totale kolif orme IA IA IA IA AA A AA* A A<br />
E.coli A A A A A AA A* A<br />
Heterotrofe bakterier (kimtall) A A IA A A A<br />
Aerobe sporedannende bakterier A A IA A<br />
Kolif ager (somatiske, F-RNA) AA AA AA AA A<br />
C. perfringens AA AA AA AA A<br />
Pseudomonas, Aeromonas<br />
A<br />
Enteriske v irus A A A IA IA A<br />
Giardia og Cryptosporidium (oo) cyster A A AA A IA A<br />
A: Anv endbar; * : I ledningsnett uten restklor; AA: Andv endbart alternativ; IA: Ikke anbefalt;<br />
: Ikke anv endbart<br />
Undersøkelser ved<br />
sykdomsutbrudd<br />
Innholdet i tabellen bør vurderes. C. perfringens er for eksempel oppført som et anvendbart<br />
alternativ for overvåking mhp fekal forurensing i nedbørsfelt, overflatevann, grunnvann, og<br />
mhp effektivitet av vannbehandling og ved sykdomsutbrudd. WHO (2004) retningslinjene<br />
anbefaler imidlertid å ikke benytte C. perfringens som indeks ved rutinemessig overvåking av<br />
vannkilder. I tabellen er C. perfringens ikke foreslått som indikator for effektiviteten av<br />
desinfeksjon. Dette kan ha sammenheng med at dersom konsentrasjonen av C. perfringens i<br />
råvannet er lav, f.eks i området 0-2 /100 mL, er det vanskelig å trekke konklusjoner om<br />
effektiviteten av renseprosesser basert på innholdet av C. perfringens før og etter<br />
behandling/desinfeksjon.<br />
I den norske drikkevannsforskriften inngår C. perfringens sporer som indeks/indikator for<br />
virus og protozoer. Om den er en god indeks/indikator for disse mikroorganisme-gruppene vet<br />
en i dag ikke nok om. Vi har imidlertid valgt å ta utgangspunkt i dagens drikkevannsforskrift i<br />
vårt forslag til prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis. Likevel mener vi<br />
at det nå bør foretas en sammenstilling og vurdering av de resultatene som foreligger<br />
nasjonalt mhp konsentrasjonsnivåene av C. perfringens i norske vannsforekomster, før og<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 31
etter desinfeksjon. Helst burde det også fortas en undersøkelse mhp innholdet av C.<br />
perfringens, protozoer og virus i vannforekomstene. Dersom resultatene viser at innholdet av<br />
C. perfringens er meget lavt og at det er liten sammenheng mellom innholdet av C.<br />
perfringens og virus/protozoer, bør C. perfringens ikke lengre inngå som indeks/indikator<br />
parameter i den norske vannforskriften.<br />
Innholdet av kolifager (virus som angriper bakterier) er foreslått som indikator for<br />
effektiviteten av desinfeksjon (Tabell 2.4). Også for kolifager gjelder det at de må være<br />
tilstede i råvannet for at de skal kunne benyttes som indikator. I hvilken grad de er tilstede i<br />
norske råvannskilder har vi idag ikke oversikt over.<br />
Fordi en mangler gode indeks/indikator mikroorganismer for virus og protozoer er det behov<br />
for å kunne gjennomføre direkte måling av humanpatogene virus og protozoer. I den<br />
sammenhengen trengs det en avklaring av hvilke(t) virus en skal analysere på og hvilke<br />
metoder (immunologske, molekylærbiologiske) som skal benyttes for å bestemme innholdet<br />
av protozoer.<br />
2.4 Forekomst av patogener i norsk drikkevann<br />
Det er utført få undersøkelser av norske vannkilder hvor det er påvist innhold av patogene<br />
mikroorganismer. I de fleste tilfeller av registrerte sykdomsutbrudd (Tabell 2.5) er vann blitt<br />
identifisert som smittevei vha epidemiologiske undersøkelser, mens patogenet som er<br />
assosiert til utbruddet er blitt bestemt og identifisert i feces fra pasienter. Det er gjort noen<br />
separate undersøkelser mhp innhold av patogener i norsk råvann, og eksempler blir omtalt<br />
nedenfor i pkt. 2.4.2.<br />
2.4.1 Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd<br />
Det er kun et begrenset antall av de patogene som er nevnt i Tabell 2.1 som er assosiert til<br />
vannbårne sykdomsutbrudd i Norge i perioden 1988-2002 (Tabell 2.5). I løpet av 15-<br />
årsperioden ble det registrert i alt 72 utbrudd. Campylobacter var årsak ved 26% av<br />
utbruddene, norovirus ved 18% og for 46% var smittestoffet ukjent.<br />
En nordisk undersøkelse for perioden 1975-1991 viste at det forekom totalt 29 utbrudd i<br />
Norge i denne perioden og at for utbruddene med kjent årsak var Campylobacter og norovirus<br />
hyppigste årsak til utbrudd i Norge. (Stenström et al. 1994).<br />
Disse oversiktene viser at det fortsatt forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga<br />
vannbåren smitteoverføring.<br />
Som eksempel på utbrudd forårsaket av Campylobacter kan nevnes to epidemier med<br />
gastroenteritt i 1994 og 1995 i Nord-Trøndelag som med stor sannsynlighet var forårsaket av<br />
vannbåren campylobacter-smitte. Kortnebbgås under trekk sørover i september-oktober<br />
overnattet på avsidesliggende vann brukt til vannforsyning og forurenset vannet med<br />
avføring. C. jejuni ble trolig overført via ubehandlet vann til abonnentene og forårsaket<br />
sykdom. Anslagsvis 1000 personer var syke pga. forurenset drikkevann i de to epidemiene.<br />
De vanligst identifiserte smittestoffene ved norske, vannbårne, registrerte sykdomsutbrudd er<br />
Campylobacter og norovirus, men for ca. halvparten av utbruddene var smittestoffet ukjent.<br />
Tilsvarende forhold finner en i Finland (Miettinen et al. 2001). Også i Sverige var<br />
Campylobacter det vanligst påviste smittestoffet i perioden 1975-91, mens henholdsvis 7 %<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 32
og 4 % av utbrudden var forårsaket av parasitter og virus (Stenström et al. 1994, Andersson et<br />
al. 1997).<br />
Tabell 2.5 Utbrudd i Norge forårsaket av forurenset drikkevann registrert ved<br />
Folkehelseinstituttet og Statens næringsmiddeltilsyn 1988-2002, og fordelt på sykdom. Antall<br />
registrerte eller anslått syke er angitt i parentes (Nygård et. al 2003).<br />
År<br />
Campylobacteriose<br />
Norovirus<br />
infeksjon<br />
Salmo -<br />
nellose<br />
Hepatitt<br />
A<br />
Sh ig ellose<br />
Tularemi<br />
Gastroenterit<br />
Ukjent<br />
agens<br />
Antall<br />
Utbrudd<br />
Antall<br />
syke<br />
1988 1 (330) 5 (580) 6 910<br />
1989 1 (23) 3 (366) 4 389<br />
1990 3 (24) 1 (350) 1 (6) 1 (9) 5 (55) 11 444<br />
1991 1 (4) 1 4<br />
1992 2 (53) 1 (2 000) 4 (53) 7 2106<br />
1993 2 (26) 2 (170) 1 (2) 7 (193) 12 391<br />
1994 1 (750) 2 (1 949) 3 2699<br />
1995 1 (250) 1 250<br />
1996 1 (700) 1 700<br />
1997 1 (300) 1 300<br />
1998 1 (800) 1 (13) 2 813<br />
1999 1 (2) 1 (40) 1 (55) 4 (144) 7 241<br />
2000 3 (163) 1 (350) 2 (27) 6 540<br />
2001 1 (2) 2 (498) 1 (3) 4 503<br />
2002 3 (13) 1 (300) 1 (11) 1 (2) 6 326<br />
Totalt 19 (1 913) 13(6 480) 4 (68) 1 (9) 1 (2) 1 (11) 33<br />
(2133)<br />
72 10616<br />
I England og USA dominerer parasittene Giardia og Cryptosporidium som årsak til<br />
vannbårne sykdomsutbrudd (Furtado et al. 1998, Lee et al. 2002). Cryptosporidium er ikke<br />
identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i<br />
2004.<br />
Det kan tenkes at Giardiasis underdiagnostiseres i Norge fordi mange anser dette for å være<br />
en typisk importsykdom og følgelig ikke tenker på å undersøke for denne parasitten hos<br />
personer som ikke har vært i utlandet. Hvis dette er tilfellet, kan vannbårne utbrudd av<br />
giardasis ha blitt rapportert som gastroenteritis med ukjent agens.<br />
Med unntak av personer med nedsatt immunforsvar vil de fleste som får infeksjon med<br />
Cryptosporidium bli friske uten behandling. Utbrudd forårsaket av denne parasitten kan<br />
dermed være inkludert i gruppen med ukjent smittestoff (Tabell 2.5).<br />
2.4.2 Innhold av ulike patogene i vann<br />
2.4.2.1 Protozoer.<br />
En nyere undersøkelse (1998-99) har vist at lave konsentrasjoner, 1-4 oocyster/10L av både<br />
Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster forekommer relativt ofte i norske vannkilder. En<br />
eller begge protozo-typene ble påvist i 47 (32 %) av i alt 147 vannkilder (hvorav én var<br />
grunnvann) (Robertson og Gjerde, 2001). Den ene grunnvannskilden som ble undersøkt<br />
inneholdt Cryptosporidium. Cryptosporidium ble påvist alene noe oftere (i 13.5 % av<br />
prøvene) enn Giardia (i 9 % av prøvene). Begge protozoene ble oppdaget samtidig i kun 2 %<br />
av prøvene. Cryptosporidium ble oppdaget alene ved flere lokaliteter (13.5 %) enn Giardia<br />
(7.5 %)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 33
Metoden som ble brukt for påvisning ga totalt innhold av (oo)cyster og skilte ikke mellom<br />
antall smittsomme og ikke smittsomme (oo)cyster. Det at protozoene er påvist viser at både<br />
Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster kan være en potensiell årsak til smitte i Norge,<br />
noe som er dokumentert for Giardias vedkommende med utbruddet i Bergen høsten 2004.<br />
For om mulig å finne årsaker til innholdet av protozoer i norske drikkevannskilder, er<br />
forekomsten av Cryptosporidium og Giardia blitt undersøkt hos storfe, sau, hund og gris og<br />
ville hjortedyr i perioden 2002-2005 (Gjerde, 2005).<br />
Begge protozo-typene var utbredt hos norsk storfe med hyppigere forekomst av Giardia (i 49<br />
% av dyrene) enn Cryptosporidium (i 12 % av dyrene) . Hos sau forekom Giardia langt<br />
hyppigere (i 29 % av søyene og 15 % av lammene) enn Cryptosporidium (i 0 % av søyene og<br />
3 % av lammene). Hos grise- besetninger og i prøver fra hunder forekom Cryptosporidium<br />
hyppigere enn Giardia. Hos de ulike hjortedyrene var forekomsten av Cryptosporidium og<br />
Giardia henholdsvis lav og moderat. De laveste forekomstene av parasitter fant man i hjort og<br />
de høyeste i rådyr. Så lenge en ikke vet om de påviste protozoene er humanpatogene eller<br />
ikke, kan en ikke si noe om betydningen av disse resultatene mhp å vurdere dyr som<br />
potensiell smittekilde for mennesker.<br />
Det ble derfor utført genotyping av en del av Giardia-isolatene fra hund, storfe og sau. Kun<br />
genotyper som er spesifikke for disse dyreslagene, og som ikke blir regnet som smittefarlige<br />
for mennesker ble påvist. Dette samsvarer med observasjoner omtalt nedenfor (pkt. 2.6) og<br />
understreker betydningen av også å undersøke om protozo-(oo)cyster som blir påvist i<br />
vannforekomster er humanpatogene eller ikke.<br />
I en undersøkelse av forekomsten i urenset avløpsvann (to renseanlegg fra hvert fylke, 38<br />
anlegg) ble det påvist Cryptosporidium og/eller Giardia i alle undersøkte prøver.<br />
Disse undersøkelsene viser at begge protozoene er langt vanligere i den norske befolkningen<br />
en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en viktig potensiell smittekilde for norske<br />
drikkevannskilder (Gjerde, 2005).<br />
2.4.2.2 Patogene bakterier<br />
Sommeren 2001 ble eventuell forekomst av patogene bakterier i råvann og rentvann fra 12<br />
vannverk/vannforsyningsanlegg med overflatevann som kilde undersøkt av daværende<br />
Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land (Fuglerud og Larsbråten, 2003). Undersøkelsen ble<br />
gjentatt sommeren 2003 ved 10 vannverk/ vannforsyningsanlegg hvorav 1 ikke inngikk i<br />
2001-undersøkelsen.<br />
Salmonella og E. coli O157 ble ikke påvist i råvann eller rent vann (konsentrasjonen ble ikke<br />
bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller ikke). Forekomsten av disse bakteriene ble<br />
undersøkt fordi det er kjent at E. coli O157 tidvis kan opptre i dyrebesetninger på Hadeland<br />
og i Land, og Salmonella er kjent blant vill fuglebestand. Disse bakteriene kan også komme<br />
fra avføring fra syke/smittebærende mennesker via utslipp fra kloakkrenseanlegg o.l.<br />
I 2001 ble Campylobacter påvist i 1 av 14 råvannsprøver, i 2003 ble Campylobacter påvist i 7<br />
av 15 råvannsprøver. Konsentrasjonene ble ikke bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller<br />
ikke. Der Campylobacter ble påvist, ble det også samtidig påvist termotolerante koliforme<br />
bakterier (TKB), koliforme bakterier (KB) eller sulfitreduserende klostridier (SRK) i prøvene,<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 34
men prøvegrunnlaget var for spinkelt til å trekke konklusjoner om mulige sammenhenger<br />
mellom forekomstene av ulike typer bakterier.<br />
For ett (det sydligste) av de i alt syv vannverkene med inntak fra Randsfjorden ble det i 2003<br />
påvist Campylobacter i råvannet. Dette er et eksempel på at:<br />
• det kan finnes sykdomsbakterier i påvisbare mengder i råvann også fra store innsjøer<br />
som Randsfjorden<br />
• at det å basere den første av de to påbudte hygieniske barrierene på at kilden medfører<br />
god fortynning/har stort inntaksdyp ikke alltid gir tilstrekkelig sikkerhet.<br />
I en undersøkelse av råvann fra Bø-elva i Telemark (Rosef et al, 2001) ble Campylobacter<br />
påvist i 32 av 60 prøver (53.3 %). C. coli var den dominerende arten (44 %) fulgt av C. jejuni<br />
(34.6 %) og C. lari (14.7%). Fem av isolatene (6.7 %) ble ikke artsbestemt. De tre påviste<br />
artene er alle humanpatogene. Campylobacter ble påvist i prøver hvor fekale koliforme<br />
bakterier ikke var tilstede, noe som indikerer at fekale koliforme ikke er egnet som<br />
indeksparameter for forekomst av campylobacter i vann.<br />
Et lokalisert utbrudd av tularemi (harepest) i Midt-Norge i august 2002 er rapportert<br />
(Folkehelseinstituttet, 2003). De syke var knyttet til to husstander og deres familier samt to<br />
besøkende. De to husstandene delte en brønn og ved inspeksjon ble det funnet et<br />
lemenkadaver i brønnen. Vannprøve fra brønnvannet inneholdt termotolerante E. coli og<br />
PCR-undersøkelsen var positiv for bakterien Francisella tularensis. Vel tre uker ut i<br />
sykdomsforløpet ble tularemi bekreftet hos alle pasientene.<br />
Vannbåren toksin-produserende E. coli som årsak til sykdomsutbrudd er uvanlig i Norge. I<br />
2000 ble det imidlertid rapportert et humant-tilfelle av sykdom pga smitte av Shiga toxinproduserende<br />
E. coli (STEC) O103 som ble assosiert til beitende sau og forurensing av en<br />
drikkevannskilde, selv om STEC O103 vanligvis ikke blir påvist hos sau (Urdahl et al., 2003).<br />
Det private vannanlegget hadde en elv som råvannskilde og drikkevannet var ubehandlet. Det<br />
ble påvist STEC O103 hos saueflokken, men etter genotyping var konklusjonen at en<br />
forbindelse mellom det aktuelle humansykdomstilfellet og vannforurensing fra sauer verken<br />
kunne bekreftes eller avvises.<br />
Et utbrudd av Salmonella typhimurium ble registrert i Herøy kommune 1999, der det med stor<br />
sikkerhet er dokumentert at drikkevann fra et vannverk var smittekilden. Epidemiologisk<br />
undesøkelse viste at utbruddet var forbundet med denne smittekilden. Det ble aldri med<br />
sikkerhet påvist Salmonella-bakterier i vannet, men det ble funnet kadaver av en måke i<br />
råvannskilden, og fra dette kadaveret ble det isolert Samonella-bakterier.<br />
2.4.2.3 Opportunistisk patogene bakterier<br />
I en kimtallsundersøkelse påvises de bakteriene som benytter organisk stoff som næring, de<br />
heterotrofe bakteriene. Forekomst av slike bakterier er helt normalt i naturen og de forårsaker<br />
vanligvis ikke sykdom. Enkelte heterotrofe bakterier i drikkevann kan likevel forårsake<br />
sykdom hos personer med nedsatt immunforsvar. Slike bakterier kalles opportunistisk<br />
patogene bakterier.<br />
Antallet av mennesker i befolkningen med nedsatt immunforsvar er økende (feks v/cellegiftbehandling,<br />
organtransplantasjoner, HIV/AIDS). Derfor er det også en økende interesse for<br />
opportunistisk patogene bakterier.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 35
I Norge har en ved Veterinærhøgskolen i flere år undersøkt vannprøver fra norske vannverk i<br />
forbindelse med problemstillinger knyttet til høyt kimtall i rentvannsmagasin og ledningsnett<br />
(Østensvik 2004). I flere av disse prøvene er det påvist heterotrofe bakterier som har<br />
opportunistisk patogene egenskaper (Tabell 2.6).<br />
Tabell 2.6 Opportunistiske patogene bakterier som er påvist i norske<br />
rentvannsmagasiner/ledningsnett (modifisert fra Østensvik, 2004)<br />
Bakterie art<br />
Sphingomonas paucimobilis<br />
Burkholderia cepacia<br />
Comamonas testosteroni<br />
Stenotrophomonas maltophila<br />
Ochrobactrum anthropi<br />
Acinetobacter baumannii<br />
Cryseomonas luteola<br />
Aeromonas hydrophila<br />
Klebsiella pneumoniae<br />
Enterobacter aerogenes<br />
Bacillus cereus<br />
Sykdomstilstand<br />
Sårinfeksjon, urinveisinfeksjon, bakteriemi. Sykehus- infeksjon<br />
(kontaminerte infusjonsvæsker/kateter)<br />
Alvorlig lungebetennelse hos pasienter med cystisk fibrose<br />
Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi<br />
Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi<br />
Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi<br />
Luftveisinfeksjon, urinveisinfeksjon<br />
Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon<br />
Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon<br />
Majoriteten av rapporterte sykdomstilfeller hvor disse bakteriene er påvist, forkommer på<br />
sykehus. Det er ukjent i hvilken grad vann er smittekilde ved sykehusinfeksjoner i Norge.<br />
Med utgangspunkt i 1) det lave kimtallet i drikkevann (normalt < 100/ mL), 2) nødvendige<br />
doser for å bli syk og 3) daglig vanninntak, vurderes i dag risikoen som minimal for<br />
normalbefolkningen i Norge for å bli syk pga vannbåren infeksjon forårsaket av<br />
opportunistiske patogene bakterier.<br />
Hos personer med nedsatt immunforsvarssystem er eksponering for vann (med kimtall<br />
2.5 Eksempler fra utlandske vannforekomster<br />
Undersøkelser av ulike råvannskilder har vist at innholdet av Cryptosporidium og Giardia i<br />
forurensede elver og innsjøer kan være betydelig høyere enn det nivået som er funnet i den<br />
norske undersøkelsen (1-4 (oo)cyster /10 L, se pkt. 2.4.2.1). Innholdet av patogene bakterier<br />
(Campylobacter, Salmonella) kan også være høyt i innsjøer og forurensede elver, mens<br />
konsentrasjonsnivået for virus er lavere (Tabell 2.7).<br />
Tabell 2.7 Forekomst av patogene i ulike råvannskilder. Eksempler på høye, påvisbare<br />
konsentrasjoner (per liter) hentet fra litteraturen. (WHO 2004)<br />
Patogen eller<br />
Indikator gruppe<br />
Innsjøer og<br />
reservoarer<br />
Kloakk-belastede<br />
elver og bekker<br />
Naturlige, ikkebelastede<br />
elver og<br />
bekker<br />
Grunnvann<br />
Campylobacter 20-500 90- 2 500 0-1100 0-10<br />
Salmonella - 3-58 000<br />
1-4 -<br />
(3- 1 000) a<br />
E.coli 10 000-1 000 000 30 000-1 000 000 6 000-30 000 0-1000<br />
Virus 1- 10 30- 60 0-3 0-2<br />
Cryptosporidium 4-290 2 - 480 2-240 0-1<br />
Giardia 2- 30 1 - 470 1-2 0-1<br />
a) det lavere område er fra en nyligere undersøkelse<br />
I perioden 2000-2001 ble i alt 139 prøver fra overflatevann (7 innsjøer, 14 elver) i sørvest-<br />
Finland undersøkt mhp innhold av enteropatogene mikroorganismer: Campylobacter,<br />
Giardia, Cryptosporidium, noroviruses, og fekale indikatorer (termotolerante koliforme<br />
bakterier, E. coli, C. perfringens og F-RNA bakteriofager) (Hörman et al., 2004). I denne<br />
undersøkelsen var 41 % av prøvene (57 av 139) positive for minst en patogen, 17.3 % var<br />
positive for Campylobacter, 13.7 % var positive for Giardia, 10.1 % var positive for<br />
Cryptosporidium og 9.4 % var positive for norovirus. Om vinteren var forekomst av patogene<br />
i prøvene signifikant sjeldnere enn ellers i prøveperioden.<br />
Norovirus lar seg som nevnt tidligere ikke dyrke, men blir påvist vha molekylærbiologiske<br />
metoder (PCR). I en nylig undersøkelse som pågikk i 14 måneder har en forsøkt å kvantifisere<br />
og studere variasjoner av norovirus- innholdet i overflatevann fra elven Meuse i Nederland<br />
(Westrell, 2004, i paper III). Innholdet varierte i området 0-1700 PCR- påvisbar enhet/L<br />
(pdu/L), med høyest innhold om vinteren. I publikasjonen ble kun denne enheten benyttet,<br />
men dersom en antar at 1pdu/L representerer 1 virus/L, så vil det tilsi norovirus- innhold i<br />
området 0-1700/L. En ulempe ved metoden er at den ikke skiller mellom smittsomme og ikke<br />
smittsomme virus.<br />
Basert på måltall for antall sykdomsutbrudd i befolkningen (pkt. 4.3) og beregninger utført<br />
vha kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (pkt. 4.6), er det anbefalt at innholdet av virus i<br />
drikkevann må være mindre enn 2*10 -7 /L (Regli et al. 1991). Hvis en setter et slikt krav til<br />
innholdet av norovirus i vann, så ville vannbehandlingen måtte oppnå en reduksjon på nesten<br />
10 log-enheter for et råvann med 1700 virus/L. Dette eksemplet viser at vi fortsatt vet for lite<br />
om betydningen av virus i drikkevann.<br />
I en svensk undersøkelse ble Giardia og Cryptosporidium påvist i henholdsvis 26 % og 32 %<br />
av i alt 50 vannprøver. Av de i alt 26 lokalitetene som ble undersøkt ble det funnet protozoer i<br />
halvparten av dem og konsentrasjoner i området 0.01-4.6 (oo)cyster pr liter av både Giardia<br />
og Cryptosporidium (Hansen og Stenström, 1998), dvs inntil 10 ganger høyere<br />
konsentrasjoner enn det som er påvist i Norge.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 37
I en engelsk undersøkelse over innholdet av Campylobacter i ferskvann som også ble brukt til<br />
rekreasjon (bading) ble det påvist konsentrasjoner i området
Basert på den informasjonen en har innhentet og som er omtalt ovenfor, kan man gjøre et<br />
grovt anslag mhp mulig konsentrasjonsnivå av et utvalg av viktige patogene mikroorganismer<br />
i norske vannforekomster (overflatevann):<br />
Patogene virus: Norovirus: 0-2000 per L<br />
Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per100mL<br />
Patogene protozoer: Giardia: 0-4 per 10 L<br />
Cryptosporidium: 0-4 per 10 L<br />
Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke<br />
nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne.<br />
I Norge er det vist at ca 32 % av i alt 147 vannkilder har forekomst av Giardia og/eller<br />
Cryptosporidium (Robertsen et al. 2001). Dersom en legger den finske undersøkelsen<br />
tilgrunn, hvor % andel vannprøver som inneholdt parasitter synes å være lik den vi har i<br />
Norge, og antar at forekomst av norovirus og Campylobacter er på samme nivå i de to land,<br />
så skulle det tilsi at 40-50 % av de norske vannkilder er forurenset av potensielt patogene<br />
mikroorganismer. Dette er selvsagt meget usikre anslag mhp verdier som i høyeste grad<br />
trenger verifikasjon, både i form av genotyping av protozoer for å avgjøre om de er<br />
humanpatogene, og i form av undersøkelser mhp innhold av Campylobacter og norovirus i<br />
norske vannforekomster.<br />
Det kan likevel slås fast, på grunnlag av denne gjennomgangen, at det må forventes at det<br />
forekommer både patogene bakterier, virus og parasitter i norske drikkevannskilder og at det<br />
derfor er helt nødvendig å ha en beredskap i drikkevannsforsyningen, inkludert desinfeksjon,<br />
rettet mot denne trusselen. Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de<br />
ulike patogene og ikke minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde<br />
for derigjennom å bli i stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal<br />
desinfeksjonspraksis.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 39
3 Oversikt over desinfeksjonsmetoder<br />
3.1 Generelt om desinfeksjon<br />
Med desinfeksjon mener vi vannbehandling som inaktiverer mikroorganismer. Desinfeksjon<br />
er altså ikke det samme som sterilisering som er en sikker metode for at organismen dør.<br />
Andre vannbehandlingsmetoder som fysisk sett fjerner mikroorganismen, for eksempel<br />
membranfiltrering regner vi her ikke som en desinfeksjonsmetode, men metoden kan likevel<br />
representere en hygienisk barriere.<br />
Desinfeksjon (inaktivering) kan oppnåes ved en rekke metoder:<br />
• Tilsetting av oksidasjonsmiddel (hvorav de viktigste er ulike klorforbindelser og ozon)<br />
• Bestråling (UV)<br />
• Kombinasjoner av oksidasjonsmidler og UV<br />
• Tilsetting av metaller (sølv, kobber etc., som ikke brukes i vannverkssammenheng)<br />
• Ultralyd (som ikke brukes i vannverkssammenheng)<br />
De desinfeksjonsmetodene som brukes i offentlige vannbehandlingsanlegg, er i all vesentlig<br />
grad basert på tilsetting av oksidasjonsmidler (primært klorforbindelser og ozon), UVbestråling<br />
eller kombinasjoner av disse, og vi skal derfor begrense oss til å omtale disse<br />
metodene her.<br />
3.1.1 Desinfeksjonsmekanismer<br />
Hvilke mekanismer som fører til at patogene mikroorganismer inaktiveres ved<br />
desinfeksjonen, er avhengig både av desinfeksjonsmetode, desinfeksjonsmiddel og hvilken<br />
mikroorganisme det gjelder. Fem foreslåtte mekanismer er (1) nedbrytning av celleveggen,<br />
(2) endring av cellens permeabilitet (3) endringen av protoplasmaets kolloide natur (4)<br />
endring av organismens DNA eller RNA og (5) inhibering av enzymaktivitet, se Tabell 3.1.<br />
Sannsynligvis er det flere enn én av disse mekanismene som gjelder samtidig.<br />
Tabell 3.1<br />
Desinfeksjonsmekanismer ved ulike desinfeksjonsmetoder<br />
Klor Ozon UV<br />
- Oksidasjon<br />
- Reaksjon med tilgjengelig klor<br />
- Protein utf elling<br />
- Modif ikasjon av permeabiliteten i<br />
cellevegg<br />
- Hy droly se og mekanisk<br />
ødeleggelse<br />
- Direkte oksidasjon/ ødeleggelse av<br />
cellevegg<br />
- Reaksjoner med radikaler som<br />
dannes v ed nedbrytning av ozon<br />
- Ødeleggelse av cellenes nukleinsy rer<br />
- Deling av karbon-nitrogen bindinger<br />
noe som f ører til depolymerisering<br />
- Fotokjemisk ødeleggelse av<br />
RNA og DNA i cellen<br />
Inaktiveringsmekanismene er annerledes ved UV-desinfeksjon enn ved bruk av klor og ozon.<br />
Ved det to siste kan man anta at desinfeksjonsprosessen skjer i to trinn, nemlig:<br />
• Bevegelse av desinfeksjonsmidler gjennom mikroorganismens cellevegg<br />
• Reaksjon med enzymer inne i cellen<br />
Vi kan observere at nøytrale molekyler er mer baktericide enn ioner, hvilket er naturlig siden<br />
nøytrale molekyler møter mindre motstand ved gjennomgang av celleveggen enn ioner. For<br />
ioner vil elektrostatiske frastøtningskrefter og sorpsjon føre til motstand mot<br />
gjennomtrengning av celleveggen. Kraftige kjemiske oksidasjonsmidler som klor, klordioksid<br />
og ozon kan dessuten forårsake desinfeksjon ved direkte nedbrytning av cellematerialets<br />
organiske stoff. Dette betyr imidlertid ikke at alle oksidasjonsmidler nødvendigvis er effektive<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 40
desinfeksjonsmidler. Eksempelvis er hydrogenperoksid (H 2 O 2 ) et kraftig oksidasjonsmiddel,<br />
men ikke et særlig effektivt desinfeksjonsmiddel bortsett fra i kombinasjon med UV.<br />
Ved UV bestråling påvirkes arvestoffet i cellen slik at cellen ikke kan reprodusere og når den<br />
ikke kan reprodusere i en vert, er den ikke lenger smittsom.<br />
3.1.2 Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten<br />
Desinfeksjonseffektiviteten avhenger av følgende faktorer:<br />
• Kontakttiden mellom desinfeksjonsmidlet og vannet<br />
• Konsentrasjon og type av desinfeksjonsmiddel<br />
• Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren<br />
• Antall og typer av organismer som skal inaktiveres<br />
• Temperaturen<br />
• Vannets sammensetning<br />
3.1.2.1 Kontakttid<br />
Kontakttiden mellom desinfeksjonsmiddel og vann er av avgjørende betydning for<br />
desinfeksjonseffektiviteten. Generelt gjelder at effektiviteten vil øke med økende kontakttid<br />
ved en gitt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel.<br />
Desinfeksjonshastigheten, dvs. hastigheten hvormed mikroorganismer dør ut ved tilførsel av<br />
desinfeksjonsmiddel, uttrykkes vanligvis ved Chicks lov (Chick, 1908):<br />
dN t /dt = -k . N t<br />
dN t /dt = nedbrytnings eller utdøingshastigheten<br />
k = er hastighetskonstanten for utdøing, bestemt av aktuell organisme og aktuelt<br />
desinfeksjonsmiddel<br />
N t = er antall levende mikroorganismer pr. volumenhet etter tid t.<br />
Chicks lov sier altså ganske enkelt at utdøingshastigheten er til enhver tid proporsjonal med<br />
gjenværende antall av levende mikroorganismer. Vi ser at ligningen har den generelle form av<br />
en første ordens reaksjon, og om vi integrerer mellom t = 0 (N = N o ) og t = t (N = N t ), får vi:<br />
N t /N 0 = e -kt , som vi også kan skrive :<br />
ln N t /N 0 = - k . t<br />
Når man referer til inaktiveringsgrad, oppgir man vanligvis en viss log 10 -inaktivering<br />
ln N t /N 0 = 2,3 log 10 N t /N 0 ,<br />
log 10 N t /N 0 = -k/2,3 = - k ’ . t.<br />
Vanligvis brukes benevnelsen k på utdøingskonstanten uansett om man bruker ln eller log 10 .<br />
Vi referer derfor i det følgende til utdøingskonstanten som k selv om vi refererer til log 10<br />
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.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 41
Chicks lov gjelder egentlig bare under "stasjonære" forhold, dvs. at alle organismer det er tale<br />
om inaktiveres likt av et gitt desinfeksjonsmiddel, at man opererer med en konstant<br />
konsentrasjon av desinfeksjonsmiddelet, at man ikke har forbindelser som interfererer i<br />
reaksjonen og at pH, temperatur og ionestyrke er konstant under reaksjonen.<br />
I praksis har man funnet et utdøingshastigheten i noen tilfeller øker noe og i andre tilfeller<br />
minker noe med tiden. Ligningen over er derfor ofte modifisert ti1<br />
log N t /N 0 = - k . t m<br />
Når m > 1, øker utdøingshastigheten med tiden mens det motsatte er tilfellet når m < 1.<br />
3.1.2.2 Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet<br />
Watson (1908) påviste tidlig at utdøingskonstanten, k, var relatert til konsentrasjonen av<br />
desinfeksjonsmiddelet, C, som følger:<br />
k = α . C n<br />
k<br />
α<br />
C<br />
n<br />
= utdøingskonstanten<br />
= inaktiveringskonstanten<br />
= konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddelet<br />
= koeffisient karakteristisk for desinfeksjonsmiddelet<br />
Kombineres man de to uttrykkene får man det som går under navnet Chick/Watson<br />
relasjonen:<br />
dN t /dt = - α . C n . N t<br />
som integrerer til<br />
log N t /N 0 = - α . C n . t<br />
I utgangspunktet antar man vanligvis at n = 1, dvs graden av inaktivering er bestemt av<br />
produktet av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon og kontakttiden og at disse to faktorene<br />
derfor har like stor innflytelse. Dette er imidlertid ikke nødvendigvis alltid tilfelle, noe som<br />
kan fastslås ved å plotte C mot t på log-papir for et gitt inaktiveringsnivå. Når n > 1 vil<br />
innflytelsen av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon være størst, mens kontakttiden er av<br />
større betydning enn konsentrasjonen når n > 1.<br />
Vi kan bestemme inaktiveringskonstanten som vinkelkoeffisienten i et plot av<br />
inaktiveringsgraden (log N t /N 0 ) på y-aksen og mot C . t på x-aksen, se eksempel i<br />
Figur 3.1.<br />
Ulike organismer tåler ulik dose, se Figur 3.2, som viser et eksempel på en sammenligning av<br />
nødvendig Ct for 4 ulike organismer ved desinfeksjon med klor.<br />
3.1.2.3 Ct-verdien<br />
Ct-relasjonen er meget sentral i forbindelse med dimensjonering og drift av<br />
desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved<br />
en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den<br />
aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Data for<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 42
Figur 3.1<br />
Eksempel på sammenheng mellom inaktiveringsgrad og Ct. Inaktivering av<br />
Giardia cyster med fri klor ved 10ºC (US EPA, 1999)<br />
Figur 3.2<br />
Eksempel på nødvendig klorkonsentrasjon og kontakttid for 2 log inaktivering<br />
E.coli og ulike virus med ulike desinfeksjonsmidler ved 0 – 6 ºC<br />
inaktiveringskonstanten kan finnes i litteraturen, bestemt på bakgrunn av forsøk som er gjort<br />
med ulike mikroorganismer.<br />
Det er svært viktig å presisere at man må være på vakt når man skal tolke Ct-verdier som man<br />
finner i litteraturen. Noen av disse er verdier som er vitenskapelig bestemt i laboratoriet slik<br />
som vist i figurene over. Andre ganger refereres det til Ct-verdier som anbefales av<br />
myndighetene i forbindelse med dimensjonering og drift av anlegg. De siste bygger på de<br />
første, men myndighetene legger vanligvis på sikkerhetsfaktorer som skal fange opp<br />
variasjoner i forskningsresultater, variasjoner i praktiske betingelser i forhold til<br />
forsøksbetingelser osv. Man kan derfor ikke alltid sammenligne Ct-verdier fordi de stammer<br />
fra ulike typer av kilder. Dette syndes det mye mot og er ofte årsak til forvirring. I denne<br />
rapporten skal vi forsøke å være klare på hvor oppgitte Ct-verdier stammer fra – fra<br />
retningslinjer eller fra forskningsresultater.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 43
Ct-verdien kan brukes som et direkte mål på barriereeffekten, fordi denne verdien kan si oss<br />
hvor stor log-reduksjon som kan forventes ved gitte betingelser av C og t. I den norske<br />
Veiledningen til Drikkevannsforskriften benyttes Ct-prinsippet indirekte idet man for<br />
eksempel for klor sier at man har en hygienisk barriere dersom man har en restkonsentrasjon<br />
av klor på minst 0,05 mg/l etter 30 min oppholdstid etter at desinfeksjonsmiddelet er tilsatt,<br />
tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mgmin/l. Dette er imidlertid en svært statisk betraktningsmåte<br />
som ikke gir rom for variasjoner C og t imellom for å nå en ønsket Ct. Veiledningen tar heller<br />
ikke hensyn til at konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddel har variert gjennom kontakttanken<br />
fra å være høyest like etter tilsetting og lavest ved slutten.<br />
Vi skal komme tilbake til bruken av Ct prinsippet senere. Vi vil vise at utfordringen med bruk<br />
av prinsippet er å bestemme hva som er riktig C og riktig t. I det følgende skal vi se nærmere<br />
på hvorfor strømningsbildet i kontakttanken for desinfeksjon har stor betydning for<br />
oppholdstiden.<br />
3.1.2.4 Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren<br />
Når man skal bruke informasjon om Ct trenger man kjennskap til hvilken t som skal brukes.<br />
Den midlere, hydrauliske oppholdstid for enhver reaktor er:<br />
T h = V/Q<br />
der V er reaktorvolumet og Q er vannmengden<br />
Den reelle oppholdstiden til et vannelement er imidlertid avhengig av hvilket strømningsbilde<br />
man har i reaktoren. Dette varierer avhengig av reaktorens utforming og dermed i hvilken<br />
grad av blanding man har i reaktoren. Det finnes to hovedformer av idealiserte systemer<br />
innenfor reaktorhydraulikken:<br />
• Stempelstrøm (plug flow)<br />
• Ideell blanding (complete mixed flow)<br />
I en idealisert stempelstrømsreaktor vil alle vannelementer oppholde seg i reaktoren like<br />
lenge, nemlig en tid lik den hydrauliske oppholdstiden. Vannelementene flytter ikke på seg i<br />
forhold til hverandre. To vannelementer som kommer inn samtidig vil bevege seg gjennom<br />
reaktoren med samme hastighet og komme ut samtidig. Skjer det en reaksjon når vannet<br />
passerer gjennom reaktoren, for eksempel et forbruk av desinfeksjonsmiddel, vil endring i<br />
konsentrasjonen gjennom reaktoren kun skje som en følge av reaksjonen. Oksidasjonsmiddel<br />
som tilføres, C inn , vil for eksempel reagere med komponentene i vannet og forlate reaktoren<br />
med en lavere utløpskonsentrasjon, C ut .<br />
I reaktorer med ideell blanding vil vi ha med et helt spekter (en fordeling) av oppholdstider å<br />
gjøre. To vannelementer som kommer inn i reaktoren samtidig, kan forlate den på helt<br />
forskjellige tidspunkt. Siden det til enhver er full blanding, vil konsentrasjonen ut, C ut , være<br />
lik den tilstedeværende konsentrasjonen i reaktoren, C, og den konsentrasjonen som vi får ut<br />
vil både være et resultat av reaksjonen og av blandingen i reaktoren.<br />
De fleste reaktorer vil ha et strømningsbilde som er en mellomting av disse to ytterpunktene.<br />
Man kan bruke sporstoffundersøkelser (tracerstudier) til å karakterisere strømningsbildet i<br />
reaktorer og dermed også bestemme virkelig oppholdstid. Sporstoffet tilsettes ved innløpet<br />
(der desinfeksjonsmiddelet tilsettes) og konsentrasjonen ved utløpet registreres over tid.<br />
Avhengig av tilsetningsmåten, momentantilsetting eller trinntilsetting, fås ulike kurver som<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 44
kan analyseres. Figur 3.3 viser hvordan forskjellige typer reaktorer responderer på momentan<br />
tilsetting av sporstoffmengde.<br />
Figur 3.3<br />
Utløpskonsentrasjon etter momentan tilsetting av sporstoff ved innløpet.<br />
Det er bare ved stempelstrømning at alle vannelementene har den samme oppholdstid, nemlig<br />
midlere oppholdstid, T h . For alle andre strømningsbilder vil vi ha med en fordeling av<br />
oppholdstider å gjøre. For et tilfeldig strømningsbilde som ligger et sted mellom ideell, vil<br />
tyngdepunktet av oppholdstider alltid være kortere enn den ved stempelstrømning, noe som<br />
for desinfeksjon i praksis vi bety at størrelsen på reaktoren ved den ikke-ideelle<br />
stempelstrømning alltid må være lenger enn den ved stempelstrømning dersom<br />
desinfeksjonseffektiviteten skal bli den samme.<br />
I og med at desinfeksjonsreaksjonene er av en høyere orden enn null (vanligvis av 1. orden)<br />
vil alltid en stempelstrømningsreaktor være mer effektiv enn en idealblandingsreaktor. Eller<br />
sagt på en annen måte; man trenger kortere midlere oppholdstid i en stempelstrømningsreaktor<br />
enn en idealblandingsreaktor for å oppnå samme inaktiveringseffekt.<br />
Graden av stempelstrømning kan tilstrebes på flere måter:<br />
• Lengde-bredde forholdet<br />
• Ledevegger som styrer strømningen (øker lengde-bredde forholdet)<br />
• Kontaktmedium (hindrer turbulens, kan betraktes som mange små reaktorer)<br />
• Unngå dødsoner der vannet står stille<br />
• Benytt flere tanker i serie (unngår tilbakeblanding)<br />
De fleste reaktorer har et strømningsbilde som ligger et sted mellom stempelstrømning og<br />
idealblanding. Omrørte tanker er nær ideelt blandede, mens rør-reaktorer og pakkede kolonner<br />
har nær ideell stempelstrømning. Jo flere omrørte tanker man bruker i serie, jo mer nærmer<br />
strømningsbildet seg stempelstrømning. Det kan vises matematisk at om vi setter uendelig<br />
mange idealblandingsreaktorer i serie, så får disse strømningsbildet til en<br />
stempelstrømningsreaktor.<br />
Vi kan demonstrere dette ved å se på nødvendig midlere oppholdstid for en<br />
stempelstrømningsreaktor (SSR) sammenlignet med en idealblandingsreaktor (IBR) og n<br />
idealblandingsreaktorer i serie når desinfeksjonsmiddelet reagerer i henhold til en 1.ordens<br />
reaksjon.<br />
Nødvendig oppholdstid stempelstrømning: 1/k 1 ln C 0 /C<br />
Nødvendig oppholdstid ideell blanding : 1/k 1 [(C 0 /C -1)]<br />
Nødvendig oppholdstid n IBR i serie : n/k 1 [(C 0 /C) 1/n -1]<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 45
Tar vi utgangspunkt i disse ligningene kan vi for eksempel beregne forholdet mellom<br />
nødvendig volum med n idealblandingsreaktorer i serie sammenlignet med én<br />
stempelstrømningsreaktor for å oppnå en viss reduksjon (her 99 % og 99,9 %), som blir:<br />
n 99 % (2 log) 99,9 % (3 log)<br />
1 21,5 145<br />
2 3,91 8,9<br />
3 2,32 3,8<br />
4 1,88 2,7<br />
Vi ser at nødvendig volum for en stempelstrømningsreaktor blir langt mindre enn for en<br />
idealblandingsreaktor når vi kun har én IBR, men at oppdeling i flere IBR raskt reduserer<br />
forskjellen. Det å dele opp et kontaktkammer i flere segmenter er derfor alltid effektivt.<br />
I enkelte veiledninger (f.eks. fra USEPA) bruker størrelsen T 10 for å karakterisere<br />
strømningsbildet i forbindelse med beregning av inaktiveringskreditt. T 10 er den oppholdstid<br />
som tilsvarer at 90 % av en tilsatt tracer har forlatt reaktoren mens 10 % fortsatt ikke har.<br />
3.1.2.5 Temperatur<br />
Temperaturen har også innflytelse på desinfeksjonsprosessene. Som en tommeltottregel kan<br />
man regne med at inaktiveringshastigheten ved bruk av klor eller ozon fordobles ved hver 10<br />
ºC økning i temperaturen i det temperaturområdet vi vanligvis opererer i<br />
drikkevannsbehandlingen. Inaktiveringseffektiviteten ved UV-bestråling ser imidlertid i liten<br />
grad å være avhendig av temperatur.<br />
3.1.2.6 Vannets sammensetning<br />
Vannets sammensetning vil kunne ha stor innvirkning på desinfeksjonsprosessen. Dette<br />
gjelder vannets innhold av organisk stoff, oksiderbart uorganisk stoff, partikler osv og i tillegg<br />
vil pH, alkalitet, temperatur også ha betydning. Man kan derfor ikke uten videre overføre<br />
erfaringen med desinfeksjon fra ett vann til et annet.<br />
For eksempel kan vannets innhold av organisk stoff påvirke en desinfeksjonsprosess som<br />
bygger på oksidasjonsmiddel på forskjellige måter:<br />
• Visse organiske forbindelser kan adsorberes til mikroorganismen og således skape<br />
motstand mot overføring av desinfeksjonsmidlet til cellen.<br />
• Desinfeksjonsmidlet kan komme ti1 å reagere med løste forbindelser i vannet, slik at<br />
det dannes kompleksforbindelser som er mindre effektive desinfeksjonsmidler enn et<br />
opprinnelige.<br />
• Desinfeksjonsmiddelet kan komme til å reagere direkte med det organiske stoff ved en<br />
oksidasjonsreaksjon, slik at tilgjengelig desinfeksjonsmiddel og dermed<br />
desinfeksjonseffektiviteten blir redusert.<br />
I det følgende skal vi gi en oversikt over de vanligste desinfeksjonsmetodene og hvor<br />
effektive disse er. Denne fremstillingen pretenderer ikke å være fullstendig. Det finnes en<br />
rekke håndbøker som det vises til når det gjelder detaljer.<br />
Det vi skal prøve å fokusere på, er forhold som vi tror er av spesiell betydning når metoden<br />
brukes i drikkevannsbehandlingen i Norge. De mest aktuelle desinfeksjonsmetodene i Norge,<br />
er klorering, ozonering og UV-bestråling. Andre oksidasjonsmidler, som for eksempel H 2 O 2<br />
benyttes primært i kombinasjon med UV eller ozon.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 46
3.1.3 Noen desinfeksjonsbegreper<br />
I denne rapporten vil man støte på følgende begreper, som ellers er lite brukt i Norge:<br />
• Fordesinfeksjon<br />
• Primærdesinfeksjon<br />
• Sekundærdesinfeksjon<br />
Fordesinfeksjon innebærer at man tilsetter et oksidasjonsmiddel (som samtidig er et<br />
desinfeksjonsmiddel) på råvannet for oppnå en oksidasjonseffekt (av jern, organisk stoff etc.)<br />
og hvor man samtidig får en desinfeksjonseffekt.<br />
Primærdesinfeksjon er den egentlige desinfeksjon, dvs den prosess som primært tar sikte på å<br />
inaktivere mikroorganismer i anlegget og bare har det som hensikt.<br />
Sekundærdesinfeksjon er den tilsetting av et desinfeksjonsmiddel i den primære hensikt å<br />
hindre inaktivere mikroorganismer på ledningsnettet enten for å møte en kontaminering på<br />
nettet eller for å hindre vekst.<br />
3.2 Desinfeksjon med klorforbindelser<br />
Klorering er den vanligste desinfeksjonsmåten, globalt sett. Ulike klorforbindelser brukes for<br />
desinfeksjon og vi skal her skille mellom desinfeksjon med klor og kloramin og desinfeksjon<br />
med klordioksid.<br />
Det er vel kjent at klorering danner en rekke helseskadelige desinfeksjonsbiprodukter i form<br />
av trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. Dette skal derfor<br />
også berøres i det følgende.<br />
3.2.1 Desinfeksjon med klor<br />
Klor ble første gang brukt som desinfeksjonsmiddel i 1908, og har siden vært det mest<br />
anvendte desinfeksjonsmiddelet globalt sett fordi det har vært et tjenlig og billig<br />
desinfeksjonsmiddel. Denne posisjonen er imidlertid av en rekke årsaker i ferd med å mistes,<br />
fordi:<br />
• Klor danner helseskadelige klororganiske stoffer ved reaksjon med naturlig organisk<br />
stoff (humus)<br />
• Klor er ikke effektivt mot parasitter<br />
Ettersom klor imidlertid er effektivt overfor bakterier og virus, vil dette desinfeksjonsmiddelet<br />
sannsynligvis fortsatt bli mye brukt.<br />
Klor benyttes i ulike former, som klorgass (Cl 2 ), som natriumhypokloritt (NaOCl) i en<br />
klorløsning, eller som kalsiumhypokloritt (Ca(OCl) 2 ), et tørt produkt som løses opp i vann før<br />
bruk.<br />
Klorgass blir fremstilt ved elektrokjemisk oksidasjon av en koksaltløsning. Hydrogen og lut<br />
blir samtidig produsert<br />
2 H 2 O + 2 NaCl = H 2 + 2NaOH + Cl 2 (3.1)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 47
3.2.1.1 Klor reaksjoner med vann<br />
Når klor tilsettes vann, kan vi få følgende klorforbindelser i vannet:<br />
• Underklorsyrling (HOC1), hypoklorittion (OCl - ) og molekylært klor (C1 2 ).<br />
Molekylært klor vil ved normale pH forhold straks hydrolysere til de to andre<br />
forbindelser som utgjør det vi kaller fritt tilgjengelig klor.<br />
• Monokloramin (NH 2 C1), dikloramin (NHCl 2 ), og nitrogentriklorid (NC1 3 ). For at<br />
disse forbindelser skal dannes, forutsettes det at vannet inneholder ammonium eller<br />
organisk bundet nitrogen. Kloraminene utgjør det vi kaller bundet tilgjengelig klor.<br />
• Komplekse klororganiske forbindelser som er et resultat av klors reaksjon med<br />
organisk stoff<br />
Ofte snakker vi om et vanns klorbehov. Klorbehovet kan defineres som forskjellen mellom<br />
mengde dosert klor og mengde restklor (fritt eller bundet, tilgjengelig klor) som er tilstede i<br />
vannet etter en viss tid. Klorbehovet uttrykker således en likevektstilstand for den kjemiske<br />
reaksjon under de gitte betingelser.<br />
Fritt, ti1gjengelig klor er mer effektivt for desinfeksjon enn bundet, tilgjengelig klor. Derfor<br />
ønsker vi at klor skal være på denne formen i den primære desinfeksjon. Bundet tilgjengelig<br />
klor er mindre reaktivt og holder seg derfor lengre på nettet og bundet klor benyttes derfor for<br />
sekundær desinfeksjon (sikkerhetsklorering).<br />
Når det gjelder de ulike formene av fritt, tilgjengelig klor, er underklorsyrling betydelig mer<br />
effektivt (70-80 ganger) enn hypokloritt-ion til å inaktivere bakterier. Man tror at dette<br />
skyldes av HOCl er uladet (et molekyl) som møter mindre motstand ved passasje gjennom<br />
celleveggen enn OCl - som er ladet (et ion). Vi skal se nærmere på klors kjemiske reaksjon<br />
med vannet.<br />
3.2.1.2 Fritt tilgjengelig klor<br />
Når klor på gassform (som Cl 2 ) tilsettes vann, er det to reaksjoner som skjer, først en<br />
hydrolyse og så en dissosiasjon.<br />
Hydrolysen : Cl 2 + H 2 O = HOCl + H + + Cl - (3.2)<br />
Dissosiasjonen: HOCl = H + + OCl - (3.3)<br />
Når klor tilsettes på hypokloritt-form tilsettes får vi tilsvarende:<br />
NaOCl = Na + + OCl - (3.4)<br />
OCl - + H + = HOCl (3.5)<br />
Ligning 3.2 er ved pH > 3 fullstendig forskjøvet mot høyre, og store mengder klor kan<br />
følgelig løses i vann (K likevekt = 4,5 . 10 -4 (mol/l) 2 ved 25 ºC). Det går fram av ligning 3.3 at<br />
fordelingen mellom HOCl og OCl - også er avhengig av pH.<br />
Skriver vi denne ligningen som følger:<br />
K diss /[H + ] = [OCl - ]/[HOCl] = (100 - % [HOCl]) / % [HOCl]<br />
og plotter denne sammenhengen i et diagram, får vi Figur 3.4.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 48
Figur 3.4<br />
Fordelingen mellom HOC1 og OC1 som funksjon av pH<br />
Som nevnt er HOCl molekylet betydelig mer effektivt som desinfeksjonsmiddel enn<br />
hypokloritt-ionet, og følgelig har vannets pH svært stor betydning for desinfeksjonseffektiviteten<br />
ved klorering. Når pH i vannet ligger under 6,5, finnes klor til stede nesten bare<br />
som underklorsyrling, mens hypokloritt-ionet er helt dominerende ved pH > 8,5. Mellom pH<br />
6,5 og 8,5, hvor vi ofte opererer i drikkevannsbehandlingen, vil begge formene av fritt klor<br />
være til stede.<br />
Ettersom HOCl er mange ganger mer effektivt enn OCl - (se Figur 3.5), vil vi trenge langt<br />
mindre klor for å oppnå en gitt inaktiveringseffekt ved pH på den sure siden enn på den<br />
basiske. Eller sagt på en annen måte; ved en gitt klordose vil inaktiveringseffektiviteten være<br />
langt høyere på den sure siden og vi bør derfor tilstrebe at klor doseres før pH-økning for<br />
korrosjonskontroll.<br />
Figur 3.5<br />
Nødvendig kontakttid for å oppnå 2 log inaktivering av E. coli ved ulike<br />
klorforbindelser. Linjer for gitte Ct-verdier er også angitt<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 49
Temperaturen har også stor innflytelse, spesielt mellom pH = 6,5 og pH = 8,5, noe som<br />
fremgår av Figur 3.4.<br />
3.2.1.3 Bundet tilgjengelig klor<br />
Ammonium i vannet vil reagere med fritt, tilgjengelig k1or og danne kloramin, eller det vi<br />
kaller bundet tilgjengelig klor. De viktigste reaksjoner er:<br />
NH + 4 + HOCl = NH 2 Cl + H + + H 2 O<br />
NH 2 Cl + HOCl = NHCl 2 + H 2 O<br />
NHCl 2 + HOCl = NCl 3 + H 2 O<br />
(NH 2 Cl – monokloramin)<br />
(NHCl 2 – dikloramin)<br />
(NCl 3 – trikloramin eller nitrogentriklorid)<br />
Mono- og dikloramin vil dominere i drikkevann og pH bestemmer fordelingen mellom de to,<br />
som vist i Tabell 3.2. Dikloramin gir en ubehagelig lukt og smak på vannet mens<br />
monokloramin ikke gjør det. Derfor prøver man å unngå dannelse av dikloramin ved å holde<br />
pH høy (> 8).<br />
Tabell 3.2<br />
Innflytelse av pH på fordeling av monokloramin og dikloramin<br />
pH % NH 2 Cl % NHCl 2<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
16<br />
38<br />
65<br />
85<br />
94<br />
84<br />
62<br />
35<br />
15<br />
6<br />
Kloraminene gir desinfeksjonsvirkning, men de er betydelig mindre effektive som<br />
desinfeksjonsmidler enn både HOCl og OCl - , se Figur 3.5 foran.<br />
Dette at fritt, tilgjengelig klor vil reagere med ammonium, og det at klor i tillegg er et<br />
oksidasjonsmiddel, som vil reagere med oksiderbare organiske og uorganiske stoffer, skaper<br />
visse problemer ved desinfeksjon med klor i og med at man er interessert i å opprettholde en<br />
gitt restklormengde i vannet.<br />
Tilsetter vi økende mengder av klor til et vann som inneholder kloroksiderbart stoff og også<br />
ammonium og måler restklormengden, vil vi få frem en kurve som er angitt i Figur 3.6.<br />
Klor vil først forbrukes av reduserende stoffer som for eksempel organisk stoff (humus), Fe 2+<br />
og Mn 2+ slik at mesteparten av det tilsatte klor reduseres til klor-ion og vi måler ingen<br />
restklor.<br />
Etter at klorbehovet til oksidasjon er tilfredsstilt, vil klor fortsette å reagere med ammonium i<br />
vannet og danne kloraminer (punkt A til B i Figur 3.6). Så lenge molforholdet mellom klor og<br />
ammonium er mindre enn 1, vil det dannes monokloramin og dikloramin. Mellom punkt B og<br />
C, som kalles brekkpunktet, vil noe av kloraminene overføres til nitrogentriklorid mens resten<br />
vil oksideres til nitrogendioksid (N 2 0) og nitrogen (N 2 ), slik at klor blir redusert til klor-ion,<br />
og følgelig vil restklormengden avta mellom B og C. Ved brekkpunktet, der molforholdet<br />
mellom klor og ammonium er 2, vil kloraminene være fullstendig oksidert, og en ytterligere<br />
tilsetning av klor vil resultere i en proporsjonal økning i fritt, tilgjengelig restklor (hypokloritt<br />
som ikke har reagert).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 50
Figur 3.6<br />
Brekkpunktklorering<br />
Fordelen med å klorere forbi brekkpunktet er:<br />
• God desinfeksjon er sikret fordi fri restklor er mer effektivt enn bundet restklor<br />
• Mesteparten av lukt og smaksfremkallende stoffer vil være fjernet<br />
• Ammonium er fjernet<br />
De fleste norske vannkilder har et lavt innhold av ammonium, og vi ser sjelden så markerte<br />
brekkpunkt som det som er angitt i Figur 3.6. Derimot er det vanlig at et eksisterer et<br />
klorbehov som skyldes oksidasjon av naturlig organisk stoff (humus).<br />
3.2.2 Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon<br />
Kloramin er lite brukt som primært desinfeksjonsmiddel, men har funnet betydelig anvendelse<br />
i enkelte land for sekundærdesinfeksjon (sikkerhetsdesinfeksjon).<br />
3.2.2.1 Generering<br />
Når kloraminering benyttes, må man vanligvis tilsette både klor og ammonium. Ofte tilsettes<br />
klor for primærdesinfeksjon og etter at en viss restklor er etablert, tilsettes ammonium, for<br />
eksempel i form av ammoniakk. Man ønsker primært å danne monokloramin. For å hindre<br />
dannelse av dikloramin og nitrogentriklorid sørger man for at pH er på den alkaliske siden og<br />
at forholdet mellom klor og ammonium holder seg i området 3:1 - 5:1, med en typisk verdi på<br />
4:1.<br />
Både klor og ammonium kan tilsettes både som gass og som løsning. Vanligvis tilsettes klor<br />
først, men tilsettingsrekkefølgen vil være avhengig av hva man ønsker å oppnå .<br />
3.2.2.2 Doseringspunkt<br />
Som nevnt brukes kloramin nesten utelukkende for sekundærdesinfeksjon fordi:<br />
• Kloraminene er ikke så reaktive overfor organisk stoff som klor og danner derfor ikke<br />
trihalometaner i samme grad<br />
• Monokloramin er mer stabil og holder seg derfor lenger på nettet enn klor og antas<br />
derfor å gi bedre vern mot begroing på nettet og i høydebasseng<br />
• Monokloramin har også vist seg å være bedre til å trenge gjennom en allerede dannet<br />
biofilm og dermed bedre til å holde kontroll på veksten av biofilm<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 51
• Enkelte mener at man erfarer mindre lukt og smaksproblemer med monokloramin enn<br />
ved bruk av klor men dette punktet er sannsynligvis mindre viktig i Norge hvor<br />
klorbehovet normalt er svært lavt<br />
I USA der kloramin er i utstrakt bruk, er den normale dosen av kloramin 1-4 mg/l. Den minste<br />
restkloramin konsentrasjonen er vanligvis satt til 0,5 mg/l. Vanligvis tilsettes klor først slik at<br />
man oppnår den ønskede primære inaktiveringseffekt. Når klorkonsentrasjonen etter<br />
nødvendig oppholdstid har kommet ned i et tilstrekkelig lavt nivå, tilsettes ammonium for å<br />
omdanne gjenværende fri restklor til bundet restklor (som kloramin).<br />
Ettersom kloramin er betydelig mindre effektiv som desinfeksjonsmiddel enn fritt,<br />
tilgjengelig klor (ca 200 ganger), anbefales det ikke brukt for primærdesinfeksjon. Det kreves<br />
så høye Ct verdier for å oppnå en viss inaktiveringsgrad at det kan diskuteres om<br />
kloraminering i realiteten bør betraktes som en desinfeksjonsmetode, dvs en metode som<br />
evner å inaktivere uønskede patogener. Primært bør kloraminering ses på som en metode for å<br />
hindre uønsket vekst på ledningsnettet.<br />
3.2.3 Bruk av klordioksid<br />
Klordioksid (ClO 2 ) er et sterkt oksidasjonsmiddel med høy løselighet i vann. ClO 2 produseres<br />
på stedet med utgangspunkt i natriumkloritt eller natriumklorat. Det foreligger flere<br />
produksjonsprosesser, eksempelvis den som er vist i ligningen nedenfor.<br />
Cl 2 (gass) + 2 NaClO 2(aq) = 2 ClO 2(aq) + 2 NaCl<br />
Et alternativ er den såkalte ”Jazka-CIP” prosessen som gjerne brukes når man kun skal<br />
produsere små mengder av klordioksid.<br />
2 NaClO 3 + 2 SO 2 = 2 ClO 2 + Na 2 SO 4<br />
Fordelene med klordioksid i forhold til klor og ozon er at klordioksid ikke danner<br />
trihalometaner ved reaksjon med organisk stoff eller bromat ved oksidasjon av bromid.<br />
Dessuten er desinfeksjonseffektiviteten uavhengig av pH noe som kan være en betydelig<br />
fordel når vannet må gjennomgå pH- og alkalitets-korreksjon pga korrosjonskontroll.<br />
Klordioksid er også et effektivt oksidasjonsmiddel for jern og mangan.<br />
Ulempen ved bruk av klordioksid er at også dette oksidasjonsmiddelet danner uønskede<br />
uorganiske biprodukter, i form av kloritt (ClO 2 - ) og i mindre grad klorat (ClO 4 - ). Kloritt kan<br />
oksidere hemoglobin og forårsake methemoglobinemi (på samme måte som nitrat) i spedbarn.<br />
Kloritt kan også forårsake hemolytisk anemi hos dialysepasienter. Av disse årsakene er bruk<br />
av klordioksid ikke brukt i Norge på tross av at det neppe kan sies å foreligge overbevisende<br />
dokumentasjon av risikoen forbundet med bruk av klordioksid.<br />
I henhold til Folkehelseinstituttet er det ikke et absolutt forbud mot bruk av klordioksid, men<br />
ingen har søkt om å få det godkjent som desinfeksjonsmiddel. Når man veier fordelene med<br />
klordioksid mot ulempene, kan det synes som om man i enkelte tilfeller bør vurdere dette<br />
desinfeksjonsmiddelet. I Sverige benyttes klordioksid ved flere vannverk, for eksempel ved<br />
Lackarbäck vannverk i Gøteborg.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 52
3.2.4 Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon<br />
I det følgende skal vi se nærmere på dokumenterte inaktiveringseffektiviteter ved bruk av<br />
klorforbindelser, vanligvis uttrykt ved en gitt nødvendig Ct-verdi for å oppnå en gitt<br />
inaktiveringsgrad (log reduksjon). De fleste av disse studiene er gjort i begerforsøk i<br />
laboratoriet. Det er viktig å presisere at når slike data skal overføres til praksis, må man ta<br />
hensyn til alle andre faktorer som innvirker på desinfeksjonseffektiviteten, for eksempel<br />
strømningsbildet<br />
3.2.4.1 Bakterier<br />
I Tabell 3.3 er det vist en sammenstilling av studier gjort for å bestemme Ct-verdier for 99 %<br />
reduksjon (2-log) av bakterier med ulike klorbaserte desinfeksjonsmidler ved ulike (optimal)<br />
pH og ulike temperaturer (LeChevalier and Au, 2004). Det fremgår at HOCl er langt mer<br />
effektivt enn OCl - og kloramin, og at monokloramin er langt mindre effektivt enn HOCl. Vi<br />
ser også at klordioksid også er et effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier. Det fremgår<br />
at temperaturen har stor betydning.<br />
Tabell 3.3 Sammenligning av desinfeksjonseffektivitet overfor E. coli og heterotrofe<br />
bakterier Ct-verdier for å oppnå 2 log reduksjon (LeChevalier and Au, 2004.)<br />
Desinfeksjonsmiddel E. coli Heterotrofe bakterier<br />
HOCl<br />
pH<br />
6,0<br />
Temp.<br />
ºC<br />
5<br />
Ct<br />
(mg . min/l)<br />
0,04<br />
pH<br />
7,0<br />
Temp.<br />
ºC<br />
1-2<br />
Ct<br />
(mg . min/l)<br />
0,08 ± 0,02<br />
OCl -<br />
10,0<br />
5<br />
0,92<br />
8,5<br />
1-2<br />
3,3 ±1,0<br />
NH 2 Cl<br />
9,0<br />
15<br />
64<br />
7,0<br />
8,5<br />
1-2<br />
1-2<br />
94,0 ± 7,0<br />
278 ± 46<br />
ClO 2<br />
6,5<br />
6,5<br />
7,0<br />
20<br />
15<br />
25<br />
0,18<br />
0,38<br />
0,28<br />
7,0<br />
8,5<br />
1-2<br />
1-2<br />
0,13 ± 0,02<br />
0,19 ± 0,06<br />
Det forekommer bakterier som har høy resistens mot klor. Spesielt gjelder dette<br />
sporeformende bakterier som Bacillus og C. perfringens på sporestadiet. Ct-verdiene for<br />
sporer av Bacillus og C. perfringens er i området 100-400 mg min/l for 2 log-reduksjon.<br />
Når det gjelder inaktivering av bakterier med klordioksid, så er det om lag samme effektivitet<br />
som klor ved nøytral pH, men ClO 2 er mer effektiv enn fri klor ved pH på 8,5 (se Tabell 3.3).<br />
Dette gjelder også ved inaktivering av virus. Dette kan være en fordel når man ønsker å bruke<br />
klorering etter korrosjonskontroll.<br />
3.2.4.2 Virus<br />
Klor har generelt god inaktiveringseffekt overfor virus. I en omfattende amerikanske studie<br />
(Liu et al, 1971) fant man at det minst resistente av 20 ulike fekale (enteriske) virus ble 4 log<br />
inaktivert (99,99 %) ved en Ct på 1,4 mg min/l, mens det mest resistente (poliovirus) ble<br />
inaktivert ved en Ct på 30 mg min/l.<br />
Det betyr at fekale virus er generelt mer resistente overfor fri klor enn fekale bakterier med<br />
Ct-verdier for 99 % inaktivering (2-log) beliggende i området 2-30 mg min/l (se Figur 3.7)<br />
(White, 1999).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 53
White (1999) anga at pH hadde stor betydning også ved virusinaktivering med klor og anga<br />
ca 3 ganger høyere Ct verdier ved pH = 8,5 som ved pH = 7. Virus knyttet til organiske<br />
partikler i vannet kan kreve høyere desinfeksjonsdoser ettersom partikkeloverflaten kan virke<br />
beskyttende på viruset. Det er én av årsakene til at turbiditeten bør være < 1 NTU når klor<br />
skal brukes som hygienisk barriere mot virus.<br />
Figur 3.7<br />
Nødvendig konsentrasjon og tid for å oppnå 99 % (2 log) inaktivering av ulike<br />
mikroorganismer med fri klor (White, 1999)<br />
Kloramin er langt mindre effektivt enn klor overfor virus og man må opp i Ct-verdier på ca<br />
1500 mg. l/min for å oppnå 3 log inaktivering ved 5 ºC.<br />
Klordioksid har en brukbar effektivitet overfor virus, men dårligere enn fritt klor. I sine<br />
anbefalinger har USEPA (USEPA, 1999) for eksempel, basert på data fra Sobsey (1988),<br />
angitt en Ct-verdi på 17 mg min/l ved 5 ºC. Det er her lagt på en sikkerhetsfaktor på 2 slik at<br />
den reelle Ct-verdien ble funnet å være 8,5 mg min/l ved 5 ºC i studier med hepatitt virus.<br />
3.2.4.3 Parasitter<br />
Parasittiske protozoer (her kalt parasitter) er generelt langt mer resistente overfor klor enn<br />
bakterier og virus. Clark et al (1989) utarbeidet en matematisk modell for Giardia<br />
inaktivering:<br />
C . t = 0,9847 C 0,1758 pH 2,7519 Temp -0,1467 .<br />
Vi ser at jo høyere pH er, jo høyere må Ct-verdien være. I sine anbefalinger vedrørende<br />
Giardia inaktivering har USEPA (April 1999b) for eksempel angitt en Ct-verdi på 93 mg<br />
min/l ved pH = 7, temperatur = 5 ºC og restkonsentrasjon på 0,4 mg Cl 2 /l. Ved pH = 8,5 er<br />
tilsvarende verdi 219 mg min/l. Når det gjelder Cryptosporidium er situasjonen enda verre.<br />
Nødvendig Ct for å nå kun 1 log inaktivering vil komme opp i flere tusen.<br />
Man kan slå fast at klorering (klor eller kloramin) i det hele tatt ikke er brukbart som<br />
desinfeksjonsmiddel overfor Cryptosporidium eller parasitter i alminnelighet. Klordioksid er<br />
imidlertid relativt effektivt overfor G.lamblia. Rapporterte nødvendig Ct verdier for 2 log<br />
inaktivering av G. lamblia ligger i området 10 (20 ºC) til 25 mg min/l (5 ºC) (USEPA, 1999).<br />
For Cryptosporidium må man imidlertid opp i Ct-verdier på ca 100 mg l/min for å oppnå 2<br />
log inaktivering.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 54
Le Chevalier (1996) fant at oocyster ble raskere inaktivert med klordioksid ved pH = 8 enn<br />
ved pH = 6 og at effektiviteten ble redusert med 40 % når temperaturen ble redusert fra 20 til<br />
10 ºC. Dette funnet, som er bekreftet av en rekke andre undersøkelser, kan ha betydning når<br />
man ønsker å plassere sluttdesinfeksjonen etter korrosjonskontrollen.<br />
3.2.5 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter<br />
Alle desinfeksjonsmetodene medfører reaksjon med vannet slik at desinfeksjonsprodukter blir<br />
dannet. Noen av disse er uønsket ut ettersom de kan være helseskadelige. Mest kjent er<br />
biproduktene som dannes når klor reagerer med organisk stoff. I 1974 kom de første studier<br />
som identifiserte trihalometaner (THM) som biprodukter ved klorering av drikkevann. Etterpå<br />
er det utført en lang rekke undersøkelser om desinfeksjonsbiprodukter fra klorering, og man<br />
fant at trihalometaner bare utgjorde en del av den totale mengde biprodukter. Andre viktige<br />
desinfeksjonsbiprodukter inkluderer for eksempel halogenerte eddiksyrer, acetonitriler og<br />
ketoner. Noen av desinfeksjonsbiproduktene er kreftfremkallende, og studier har indikert at<br />
det kan være en forbindelse mellom klorert drikkevann og forekomst av visse kreftformer.<br />
Bekymring omkring dannelse av kjente og ukjente desinfeksjonsbiprodukter ved klorering har<br />
ført til at man søker å redusere så vel klordose som innhold av organisk stoff i vannet. Videre<br />
er det økt oppmerksomhet om alternative desinfeksjonsmidler som ozon og UV.<br />
3.2.5.1 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering<br />
Det er vel kjent at klorering danner en rekke desinfeksjonsbiprodukter i form av<br />
trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. I det følgende skal<br />
vi se litt nærmere på dannelse av trihalometaner<br />
Figur 3.8 viser strukturen av vanlig forekommende trihalometaner i klorert drikkevann.<br />
Mengden av bromerte trihalometaner i forhold til kloroform er avhengig av bromidkonsentrasjonen<br />
i vannet. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge<br />
rapporterte Flaten (1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l<br />
bromid i vannet.<br />
Cl<br />
Br<br />
Br<br />
Br<br />
Cl<br />
C<br />
H<br />
Cl<br />
C<br />
H<br />
Br<br />
C<br />
H<br />
Br<br />
C<br />
H<br />
Cl<br />
Cl<br />
Cl<br />
Br<br />
Kloroform Bromdiklormetan Dibromklormetan Bromoform<br />
Figur 3.8<br />
Strukturen av trihalometaner.<br />
Resultatene fra forsøk som ble utført av SINTEF i Drikkevannsprogrammet (Melin et al,<br />
2000) viste at kloroform ble dannet i størst konsentrasjon og dernest mindre mengder av<br />
bromdiklormetan. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er vanligvis lave.<br />
Konsentrasjonene av dibromklormetan var vanligvis svært lave (
Så lenge det er overskudd av klor (restklor registreres), øker THM-dannelsen med økende<br />
klordose og kontakttid, se Figur 3.9. Tilsvarende øker THM-dannelsen (lineært) med<br />
innholdet av humus (målt som TOC, UV-abs eller farge).<br />
THM-dannelsen kan være begrenset enten av klordosen (når klor/TOC-forholdet er lavt), eller<br />
av organisk stoffinnholdet (når klor/TOC-forholdet er høyt). Hvis klordosen er svært høy i<br />
forhold til mengden av organisk stoff og kontakttiden er lang nok, kommer man i en situasjon<br />
hvor THM-dannelsen stopper opp fordi alle forløpere er oppbrukt. I slike tilfeller snakker man<br />
vanligvis om THM-dannelsepotensial, som uttrykker den høyest mulige konsentrasjon av<br />
trihalometaner som kan dannes i vannet. THM-dannelsepotensial blir ofte referert til fordi<br />
resultatene er lettere å sammenlikne. I praksis bruker man vanligvis ikke så høye klordoser at<br />
alle forløpere blir overført til trihalometaner. I de forsøkene som er referert over (Melin et al,<br />
2000), brukte man lavere klordoser for å få resultater nærmere de man kan vente i norsk<br />
vannverk.<br />
100<br />
14<br />
THM konsentrasjon (µg l -1 )<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
15 min<br />
30 min<br />
2 ti me r<br />
24 tim er<br />
a) b)<br />
12<br />
THM konsentrasjon (µg l -1 )<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
0 1 2 3 4 5<br />
Klordose (mg l -1 )<br />
0<br />
0 1 2 3 4 5<br />
Kl ordose (m g l -1 )<br />
Figur 3.9<br />
Trihalometandannelse som funksjon av klordose og kontakttid i ubehandlet<br />
råvann med TOC på 3,6 mg/ l (a) og i renset (membranfiltrert) vann med TOC<br />
på 0,6 mg/ l (b) (Melin et al, 2000).<br />
Figur 3.9 over viser at THM-dannelsen i tillegg til å være avhengig av klordosen også er<br />
avhengig av kontakttiden. THM-dannelsen og reduksjon av fritt klor i vannet er raskest i<br />
starten og forløper så langsommere med økende kontakttid.<br />
THM-dannelsen fortsetter lengre i vann med lav TOC når det finnes nok forløpere. Det ser ut<br />
at andre oksidasjonsreaksjoner konkurrerer med THM-dannelsen, og i vann med et lavt<br />
klor/TOC-forhold forbruker disse reaksjonene klor fortere enn THM-dannelse-reaksjonen.<br />
THM-dannelsen ved lave klordoser, slik vi bruker i Norge, vil derfor være en relativt<br />
komplisert funksjon av humusinnhold og klordose. Konsentrasjon av fritt klor ser ut å være<br />
den viktigste parameter så lenge det finnes organisk stoff til stede som kan oksideres til<br />
trihalometaner.<br />
Økt temperatur medfører økt THM dannelse. I SINTEF undersøkelsen fant man at når<br />
temperaturen øket fra 1 til 10 °C ble THM-konsentrasjonene i gjennomsnitt ca. 1,3 ganger<br />
høyere. Når temperaturen øket fra 10 til 15 °C var THM-dannelsen igjen ca. 1,3 høyere enn<br />
ved 10°C.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 56
THM-dannelsen øker også med økende pH. I SINTEF undersøkelsen opplevde man en<br />
tredobling av THM konsentrasjonen når pH økte fra 5,5 til 6,9 ved en klordose på 1 mg/l. Ved<br />
en pH økning fra 6,9 til 8,2 ble THM konsentrasjonen 1,5 så stor.<br />
Det viktigste tiltak for å få redusert THM-dannelse er å fjerne humus. Dette bidrar både til<br />
redusert klorbehov og redusert mengde av forløpere for THM-dannelsen. Tabell 3.4 viser<br />
vannkvalitet for råvann og renset vann i vannprøver innhentet fra enkelte vannverk med ulik<br />
type vannbehandling.<br />
Tabell 3.4<br />
Vannkvalitet i prøver av råvann og rentvann fra vannverk med ulike<br />
behandlingsprosesser (Melin et al 2000)<br />
Prosess Råvann Renset vann<br />
TOC<br />
(mg l -1 )<br />
UV<br />
(cm -1 )<br />
Farge<br />
(mgPt l -1 )<br />
TOC<br />
(mg l -1 )<br />
UV<br />
(cm -1 )<br />
Farge<br />
(mgPt l -1 )<br />
Ozon/biof iltrering 3,09 0,124 22,3 2,34 0,050 5,5<br />
Membranf iltrering (1) 3,57 0,196 40,1 0,68 0,016 1,2<br />
Membranf iltrering (2) 3,57 0,173 29,7 0,62 0,018 1,4<br />
Flotasjon/f iltrering 4,66 0,248 44,5 1,63 0,037 4,6<br />
Ioneby tting 3,13 0,189 35,7 1,28 0,070 15,6<br />
Tabell 3.5 viser målte THM konsentrasjoner fra de samme vannverk etter 30 min og 2 timers<br />
kontakttid med en klordose på 0,5 mg/l, noe som i alle vannprøvene ga en klorrest over 0,1<br />
mg/l etter 30 min kontakttid. Man kan se at selv etter to timer var THM konsentrasjonen i alle<br />
vannprøvene lavere enn 10 µg/l.<br />
THM-konsentrasjoner etter 2 timer med en klordose på 4 mg/l er også angitt i Tabell 3.5. Selv<br />
med slike ekstrembetingelser var THM-konsentrasjonene relativt lave i renset drikkevann.<br />
Tabell 3.5 Klorforbruk, trihalometandannelse og oppnådde reduksjoner av THM-dannelse i<br />
prøver av rentvann fra vannverk med ulike vannbehandlingsprosesser (Melin et al, 2000).<br />
Prosess Klordose 0,5 mg l -1 Klordose 4 mg l -1 Reduksjon i<br />
30 min 2 timer 2 timer THM- dannelse<br />
THM Fritt klor THM Fritt klor THM Fritt klor<br />
µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 %<br />
Ozon/biof iltrering 3,1 0,13 3,8 0,09 8,2 2,84 71<br />
Membranf iltrering (1) 2,5 0,39 3,4 0,30 4,8 3,47 85<br />
Membranf iltrering (2) 2,4 0,30 3,7 0,25 6,0 3,33 85<br />
Flotasjon/f iltrering 5,0 0,28 8,3 0,12 13,4 2,71 75<br />
Ioneby tting 5,0 0,23 8,3 0,08 17,1 2,41 64<br />
Tabell 3.5 viser også midlere verdier for oppnådd reduksjon i THM dannelsen ved klordoser<br />
på 2-4 mg/l sammenliknet med THM dannelsen i råvannsprøvene. Resultatene viser at THM<br />
dannelsen er en funksjon av humusinnholdet i behandlet vann. Membranfiltrering ga lavest<br />
humusinnhold og hadde også de laveste verdier for THM konsentrasjon og klorbehov,<br />
samtidig som man her oppnådde størst reduksjon i THM-dannelse.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 57
3.2.5.2 Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering<br />
Monokloramin produserer i liten grad desinfeksjonsbiprodukter (DBP), selv om dannelsen av<br />
noen kloreddiksyrer kan være høyere enn med fritt klor. Det er derfor mye et spørsmål om<br />
hvor og hvordan kloraminer benyttes som vil avgjøre DBP-dannelsen. Dersom klor til settes<br />
først i doser som er nødvendige for å få den ønskede inaktivering er det denne tilsettingen<br />
som bestemmer dannelsen av DBP. Dersom kloramin tilsettes etter ozonering aller UVdesinfeksjon,<br />
er det kloraminet som bestemmer.<br />
3.2.5.3 Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid<br />
Klordioksid danner i liten grad halogenerte organiske bi-produkter. Årsaken til at kloridoksid<br />
og klor gir ulik dannelse av klororganiske bi-produkter, er at klor i de to forbindelsene ligger<br />
på ulikt oksidasjonsnivå.<br />
Klordioksid kan imidlertid reagere med ulike komponenter i vannet og danne kloritt og klorat,<br />
som nevnt over.<br />
3.3 Desinfeksjon med ozon<br />
Ozon har blitt benyttet som desinfeksjonsmiddel i mer enn et århundre, spesielt i Europa. I<br />
Norden har ozon likevel blitt lite benyttet. Bruken av ozon øker nå sterkt på verdensbasis pga<br />
en rekke forhold (se under) og spesielt siden metoden med ozonering/biofiltrering har fått<br />
fotefeste i Norge, er det også en økende bruk av metoden i vårt land.<br />
3.3.1 Generelt om ozon<br />
Ozon, O 3 , er ved normal temperatur og trykk en gass som har en blålig fargetone når man ser<br />
den oppløst i høye konsentrasjoner. Ved normaltilstanden er oppløseligheten ca. 1 g O 3 /1. For<br />
desinfeksjonsformål alene er det sjelden at man doserer utover 0,5-1,0 mg O 3 /1 vann, men<br />
ved bruk av ozon for humusfjerning doseres det ofte opp mot 5 mg O 3 /l ettersom nødvendig<br />
dose da er ca 1 mg O 3 /mg TOC.<br />
Ozon er et svært kraftig oksidasjonsmiddel, og er mer effektivt for inaktivering av alle typer<br />
patogener enn klor. Ozon dekomponeres raskt og kan derfor ikke brukes til sikkerhetsdesinfeksjon<br />
ute på nettet. Ozon reagerer med komponentene i vannet på to ulike måter; enten<br />
ved direkte oksidering med løst O 3 (aq) eller via hyroksyl-radikaler (ºOH).<br />
Nedbrytningsveiene er vist i Figur 3.10.<br />
Figur 3.10 Nedbrytingsmekanismer for ozon<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 58
Ved pH ≤ 7 dominerer den direkte oksidasjonen ved hjelp av løst ozon selv om denne<br />
reagerer relativt sakte. Ved høyere pH får hydroksylradikaler større innflytelse.<br />
Ozon danner hydroksylradikaler ved tilstedeværelse av en rekke forbindelser som<br />
forekommer i vann. Ozon forbrukes for eksempel til:<br />
• Reaksjon med humus (naturlig organisk stoff, NOM) noe som fører til dannelsen av<br />
organiske syrer, aldehyder, og ketoner som er langt mer biologisk nedbrytbare enn det<br />
organiske stoffet i humus. Dette kan skape vekst på nettet dersom ikke<br />
vekstpotensialet tas ut biologisk. Det er dette som finner sted i anlegg for fjerning av<br />
humus basert på ozonering/biofiltrering.<br />
• Syntetiske, organiske stoffer (for eksempel rester av farmasøytiske forbindelser,<br />
hormonhermere etc.) som forekommer i svært lave konsentrasjoner, kan mineraliseres<br />
• Oksidasjon av bromid-ionet til andre bromerte forbindelser<br />
3.3.2 Elementene i et ozonanlegg<br />
Et ozonanlegg (se Figur 3.11) består av et fødegass-system med utstyr for tørking og<br />
komprimering av luft, eventuelt framstilling og komprimering av oksygengass, en<br />
ozongenerator, en innblandingsenhet for ozon i vannet, et kontakt- og reaksjonsbasseng og<br />
tilslutt en ozonnedbrytningsenhet for overflødig avdrevet gass (ikke vist i Figur 3.11).<br />
Figur 3.11 Elementene i et ozonanlegg basert på produksjon av ozon fra luft<br />
3.3.2.1 Fødegassen<br />
Både luft og ren oksygen kan benyttes som fødegass. Flytende oksygen på beholdere er det<br />
enkleste, men er mest brukt på svært små og svært store anlegg. De fleste ozonanlegg for<br />
drikkevannsbehandling i den størrelse vi vil ha dem her i landet, vil benytte luft som fødegass.<br />
Ozon produsert fra ren, tørket luft med om lag 20 % oksygen gir maksimalt 3-5 vekt-% ozon i<br />
den produserte gassen som tilføres vannet, mens innholdet når ren oksygen benyttes, er<br />
betydelig høyere, 8-14 %.<br />
Fordelen med ren oksygen er i tillegg til at ozonkonsentrasjon i gassen blir høyere, også at<br />
gassvolumet som skal blandes inn i vannet blir mindre. Oksygengassen kan produseres på<br />
anlegget (store anlegg) eller kjøpes på trykkflasker (små anlegg). Dersom oksygengassen<br />
produseres på anlegget, kan det foregå ved trykkadsorpsjon. En spesiell molekylær sil brukes<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 59
til selektivt å fraseparere nitrogen, karbondioksid, vanndamp og hydrokarboner fra lufta under<br />
trykk. Dette gir en gass med 80-95 % oksygen.<br />
Det er likevel ganske vanlig at ozonanlegg på mellomstore anlegg baseres på luft som<br />
fødegass. Luftmatede systemer må i tillegg inneholde enheter for rensing av luft, fjerning av<br />
partikler og fjerning av vanndamp. Samlet består luftmatingssystemer derfor vanligvis av<br />
kompressorer, filtre, tørker og trykkregulator.<br />
3.3.2.2 Ozongeneratoren<br />
Det er ulike måter å produsere ozon på, men den mest effektive er ved gnistfri elektrisk<br />
utlading. Ozon genereres fra fødegassen (luft eller oksygen) når høy spenning etableres over<br />
gapet mellom to nærliggende elektroder. Framstilling av ozongass skjer generelt ved å<br />
kombinere et oksygenatom med et oksygenmolekyl:<br />
3 O 2 ↔ 2 O 3<br />
Figur 3.12 viser skjematisk hvordan framstillingen skjer. Oksygenholdig gass ledes inn<br />
mellom to elektroder separert av en isolator. Høyspent vekselstrøm sørger for<br />
elektrongjennomstrømning mellom platene. Disse kan spalte oksygenmolekylene etter hvert<br />
som de passerer slik at de kan slå seg sammen på en ny måte og danne ozongass.<br />
Figur 3.12 Skjematisk oppbygning elektrode (ozongenerator).<br />
Nødvendig spenning for å produsere ozongass med elektroder er proporsjonal med trykket i<br />
gassen og med avstanden mellom elektrodene. Ved å operere med høye frekvenser kan det<br />
teoretisk produseres høykonsentrert ozongass, men da trengs samtidig økt nedkjølingskapasitet<br />
for å hindre ozonnedbryting. Rundt 85 % av energien som tilføres ozongeneratorer<br />
blir tapt i varme. Gode kjølesystemer er derfor viktig.<br />
Det finnes to hovedgrupper av kommersielle ozongeneratorer; plategeneratorer og<br />
rørgeneratorer. Parallelle plater blir vanligvis brukt i små generatorer som da kan luftavkjøles.<br />
Rørgeneratorer er vanligst på større anlegg.<br />
3.3.3 Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker<br />
Det er flere prosesser som finner sted i et ozonsystem. For det første må det skje en overføring<br />
av ozon fra gass- til væskefase. For det andre vil det skje en meget rask oksidasjon av<br />
oksiderbart stoff i vannet. Og for det tredje vil det skje en gradvis omdanning (forbruk) av<br />
ozon. Man kjenner nok ikke mekanismene for desinfeksjon i de to sistnevnte steg, men det er<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 60
vanlig å forestille seg at det ozonforbruket som medgår til oksidasjonen ikke bidrar til<br />
desinfeksjonen, selv om riktigheten av det kan betviles.<br />
Vi må altså først ha en innblanding og gassoverføring av ozon. I denne fasen kan man regne<br />
med at oksiderbart stoff oksideres og bringer ozonkonsentrasjonen med til det vi kan kalle<br />
initialkonsentrasjonen med tanke på desinfeksjon. Deretter får vi en langsommere forbruk av<br />
gjenværende for ozon (på samme måte som ved klorering) ned til en verdi ved ut gangen av<br />
den reaktor man betrakter, som vil være restkonsentrasjonen av ozon.<br />
Ettersom ozon er så reaktivt og reaksjonene går såpass fort, er det ikke alltid like lett å skille<br />
den ene fasen, som er omtalt over, fra den andre. Man benytter gjerne begrepet kontakttank<br />
om den fasen der ozongassen overføres fra gass til væskefase via en innblandingsenhet og et<br />
gass/vann kontaktsystem. Begrepet reaksjonstanken kan brukes om den fasen der løst ozon får<br />
tid til å reagere med vannet samtidig som det selv blir brutt ned.<br />
Innblandingen av gassen skjer normalt gjennom én av følgende innblandingsenheter:<br />
• Finboblediffusorer<br />
• Turbinmiksere<br />
• Injektorer og statiske miksere<br />
Kontakt- og reaksjonstanken kan bestå av en eller flere reaktorer i serie og er vanligvis<br />
utformet som én av følgende:<br />
• Diffusorbassenger eller - kolonner<br />
• Pakkede kolonner<br />
• Høytrykksreaktor (U-tube)<br />
3.3.3.1 Diffusorsystemer<br />
Finboblediffusorer har blitt mye benyttet for innblanding av ozongass i vannet og da er det<br />
vanligvis en glidende overgang mellom hva som er innblandingstanken, kontakttanken og<br />
reaksjonsanken. Figur 3.13 viser ulike måter å lede vann og gass i forhold til hverandre i et<br />
diffusorsystem.<br />
Overskuddsgass fanges opp i rommet over vannoverflaten og ledes til ozondestruksjon. Som<br />
vist i Figur 3.13 benyttes flere steg i serie for å oppnå best mulig stempelstrømning og for å<br />
sørge for å holde et ønsket ozon-nivå i en ønsket tid.<br />
Ozonkontaktorer basert på diffusorer er svært enkle i utforming og enkle å drive og gir lave<br />
falltap. Fravær av bevegelige deler gir lave vedlikeholdskostnader. Ozonoverføringen er også<br />
effektiv; i overkant av 90 %.<br />
Ulempen er at de krever dype bassenger og at man er avhengig av et trykksystem som kan<br />
bringe gass ut i rommet ved lekkasjer. Kontaktbasseng basert på diffusorer må være 5-7 m for<br />
å gi 85-95 % overføring av ozongassen. Man kan øke effektiviteten ved å fylle<br />
kontaktvolumet med et pakningsmateriale som vil øke graden av overføring av ozongass.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 61
Figur 3.13 Kontaktbasseng basert på innblanding med diffusorer<br />
3.3.3.2 Injektorsystemer<br />
En annen innblandingsmetode som har blitt mye brukt spesielt på små og mellomstore anlegg,<br />
er injektorinnblanding, som baserer seg på at undertrykk som skapes ved vannet passasje<br />
gjennom en innsnevring, fører til at gassen suges inn i vannet. I Figur 3.14 er vist to ulike<br />
systemer.<br />
I det første tilføres ozongassen direkte inn i vannstrømmen via injektoren. I det andre<br />
systemet er injektoren plassert i en sidestrøm og ozongassen suges inn i denne før den<br />
tilbakeføres til hovedstrømmen. Sidestrømmen blir pumpet til et høyere trykk for å øke<br />
tilgjengelig vakuum for ozoninjeksjon. Undertrykk på gassiden og overtrykk på<br />
vannstrømmen gjør at gassen blir sugd inn i vannet og blandet.<br />
Injektoren er en ren innblandingsenhet. Eventuelt kan man bruke en statisk mikser for å<br />
optimalisere blandingen av de to vannstrømmene (som vist i Figur 3.14b). I tillegg må man ha<br />
en kontaktor hvor ozonet overføres fra de små gassboblene som dannes etter injektoren og<br />
evet et reaksjonsbasseng. Disse reaktorene kan ha pakningsmateriale slik om nevnt over.<br />
Fordelene med injektorsystemer er at man arbeider med undertrykk, noe som innebærer at om<br />
det skulle skje en lekkasje på gasstilførselssystemet vil en vakuumventil sørge for at gassen<br />
ikke kommer ut i rommet. Ulempen er bl.a. at injektoren innebærer et falltap.<br />
Sidestrømsystemer er vanligst på små og mellomstore anlegg og dette krever en<br />
sirkulasjonspumpe som går kontinuerlig.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 62
Figur 3.14 Injektorinnblanding av ozon.<br />
Figur 3.15 viser en spesiell utforming av en injektorinnblander (en såkalt emulgator). Her<br />
blandes ozongassen finfordelt inn i vannstrømmen pga den injektorvirkning som en dyse<br />
plassert på toppen av en vertikal innblandingskolonne skaper.<br />
Figur 3.15 Emulgator<br />
3.3.3.3 Turbininnblandere<br />
I turbininnblandere blandes gassen inn i vannet ved hjelp av kraftige turbin (se Figur 3.16).<br />
Omrøringen gjør at gassen brytes opp i små bobler, som gir stor kontaktoverflate mellom<br />
ozongassen og vannet. Bruk av innsugingsturbiner er vanlig. Disse turbinene sørger for at<br />
overskuddsgass fra ett eller flere kamre blir sugd ut og på ny blandet i vannet.<br />
Fordeler med turbininnblandere er at de små boblene gir effektiv ozonoverføring samtidig<br />
som kontakttanken kan gjøres grunnere enn ved bruk av diffusorer. Gjenbruk av ozongass er<br />
positivt med tanke på å tilfredsstille inaktiveringskrav og redusere avgassene. Ulempen er i<br />
første rekke knyttet til høyt energiforbruk, omlag 10 ganger høyere enn for boblediffusorer.<br />
Figur 3.17 viser prinsippskisser av kontakttankene ved hhv Klungset Vannverk i Fauske<br />
kommune og Nes Vassverk i Bjugn kommune. Her suges ozongassen inn i en delvannstrøm<br />
ved hjelp av en injektor. Delvannstrømmen tilføres deretter hovedvannstrømmen samtidig<br />
som rørene snevres inn slik at det oppstår kraftig turbulens. Kontakttanken og<br />
reaksjonstanken er bygget sammen i én enhet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 63
Figur 3.16<br />
Turbininnblander og kontakttank<br />
O 3<br />
O 3<br />
Nes<br />
Åpen kollonne<br />
Fauske<br />
Pakket kollonne<br />
Figur 3.17<br />
Prinsippskisser av kontakttanker ved Nes og Klungset vannverk (Fauske)<br />
3.3.3.4 Pakkede kolonner<br />
Pakkede kolonner kjennetegnes med at reaktorvolumet er fylt med et kontaktmedium som<br />
påvirker strømningsbildet slik at det får tilnærmet stempelstrømning. I tillegg til å bedre det<br />
hydrauliske bildet, bedres også gassoverføringen. Det fleste anlegg som benytter pakkede<br />
kolonner er relativt små (< 150 m 3 /h), men det finnes også eksempler på større anlegg. Flest<br />
slike anlegg er bygd i Tyskland og Sveits. Anlegget på Fauske har pakkede kontaktanker.<br />
Ozongassen kan tilføres på forhånd slik at den pakkede kolonnen utnyttes kun som<br />
reaksjonskammer, eller ozongassen kan injiseres direkte i den pakkede kolonnen som da<br />
brukes både til mikser, kontakttank og reaksjonstank (se Figur 3.17).<br />
Fordeler med pakkede kolonner er som nevnt at de gir bedret stempelstrømning. Fravær av<br />
bevegelige deler letter vedlikeholdet. Pakkede kolonner har i tillegg mindre behov for høyt<br />
gasstrykk for overføring av ozongassen til vann. Kontaktmediet opptar imidlertid volum i<br />
tanken noe som reduserer oppholdstiden til vannet. Det kan også dannes avsetninger<br />
pakningsmediet som kan forårsake økt falltap gjennom kolonnen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 64
3.3.3.5 ”Spay”kammere<br />
Når ”spray”-kammere brukes som kontakttanker utnytter man kontakten som oppstår når<br />
vanndråper kommer i kontakt med en ozon-rik atmosfære. Figur 3.18 viser skisse av en slik<br />
tank.<br />
Figur 3.18<br />
Spay-kammer som kontakttank<br />
Spraykontakttanken gir kort kontakttid mellom ozongassen og vann, noe som favoriserer<br />
reaksjoner for eksempel jern- og manganoksidasjon. Ozongassen kan gjenbrukes i andre deler<br />
av produksjonslinjen etterpå.<br />
3.3.3.6 U-rør<br />
U-rør (se Figur 3.19) er en relativt ny kontakttankdesign. Rørene (eller sylindrene) er svært<br />
dype (ca. 20 m) sammenlignet med konvensjonelle boblediffusorer (5,5-7,5 m). Ozongassen<br />
blir tilsatt (for eksempel ved hjelp av venturi eller turbinmixer) ved innløpet på toppen av en<br />
indre sylinder og blir ført ned med vannet til bunnen. Dybden gjør at ytre trykk på<br />
gassboblene øker, noe som igjen øker masseoverføringen fordi partialtrykket til ozongass øker<br />
og dermed konsentrasjonen av ozon i vannet som står i likevekt med den i gassen. Når vannet<br />
har nådd bunnen stiger det opp i en ytre sylinder som fungerer som reaksjonstank.<br />
Fordeler med systemet er den høye turbulensen som utvikles i kontaktkolonnen samtidig med<br />
at strømningen får stempelstrømningskarakteren pga formen på reaktoren. U-røret får høy<br />
overføringseffektivitet for ozongass (95-99 %) og er i tillegg svært arealeffektiv.<br />
Figur 3.19<br />
U-rør<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 65
3.3.3.7 Ozon-destruksjon<br />
Overskuddsozon som samles opp i kontakttanken må fjernes før utslipp til luft. Dette gjøres i<br />
en ozon-destrueringsenhet. Slike kan være basert på ulike prinsipper, men vanligst i Europa er<br />
termisk ozondestruering hvor avgassen oppvarmes til 300-350 ºC i en kort periode, vanligvis<br />
mindre enn 5 sek. I de senere år har man tatt i bruk katalysatorbaserte systemer som muliggjør<br />
destruering ved lavere temperaturer. Metalloksid katalysatorer opererer normalt ved 50-70 ºC.<br />
I små ozoneringssystemer har man tidligere ofte benyttet aktivkulladsorpsjon for<br />
ozondestruering, men dette anbefales nå for tiden ikke, blant annet fordi metoden er vanskelig<br />
å overvåke og fordi den er forbundet med en viss eksplosjonsfare. I små systemer er også<br />
fortynning og utlufting unntaksvis brukt dersom restozonkonsentrasjonen er relativt lav. Man<br />
må da sikre et fortynningsforhold på minst 10 med frisk luft og minst 15 m/sek i gasshastighet<br />
ut av ventilasjonspipa.<br />
3.3.4 Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering<br />
Ozon er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor en bredt spekter av bakterier, virus og<br />
parasitter. Dette er demonstrert i Tabell 3.6 som sammenligner nødvendige Ct verdier for<br />
ulike organismetyper bestemt i laboratorieforsøk for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC med<br />
ozon med tilsvarende for ulike kloreringsmetoder.<br />
Tabell 3.6 Ct verdier for ulike organismer for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC<br />
(LeChevalier and Au, 2004).<br />
3.3.4.1 Bakterier<br />
Generelt er ozon meget effektivt overfor bakterier selv ved et lavt ozonnivå. En ofte oppgitt<br />
Ct verdi for bakterier er 0,02 mg min/l. Gram negative bakterier (eks. E. coli og Salmonella)<br />
er generelt mer sensitive for ozoninaktivering enn gram positive bakterier (eks. Staphyloccus,<br />
Streptococcus, Bacillus og Mycobacteria). Selv Mycobacterium avium som regnes som den<br />
mest resistente bakterie overfor ozon, kan inaktiveres ved lave doser (Ct for 3 log på 0,1 - 0,2<br />
mg min/l) selv om denne organismen krever en meget høy Ct-verdi for å bli inaktivert med fri<br />
klor (Ct for 3 log på 550-1550 mg min/l) (LeChevalier and Au, 2004).<br />
Bakteriesporer er langt mer resistente enn bakterier, men også disse inaktiveres med et relativt<br />
lavt ozonnivå.<br />
3.3.4.2 Virus<br />
Virus inaktiveres relativt lett med ozon, se Tabell 3.6. USEPA (April 1999b) har i sine<br />
anbefalinger (hvor det innlagt sikkerhetsfaktorer) satt en Ct verdi på 0,9 mg min/l ved 5ºC og<br />
0,5 mg min/l ved 15ºC for 3 log inaktivering.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 66
Virus er generelt mer resistent mot ozon enn vegetative bakterier, men bakteriofager synes å<br />
være mer sensitive enn humane virus. Virus er mer sensitiv enn sporer av Mycobacteria .<br />
3.3.4.3 Parasitter<br />
Generelt er protozocyster mer resistent mot ozon enn virus. G. lamblia har om lag samme<br />
sensitivitet mot ozon som sporer av Mycobacterium (USEPA, 1999)<br />
USEPA anbefaler Ct-verdier for inaktiveringen av G. lamblia på 1,3 mg min/l for 2 log<br />
inaktivering ved 5 ºC (se Figur 3.20). Dette er basert på forsøk gjennomført ved 5 ºC og pH =<br />
7 og som er tillagt en sikkerhetsfaktor på 2.<br />
Ozonering er i Norge primært brukt i forbindelse med ozonering/biofiltrering. Her vil dosene<br />
være såpass høye at man ikke vil ha problemer med å sikre tiltrekkelig barriereeffekt overfor<br />
G. lamblia.<br />
CT-produkt (mg O 3 min/l)<br />
2,0<br />
1,8<br />
1,6<br />
1,4<br />
1,2<br />
1,0<br />
0,8<br />
0,6<br />
0,4<br />
0,2<br />
0,5 - log inaktiv ering<br />
1,0 - log inaktiv ering<br />
1,5 - log inaktiv ering<br />
2,0 - log inaktiv ering<br />
2,5 - log inaktiv ering<br />
3,0 - log inaktiv ering<br />
Figur 3.20<br />
0,0<br />
5 10 15 20 25<br />
Temperatur ( o C)<br />
CT-verdier for inaktivering av Giardia-cyster med ozon (pH 6-9)(USEPA,<br />
1999).<br />
Cryptosporidium parvum er betydelig mer motstandsdyktig mot ozonering enn alle andre<br />
kjente patogene mikroorganismer som finnes i vann. En tidlig studie viste at Cryptosporidium<br />
oocyster er om lag 10 ganger mer resistent mot ozon enn Giardia (Owens et al, 1994). Ulike<br />
studier viser Ct-verdier i området 5-10 mg min/l for 2 log inaktivering ved 25 ºC. I en studie<br />
som American Water Works Association gjorde (Oppenheimer et al, 2000) konkluderte man<br />
med Ct verdier (inkl. sikkerhetsfaktor) på hhv 51,2, 42,3 og 21,7 mg min/l for hhv 1 ºC, 3 ºC<br />
og 10 ºC.<br />
Det foreligger fortsatt ingen akseptert Ct-verdi for inaktivering av Cryptosporidium, men det<br />
foregår en betydelig forskning og vi skal i kapittel 7 komme tilbake mer i detalj til de forslag<br />
til retningsliner som foreligger i U SA.<br />
I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er den angitt at man skal ha 5 mg O 3 /l etter 10 min<br />
oppholdstid. Dette ville tilsvare en Ct-verdi på 50 mg O 3 min/l om man legger<br />
restkonsentrasjonen av ozon til grunn. Det er grunn til å tro at dette er for konservativt noe vi<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 67
skal komme tilbake til. Det er imidlertid uansett slik at man må opp i svært høye<br />
konsentrasjoner av ozon i deler av kontakttanken for at ozonering skal være en fullverdig<br />
hygienisk barriere overfor Cryptosporidium.<br />
3.3.4.4 Faktorer som innvirker på effektiviteten<br />
Den ozonkonsentrasjon som man til enhver tid har i vannet, er avhengig av hvor raskt ozon<br />
brytes ned gjennom kontakttanken. Denne nedbrytingen er en funksjon av temperatur, pH og<br />
konsentrasjonen av organiske og uorganiske komponenter i vannet. Komponenter som<br />
medfører et ozonforbruk (humus, jern og mangan etc.) vil redusere ozonkonsentrasjonen og<br />
dermed inaktiveringseffektiviteten.<br />
I utgangspunktet er desinfeksjonseffekten uavhengig av pH, men pga økt dannelse av<br />
hydroksylradikaler ved høy pH, må effekten likevel tas hensyn til. Reaksjon via<br />
hydroksylradikaler gjør som nevnt at ozon reagerer raskere med komponentene i vannet. For å<br />
opprettholde ønsket Ct-verdi må det derfor tilsettes noe mer ozon ved høy pH. Økende<br />
temperatur påvirker også konsentrasjonen ved at ozon blir mindre løselig i vann.<br />
3.3.5 Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering<br />
Ozon reagerer blant annet med dobbeltbindingene i humusmolekyler, fjerner farge i vann og<br />
splitter opp humusmolekyler i mindre enheter. Slike reaksjoner øker andelen lavmolekylære<br />
organiske forbindelser som er lettere biologisk omsettbare. De viktigste identifiserte<br />
produkter er aldehyder, ketoner, ketonsyrer og karboksylsyrer, se Figur 3.21. Slike<br />
forbindelser kan finnes fra svært lave konsentrasjoner (µg/l) og opp til noen hundre µg/l.<br />
H<br />
H<br />
O<br />
O<br />
O<br />
H<br />
O<br />
O<br />
H<br />
C<br />
O<br />
H<br />
C<br />
C<br />
H<br />
H<br />
C<br />
C<br />
H<br />
H<br />
C<br />
C<br />
C<br />
H<br />
H<br />
H<br />
Formaldehyde Acetaldehyde Glyoxal Methyl glyoxal<br />
H<br />
O<br />
H<br />
O<br />
O<br />
H<br />
O<br />
O<br />
O<br />
O<br />
O<br />
H<br />
C<br />
C<br />
C<br />
H<br />
H<br />
C<br />
C<br />
OH<br />
H<br />
C<br />
C<br />
C<br />
OH<br />
OH<br />
C<br />
C<br />
C<br />
OH<br />
H<br />
H<br />
H<br />
Acetone Glyoxylic acid Pyruvic acid Ketomalonic acid<br />
Figur 3.21<br />
Identifiserte produkter ved ozonering av humusholdig vann.<br />
Det er usikkert hvorvidt ozoneringsbiprodukter representerer noen helserisiko i drikkevann.<br />
Studier har vist lav eller ingen mutagenitet i ozonert vann (Backlund et al., 1985; Huck et al.,<br />
1989). Karboksylsyrer er et vanlig stoff i matvarer og bør ikke være noen helserisiko i<br />
drikkevann i de mengder man normalt finner i ozonert vann (Bull and Kopfler, 1991). Enkelte<br />
aldehyder (spesielt formaldehyd) og ketonsyrer har vist seg å være mutagene, noe som kan<br />
indikere en viss helserisiko. På denne bakgrunn er det ønskelig å ha lave konsentrasjoner også<br />
av ozoneringsbiprodukter i drikkevann.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 68
I motsetning til kloreringsbiprodukter er organiske ozoneringsbiprodukter stort sett biologisk<br />
omsettbare og kan fjernes i biofiltre (Melin and Ødegaard, 2000). Ozonering etterfølges<br />
derfor normalt av et biofilter for å bryte ned og fjerne det biologisk omsettbare stoffet som<br />
skapes av ozoneringen, og for å gjøre vannet biologisk stabilt.<br />
3.3.5.1 Bromat<br />
Dersom det finnes bromid-ioner (Br - ) i vann, kan ozon reagere med bromid og danne bromat<br />
(BrO 3- ). Bromat er karsinogent og er derfor et uønsket produkt fra ozonering. Etter at bromat<br />
er dannet, er det vanskelig å fjerne fra vannet. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er<br />
vanligvis lave. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge rapporterte Flaten<br />
(1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l bromid i vannet. Selv<br />
om bromat-dannelsen er lav i vann med lavt bromidinnhold, bør potensialet for<br />
bromatdannelse i norsk humusvann kartlegges.<br />
Ozon oksiderer bromid (Br - ) og danner HOBr (hypobromsyre). HOBr reagerer videre med<br />
ozon, men bare i dets ioniserte form OBr - . OBr - blir oksidert dels til BrO 3- og dels til<br />
forbindelser som regenererer Br - . Ozonkjemi er meget komplisert, men de viktigste<br />
reaksjonslikningene til bromatdannelse er som følger (von Gunten et al., 1996):<br />
(1) O 3 + Br - → O 2 + OBr -<br />
(2) O 3 + OBr - → 2 O 2 + Br -<br />
(3) 2 O 3 + OBr - →<br />
-<br />
2 O 2 + BrO 3<br />
Reaksjonene 1 og 2 fører til en katalytisk nedbrytning av ozon, mens reaksjon 3 fører til<br />
dannelse av bromat. Senking av pH fører til redusert dannelse av bromat fordi en større del av<br />
hypobromitt vil foreligge i udissosiert form, i henhold til likevektsreaksjonen:<br />
(4) OBr - + H + ↔ HOBr<br />
Mange parametre påvirker bromatdannelsen. Utenlandske studier har vist at bl.a. lav pH,<br />
alkalitet og temperatur reduserer bromatdannelsen mens høy bromidkonsentrasjon og<br />
ozondose øker den (Croue et al., 1996; Song et al., 1996). Tilstedeværelse av organisk stoff<br />
og ammoniakk reduserer også bromatdannelse.<br />
Dette skulle tyde på at typisk norsk vann (lav pH, alkalitet og temperatur og relativt sett høyt<br />
innhold av organisk stoff) skulle være gunstig mht bromat-dannelse. Dette stemmer også med<br />
de få undersøkelser som er gjort. Ved Nes Vassverk på Fosen er det målt bromidkonsentrasjoner<br />
opp til 70 µg/l men ikke registrert bromat-konsentrasjon over 5 µg/l.<br />
Ved ozonering av råvann til Steinsvika vannverk i Skien ble det ikke dannet målbare mengder<br />
av bromat. Med ozondoser mellom 0,65-1,59 mgO 3 / mg TOC, som er en normal ozondose i<br />
anlegg for ozonering/biofiltrering, var bromatkonsentrasjon under 0,4 µg/l. Råvannet her<br />
hadde lavt bromidinnhold og lav pH, noe som gir sikkerhet mot for høy bromatdannelse.<br />
Økning av temperatur eller pH økte heller ikke bromatdannelse til målbare mengder.<br />
3.4 Desinfeksjon med UV bestråling<br />
Desinfeksjon med UV-stråler er en etablert teknologi som har blitt brukt i ca 100 år (første<br />
anlegg i Marseilles i 1910). Det var likevel først på midten av 50-tallet at desinfeksjon med<br />
UV skjøt fart (særlig i Østerrike og Sveits). Metoden er imidlertid fortsatt ikke fullt akseptert<br />
overalt i verden. Norge er ett av de land der metoden har fått best fotefeste (se kap 5), noe<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 69
som muligens skyldes at metoden egner seg godt for små og mellomstore anlegg som vi har<br />
mange av her i landet.<br />
Hovedårsaken til at interessen for UV-desinfeksjon nå har øket sterkt over hele verden er<br />
dokumentasjonen på at metoden virker svært godt overfor parasitten Cryptosporidium - i<br />
motsetning til klorering som ikke er effektiv i det hele tatt og ozonering som krever høye<br />
doser for å være effektiv.<br />
Det finnes flere omfattende bøker og veiledninger på området. En lett tilgjengelig, oppdatert<br />
og ganske detaljert informasjon er utkastet til: USEPA Ultraviolet Disinfection Guidance<br />
manual (USEPA, 2003). For informasjon om praktisk erfaring med UV-anlegg i Norge<br />
henvises til NORVAR-rapport 139/2004 (Gøytil og Liane, 2004).<br />
3.4.1 Generelt om UV-desinfeksjon<br />
For å kunne bruke UV-lys til desinfeksjon, er det to prosesser som må finne sted :<br />
• Generering av UV-lys med den ønskede inaktiveringseffekt<br />
• Overføring (transmisjon) av dette lyset til de patogene mikroorganismene<br />
UV stråler har en inaktiverende effekt på patogener som er avhengig av strålenes bølgelengde.<br />
Desinfeksjonseffekten er størst ved en bølgelengde i området 245-285 nm (med optimum ved<br />
260-265 nm, se Figur 3.22) og derfor benyttes stråler med slik bølgelengde i UV-anlegg for<br />
desinfeksjon av drikkevann.<br />
Figur 3.22<br />
Inaktiveringsgrad i forhold til den ved 254 nm for noen organismer.<br />
UV-lys genereres når man setter en spenning over en gassblanding. Nesten alle UV-lamper<br />
som brukes i vannbehandlingen benytter kvikksølvdamp fordi man da oppnår en bølgelengde<br />
på UV-lyset som nettopp ligger i det området som er mest inaktiverende.<br />
Når UV-lys stråler ut fra kilden påvirkes det av hva som måtte finnes i vannet gjennom<br />
absorpsjon, refleksjon, refraksjon og spredning.<br />
Absorpsjon er transformasjonen av lys til andre former for energi. Hvilken UV-absorpsjon<br />
som oppstår er avhengig av hvilket stoff som medfører absorpsjonen. Eksempelvis<br />
representerer humus (farge) er betydelig potensial for absorpsjon. Når UV-lyset er absorbert<br />
har det ikke lengre noen desinfiserende effekt. Refraksjon er et resultat av den<br />
retningsforandring på lysstrålen som skjer når den går fra ett medium til et annet. For<br />
eksempel vil man ha slik retningsforandring når en UV-stråle passerer fra lampen og over i<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 70
vannet. Refleksjon er en retningsforandring som skyldes at lysstrålen reflekteres tilbake fra en<br />
overflate, for eksempel fra reaktorveggen. Spredning er retningsforandring som skyldes at<br />
lyset treffer partikler i vannet. I motsetning til ved absorpsjon, mister ikke UV-lyset sin<br />
desinfiserende effekt ved refraksjon, refleksjon og spredning, men effektiviteten reduseres.<br />
For å beskrive kvantitativt de fenomener som her er beskrevet, benyttes ofte målestørrelsene<br />
UV-absorbans (A 254) og UV transmisjon (UVT).<br />
UV-absorbans (også kalt UV-ekstinksjon) er en mye benyttet vannkvalitetsparameter for<br />
bestemmelse av løst organisk stoff. Den karakteriserer minkingen av UV-lys (ved 254 nm)<br />
som skjer når lyset passerer en vannprøve av en viss lengde (lysveg). Typisk benyttes en<br />
kuvette med 1 cm lengde (evt. 5 cm).<br />
UV-transmisjon (UVT) benyttes for å beskrive i hvilken grad UV-lys passerer gjennom en<br />
vannprøve. UVT er den prosentandel av UV-lyset som passerer gjennom en vannprøve av en<br />
spesifisert lengde (for eksempel samme kuvette lengde som nevnt for absorbans) og den er<br />
relatert til UV-absorpsjon gjennom sammenhengen:<br />
% UVT = 100 . 10 -A254<br />
De mekanismer som forårsaker inaktivering av mikroorganismer med UV-lys er ganske<br />
forskjellige fra de inaktiverende mekanismer ved bruk av klor og ozon. UV inaktiverer<br />
mikroorganismene gjennom å ødelegge cellenes nukleinsyrer og dermed arveanlegg slik at de<br />
ikke kan reprodusere. En mikroorganisme som ikke kan reprodusere kan heller ikke smitte en<br />
vert.<br />
Når man studerer effektiviteten av UV-stråling, er det viktig å bruke mikrobielle tester som<br />
måler smittsomhet og ikke overlevelse (viabilitetstester). Viabilitetstester som har blitt mye<br />
brukt opp gjennom årene, gir ingen informasjon om evnen mikroorganismen har for å<br />
reprodusere og infisere en vert. Årsaken til at man i de senere år har fått ny kunnskap om<br />
Cryptosporidium er nettopp at man har gjort smittsomhetsstudier på mus som viste at<br />
inaktiveringseffektiviteten av UV var langt høyere overfor Cryptosporidium enn det som<br />
tidligere var fastslått på grunnlag av viabilitetstester.<br />
Ettersom mikroorganismer som har vært utsatt for UV-lys fortsatt har sine metabolske<br />
funksjoner i behold, finnes det organismer som har evnen til å hele den skade som er gjort å<br />
gjenvinne smittsomheten. Blant annet kan såkalt fotoreaktivering forekomme når vannet<br />
utsettes for sollys. Det finnes også andre mekanismer for ”cellereparasjon” av UV-skader. På<br />
dette området foregår det omfattende forskning. Den generelle holdningen synes i dag å være<br />
at dette fenomenet ikke burde skape bekymring med hensyn til bruk av UV-desinfeksjon,<br />
ettersom relativt enkle tiltak skulle kunne settes inn dersom man kommer til at dette<br />
representerer et problem.<br />
Ulike mikroorganismer har ulik toleranse overfor UV-stråler og man må sørge for<br />
tilstrekkelig høy strålingsintensitet og strålingstid tid for å sikre tilstrekkelig inaktivering og<br />
desinfeksjon. Produktet av strålingsintensitet og strålingstid kalles UV-dosen. For at vannet<br />
skal bli godt nok desinfisert er det imidlertid ikke tilstrekkelig av UV-dosen som sådan er på<br />
et visst nivå. Dosen må også være godt fordelt i UV-reaktoren.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 71
3.4.2 UV-dose og dosefordeling<br />
Desinfeksjonseffektiviteten overfor en gitt mikroorganisme vil avhenge dels av den<br />
strålingsdose organismen utsettes for og den transmisjon av UV-stråler som vannet tillater.<br />
3.4.2.1 UV-dose<br />
Også ved UV-bestråling gjelder Ct-prinsippet. Her dreier det seg imidlertid om<br />
strålingsintensitet i stedet for konsentrasjon. UV-dosen (D) som er produktet av<br />
strålingsintensitet (I) og strålingstid (t) og er synonymt med Ct begrepet:<br />
D = I . t<br />
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 )<br />
I = Strålingsintensitet (mW/cm 2 )<br />
t = Strålingstiden (s)<br />
I en batch reaktor i laboratoriet med stillestående vann uten gjennomstrømning kan nødvendig<br />
UV-dosen bestemmes ved såkalte dose-respons forsøk. I kontinuerlig gjennomstrømmede<br />
reaktorer har formelen over generell gyldighet så lenge man har en stempelstrøm gjennom<br />
bestrålingskammeret. Da vil strålingstiden nemlig være identisk med midlere oppholdstid<br />
(oppholdstid = reaktorvolum/vannføring). Avvik fra den ideelle stempelstrømning, slik vi vil<br />
ha det i praksis, vil gi lavere reell dose ved en gitt strålingsintensitet og strålingskammerets<br />
utforming og reaktorhydraulikk har derfor innflytelse på desinfeksjonseffektiviteten. Vi vil ha<br />
en fordeling av doser gjennom reaktoren og ulike mikroorganismer vil være utsatt for ulike<br />
doser på sin ferd gjennom reaktoren. I Figur 3.23 (Chieu et al, 1999) er vist en målt<br />
dosefordeling i en UV-reaktor. Sannsynligheten for at en mikroorganisme er utsatt for et<br />
bestemt dose er angitt.<br />
Figur 3.23 Målt dose fordeling i UV-reaktor (Chiu et al, 1999).<br />
Dette innebærer at man må ta hensyn utformingen av UV-reaktoren og strømningsbildet i<br />
denne. Det finnes ingen metode som kan måle den aktuelle dosen i en kontinuerlig<br />
gjennomstrømmende UV-reaktor og selv om man kan benytte matematiske CFD-modeller, vil<br />
ikke disse være tilstrekkelige.<br />
Man har derfor tatt i bruk såkalte biodosimetriske tester hvor man bestemmer den faktiske<br />
inaktiveringen av en test organsime som man kjenner godt UV-følsomheten til, og så<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 72
sammenligner man resultatene av disse testene med en laboratorietest på vann uten<br />
gjennomstrømning. Vi kommer mer tilbake til biodosimeter tester i kap 7.<br />
3.4.2.2 UV-dose responsbestemmelse<br />
Responsen av UV-desinfeksjon på mikroorganismene kan beregnes når man har bestemt<br />
konsentrasjonen av den aktuelle patogene mikroorganisme før og etter at den er utsatt for UVlys:<br />
Log inaktivering = log N 0 /N<br />
Der<br />
N 0 = konsentrasjonen av organismer før UV-bestråling<br />
N = konsentrasjonen av organismer etter UV-bestråling<br />
De aller fleste data som fremkommer om dose-respons er generert i batch (satsvise)<br />
laboratorieforsøk fordi man da kan ha god kontroll på betingelsene. Figur 3.24 viser oppsettet<br />
for en slik test. Figur 3.25 viser eksempler på dose-respons kurver bestemt på denne måten for<br />
noen organismer.<br />
Figur 3.24 Oppsettet for en dose-respons test (USEPA, 2003).<br />
Figur 3.25 Typiske UV dose-respons kurver (Chang et al, 1985).<br />
Figur 3.25 viser at dose-respons kurvene kan ha ulik form. Når sammenhengen er lineær (som<br />
for E.coli i Figur 3.25) er kurven av første orden. Dette er den vanligste kurveformen slik det<br />
også var tilfellet med desinfeksjon med klor og ozon. Noen organismer (f.eks, Bacillus<br />
subtilus sporer i Figur 3.25) responderer langsommere og man må over en viss dose for at det<br />
lineære forløp skal tre i kraft.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 73
I litteraturen kan man ofte finne oppgitt inaktiveringskonstanten (k) som er<br />
hastighetskonstanten for inaktivering i et første orden forløp. Første ordens sammenheng er:<br />
N t = N 0 e –k (I t) eller log N t /N 0 = -k (I . t)<br />
der<br />
N = antall levende organismer ved tidspunkt t<br />
N 0 = antall levende organismer i utgangspunktet<br />
I = UV-intensiteten<br />
t = strålingstiden<br />
Dvs nødvendig dose er: D = I . t = log N t /N 0 / -k<br />
Har man oppgitt inaktiveringskonstanten k (cm 2 /J), kan nødvendig dose bestemmes av denne<br />
ligningen. Er for eksempel k = 0,1 cm 2 /J blir nødvendig dose ved 2 log inaktivering:<br />
2/0,1 = 20 J/cm 2<br />
UV-dose responsen er uavhengig av hvordan UV lyset er produsert (lavtrykks lamper,<br />
mellomtrykks osv) og av UV absorbansen, temperaturen og pH. Dose responsen er derimot<br />
avhengig av hvorvidt organismene er knyttet til partikler og om de evt flokkulerer eller ikke.<br />
Data som er bestemt på drikkevann kan derfor ikke uten videre overføres til avløpsvann.<br />
Turbiditeten synes imidlertid ikke å ha noen innflytelse på dose respons så lenge den ligger<br />
innenfor kravene i drikkevannsforskriften.<br />
3.4.2.3 UV-transmisjon<br />
Et vanns UV-transmisjon er et uttrykk for hvor stor del av den strålingsenergi som vannet<br />
utsettes for som er igjen ved passasje gjennom en gitt dybde av vannet (lysveg). Jo lengre<br />
lysveg, jo mindre transmisjon, UV-transmisjonen oppgis derfor i %. Vanligvis benyttes 5 eller<br />
1 cm kuvette for å bestemme transmisjonen.<br />
Vannets sammensetning har også innflytelse på transmisjonen. De to viktigste parametre i<br />
vannet som påvirker transmisjonen er innholdet av naturlig organisk stoff (humus) som gir<br />
farge og turbiditet. Turbiditeten vil medføre redusert transmisjon på grunn av spredning av<br />
strålene, mens organisk stoff kan absorbere energien. Et høyt jerninnhold kan også påvirke<br />
UV transmisjonen.<br />
Allerede ved et fargetall på 10 mg Pt/l må man regne med at transmisjonen bare er halvparten<br />
(50 %) av hva den er i et vann uten farge, og ved fargetall på 20 mg Pt/l vil den være bare ca<br />
30 %. Det er imidlertid viktig å presisere at det ikke er noen direkte korrelasjon mellom UVtransmisjon<br />
og fargetall og at det derfor er UV-absorbansen som må måles for å bestemme<br />
UV-transmisjonen og ikke fargetallet.<br />
3.4.3 UV-anlegg<br />
Kommersielle UV anlegg består av beholdere (UV-reaktorer) som inneholder UV-lamper,<br />
beskyttelsesrør (vanligvis av kvartsglass), UV intensitetssensor, temperaturmåler og<br />
rengjøringsanordninger for beskyttelsesrør (se Figur 3.26)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 74
Figur 3.26 Eksempel på oppbygging av UV-anlegg<br />
Kvartsrøret beskytter og isolerer lampene. Noen anlegg har automatiske rengjøringsanordninger<br />
i kvartsrøret for å forhindre avsetning som vil nedsette transmisjonen. Styringsog<br />
kontrollutrustningen består av UV intensitetsmåler, vannmengdemåler og i noen tilfeller<br />
UV-transmisjonsmålere.<br />
3.4.3.1 UV-reaktoren<br />
UV reaktoren kan være lukket eller åpen (som en kanal). I drikkevannsanlegg brukes lukkede<br />
reaktorer mens kanal-reaktorer er benyttet på avløpsrenseanlegg og i fiskeoppdrett, se Figur<br />
3.27.<br />
Figur 3.27<br />
Eksempel på lukkede og åpne reaktorutforminger.<br />
En av utfordringene når man skal velge UV-aggregat (UV-reaktor og UV-lampe) er at<br />
utformingene av UV-reaktorene varierer mye fra produsent til produsent. Som vi har sett<br />
tidligere har det hydrauliske strømningsbildet stor betydning i alle desinfeksjonsreaktorer. I<br />
enkelte anlegg er utformingen slik at man legger seg tett opp mot stempelstrømning, som er<br />
det ideelle, mens det er større eller mindre grad av blanding i andre reaktorer.<br />
Det betyr altså at to aggregater som opererer med samme strålingsdose ikke behøver å gi det<br />
samme desinfeksjonsresultatet på det samme vannet (ved samme UV-transmisjon).<br />
Forbedringer av strømningsbildet i reaktoren for å få det til å bli mer stempelstrømning fører<br />
gjerne til at trykktapet over reaktoren øker. Ved optimalisering står man ofte over valget om å<br />
øke dosen eller å bedre strømningsbildet som gjerne gir høyere falltap. Dette betyr at det ikke<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 75
er tilstrekkelig å sette krav til dose og transmisjon. Man må også ha et måle- og<br />
styringssystem som sikrer at det aktuelle apparatet kan gi en definert desinfeksjonseffektivitet<br />
under gitte betingelser<br />
3.4.3.2 UV- lamper<br />
I anlegg for drikkevannsbehandling finnes det i hovedsak tre typer av UV-lamper, se Tabell<br />
3.7.<br />
• Lavtrykks (LT) kvikksølvdamp lamper<br />
• Høyintensitets lavtrykks (HILT) kvikksølvdamp lamper<br />
• Mellomtrykks (MT) kvikksølvdamp lamper<br />
Det finnes også høytrykkslamper men disse brukes ikke i drikkevannsbehandlingen i dag.<br />
Som tabellen viser er lyset som emitteres fra lavtrykkslamper monokromatisk med svært nær<br />
den optimale bølgelengde. Mellomtrykkslamper emitterer over et større spekter av<br />
bølgelengder og disse lampene gir derfor totalt sett en større desinfeksjonseffektivitet. Men<br />
relativt til den effekt som tilføres er effektiviteten mindre ettersom en større andel tapes som<br />
varme. Uansett lampetype så blir den energien som ikke konverters til UV-lys, tapt som<br />
varme.<br />
Tabell 3.7 Karakteristika på ulike UV-lamper (USEPA, 2003.)<br />
Parameter Lavtrykks (LT) Høyintensitets lavtrykks Mellomtrykks (MT)<br />
(HILT)<br />
UV lys Monokromatisk ved 254<br />
nm<br />
Monokromatisk ved 254<br />
nm<br />
Polykromatisk ved 200-<br />
300 nm<br />
Trykk kvikksølvdamp Optimalt v ed 0,007 0,76 600-900<br />
(mm Hg – torr)<br />
Driftstemperatur (ºC) Optimalt v ed 40 130 – 200 600 - 900<br />
Elektrisk effekt (W/cm) 0,5 1,5 – 10 50 - 250<br />
UV effekt (W/cm) 0,2 0,5 – 3,5 5 – 30<br />
Effektov erf øring (%) 35 - 38 30 – 40 10 – 20<br />
Buelengde (cm) 10-150 10-150 5-120<br />
Antall lamper som er Høy Middels Lav<br />
nødv endige for å oppnå<br />
en gitt dose<br />
Lev etid (timer) 8.000 – 10.000 8.000 – 10.000 4.000 – 8.000<br />
I Tabell 3.8 er det satt opp fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks<br />
lamper.<br />
Tabell 3.8 Fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks lamper<br />
(USEPA, 2003)<br />
Komparativ e f ordeler<br />
Komparativ e ulemper<br />
Lavtrykks<br />
Høy ere germicid effektivitet; nesten hele<br />
strålingen ved 254 nm<br />
Mindre effekt per lampe (mindre f all i<br />
dosen om en lampe faller ut)<br />
Lengre lev etid<br />
Flere lamper<br />
Mer arealkrev ende<br />
Mellomtrykks<br />
Høy ere utsendt energimengde<br />
Færre lamper<br />
Mindre reaktorer<br />
Mer kompakt anlegg<br />
Høy ere driftstemperatur kan fremskynde<br />
belegg på kvartsglass<br />
Kortere lev etid<br />
Lav ere ov erf øringsgrad fra elektrisk til UVenergi<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 76
Lavtrykks-UV skader DNA og reproduserbarhet, mens mellomtrykks-UV med sitt videre<br />
spekter av bølgelengder, skader også andre komponenter i mikroorganismen slik som<br />
proteiner, f. eks. enzymer og andre biomolekyler.<br />
Mellomtrykks-UV sender ut større samlet energimengde enn lavtrykks-UV og slike anlegg<br />
kan derfor gjøres mer kompakte. Dette medfører selvsagt at slike lamper også krever større<br />
tilført effekt, og belastning på UV-lampene blir høyere. Dette medfører at slike mellomtrykks<br />
lamper har lavere levetid enn lavtrykks lamper.<br />
I mellomtrykks aggregat reguleres vanligvis stråledosen ved effektregulering styrt av<br />
vannmengden. Dette gjøres for å unngå overdosering og overoppheting/fastbrenning på<br />
kvartsglas, for å øke levetiden på UV-lampene og for å spare strøm. Når slik styring benyttes,<br />
må det settes maksimumsgrenser for intensiteten som er betydelig høyere enn det dose-kravet<br />
tilsier. Effektreguleringen skjer enten kontinuerlig eller i separate effekttrinn. Effektregulering<br />
kan også benyttes på lavtrykks-UV aggregat.<br />
UV-lampene kan være orientert horisontalt eller vertikalt og være parallelt eller<br />
perpendikulært orientert i forhold til vannstrømmen. Orienteres lampene horisontalt i forhold<br />
til bakken reduserer man variasjon i oppvarmning av lampen i lengderetningen noe som<br />
reduseres potensialet for brekkasje av lampene.<br />
UV-lamper eldes og stråleintensiteten reduseres over tid, noe det må tas hensyn til ved<br />
dimensjoneringen.<br />
3.4.3.3 Kvartsrørene<br />
UV-lampene er plassert inne i kvartsrør for å skille dem fra vannet (brekkasje) og for å sørge<br />
for optimale driftstemperatur. Lengden på røret bestemmes av lampen med elektriske<br />
tilknytninger. Diameteren er typisk 2,5 cm for LT lamper og 5-10 cm for MT lamper.<br />
Kvartsrørets tykkelse er normalt 2-3 mm. Vanligvis plasseres UV-lampen sentralt i røret og<br />
holdes på plass av avstandsholdere. Beleggdannelse på kvartsrørene nedsetter transmisjonen<br />
og ulike leverandører har ulike systemer for å holde kvartsrørene frie for belegg. Dette<br />
inkluderer både kjemisk beleggfjerning etter at røret er tatt ut av enheten og ”on-line”<br />
mekanisk beleggfjerning ved hjelp av viskere eller børster. Eksempler på<br />
rengjøringssystemer er vist i Figur 3.28.<br />
Figur 3.28<br />
Eksempel på rensgjøringssystemer (a) Mekanisk, (b) Fysisk/kjemisk<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 77
Ved påslag og avslag av mellomtrykks UV-lamper trengs det oppvarmings- og nedkjølingstid<br />
på grunn av de høyere effektene. Belegg kan brennes fast til kvartsglasa på grunn av høyere<br />
temperatur og lavere bølgelengder. Kvartsglassene i mellomtrykks aggregat må derfor byttes<br />
oftere, eksempelvis hvert 5. eller 6. år.<br />
3.4.3.4 Sensorer og måleutstyr<br />
UV intensitetssensorer er fotosensitive detektorer som måler UV intensiteten på et punkt inne<br />
i UV-reaktoren. Sensorene skal gi et uttrykk for hvilken dose man har i reaktoren. De vil<br />
respondere på endringer i intensitet som kan skyldes en rekke UV-aggregat spesifikke<br />
faktorer (belegg, elding osv). UV sensorer kan være såkalt ”våte” eller ”tørre”. Tørre sensorer<br />
måler UV-lyset gjennom et vindu, mens ”våte” sensorer er i direkte kontakt med vannet inne i<br />
reaktoren<br />
UV-transmisjonsmålere er svært viktige. Korrekt måling av transmisjon er kritisk for at man<br />
skal kunne stole på desinfeksjonseffektiviteten i et UV-anlegg. Kommersielle on-line UVT<br />
målere beregner UVT ved å måle UV-intensiteten i forskjellige distanser fra lampen, se<br />
eksempel i Figur 3.29.<br />
Tre UV intensitets-sensorer er plassert i ulik avstand fra lampen, og forskjellen i målt<br />
intensitet benyttes for å beregne transmisjonen.<br />
Figur 3.29 Eksempel på opplegg for UV transmisjonsmåling(USEPA, 2003)<br />
3.4.3.5 Temperaturmålere<br />
Varmeoverføringen er ganske stor ved UV-bestråling. Varmen tas opp av vannet som passerer<br />
reaktoren og kjøler systemet. Men overoppheting kan skje dersom:<br />
• Vann-nivået i reaktoren faller og lampen blir eksponert for luft<br />
• Vanntilførselen stopper<br />
UV-anlegg må derfor utstyres med temperaturmålere som kan sørge for at reaktoren vil tas ut<br />
av drift når temperaturen overstiger et visst nivå.<br />
3.4.4 Måling av desinfeksjonseffektivitet<br />
Ettersom man ikke kan måle konsentrasjonsendring av mikroorgansimer on-line i UVanlegget,<br />
benyttes ulike strategier for å sikre at man oppnår den desinfeksjonseffektivitet som<br />
er tilsiktet. Tre ulike strategier benyttes:<br />
• I strategien som bygger på UV intensitets sett-punkt, brukes de målinger som UV<br />
intensitets sensorene gjør, til å kontrollere UV-dosen. UV intensitets sensorene er slik<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 78
plasserte at de kan reagere både på endringer i UV intensiteten som leveres fra UVlampene<br />
og endringer i transmisjonen i vannet. Målingen fra UV intensitets sensoren<br />
benyttes sammen med vannmengden (som gir et uttrykk for oppholdstiden) til å<br />
bestemme dosen.<br />
• I strategien som bygger på sett-punkt for både UV-intensitet og UV-transmisjons<br />
benyttes egne UV-intensitetssensorer som da er plassert så nær lampen at den kun<br />
responderer på endringer i strålingen som leveres fra lampen. UV-transmisjonen skjer<br />
derfor separat. Sett-punktene for både UV-intensitet og UV-transmisjon bestemmes<br />
for hele det området av vannmengder som kan forventes.<br />
• I strategien som bygger på en beregning av dosen er en UV intensitetssensor plassert<br />
tett inntil lampen. Vannmengde, UV-transmisjon og UV-intensitet blir alle målt og<br />
disse dataene brukes i en beregningsmodell for dosen som den enkelte leverandør har<br />
utviklet.<br />
3.4.5 Vannkvalitetens innflytelse<br />
Vannkvaliteten kan ha innflytelse på mange måter. De viktigste stoffene som påvirker kan<br />
sies å være:<br />
• Stoffer som nedsetter transmisjonen<br />
• Partikler<br />
• Stoffer som fører til beleggdannnelse<br />
Den viktigste vannkvalitetsparameteren som nedsetter transmisjonen er farge. Effektiv bruk<br />
av UV anlegg innebærer derfor at fargen i vannet i utgangspunktet er lav eller at den har blitt<br />
fjernet før UV-desinfeksjonen.<br />
Partikler reduserer effektiviteten fordi de sprer UV-lyset og dermed reduserer intensiteten der<br />
mikroorganismen befinner seg. Partikler kan også virke skjermende på organismer som<br />
befinner seg på baksiden av partikkelen sette i UV strålens retning.<br />
En rekke stoffer i vannet kan føre til beleggdannelse. En rekke forbindelser der løseligheten<br />
synker når temperaturen øker (for eksempel CaCO 3 , FePO 4 , Al 2 (SO 4 ) 3 og en rekke andre) vil<br />
kunne felle ut på kvartsrørene. Likeledes vil stoffer med lav løselighet (for eksempel Fe(OH) 3<br />
og Al(OH) 3 ) kunne felle ut. I tillegg kommer partikulær avsetning. Dessuten kan alger vokse<br />
både oppstrøms og nedstrøms UV reaktorer.<br />
3.4.6 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter<br />
Generelt sett er dannelse av skadelige biprodukter ansett å være et lite problem ved UVdesinfeksjon.<br />
Man har studert om UV desinfeksjon påvirker dannelsen av klororganiske stoffer<br />
(trihalometaner og halogenerte eddiksyrer) i etterfølgende klorering, noe som tilsynelatende<br />
ikke skjer.<br />
Flere studier har vist at det dannes små mengder av oksidasjonsprodukter (f.eks. aldehyder)<br />
når humusholdig vann UV-bestråles. Men ettersom UV-desinfeksjon kun bør brukes etter at<br />
fargetallet er redusert, anses heller ikke dette som noe problem.<br />
Nitrat kan konverteres til nitritt i mellomtrykkslamper men heller ikke dette antas å<br />
representere noen bekymring.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 79
3.4.7 Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon<br />
Det foreligger et stort antall undersøkelser av inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon,<br />
se for eksempel Tabell 3.9. Tabellen viser at UV er en svært effektiv desinfeksjonsmetode<br />
overfor bakterier og parasitter og mindre effektiv overfor virus, spesielt Adenovirus. Visse<br />
typer av dette viruset er meget resistent overfor UV og vil ikke inaktiveres ved de doser som<br />
er vanlige å bruke i drikkevannsanlegg i Norge. Andre virustyper er mindre resistente. Et<br />
spørsmål blir da om man skal legge det mest resistente virus til grunn for regelverket knyttet<br />
til hygieniske barriere overfor virus, slik man har gjort det i USA hvor Adenovirus er lagt til<br />
grunn.<br />
Inntil 1999 var det allmenn enighet om at parasittiske protozoer var særdeles resistente<br />
overfor alle desinfeksjonsprosesser inkludert UV-bestråling. Man anså at metoden var<br />
uaktuell pga de høye doser som måtte brukes (og dermed høye kostnader). Disse<br />
konklusjonene var trukket på bakgrunn av såkalte in vitro tester i lav trykks UV-lamper.<br />
Senere har man utført forsøk med mellomtrykks UV-lamper der effekten er vurdert ved in<br />
vivo-tester (bruk av mus) og disse har ført til at man nå ser på muligheten til at UV-bestråling<br />
kan være en god barriere mot Cryptosporidium mer langt mer positive øyne (Ormerod og<br />
Lund, 2004).<br />
Tabell 3.9<br />
Typiske nødvendige UV-doser for 4-log inaktivering av utvalgte<br />
mikroorganismer (LeChevalier, M.W. and Au, K-K, 2004).<br />
Arbeid i den senere tid (Clancy et al, 1998, Clancy et al 2000, Buhkahri et al, 1999, USEPA,<br />
2003) som tar i bruk in vivo tester (museforsøk eller cellekulturer) viste at både lav- og<br />
mellomtrykks lamper (kvikksølvdamp) kan oppnå 3 log inaktivering av Cryptosporidium<br />
oocyster ved UV-doser så lave som 10 mWs/cm 2 . Tilsvarende følsomhet har vært rapportert<br />
for Giardia (Craik et al, 2000).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 80
Hijnen and Medema (2005) har nylig gjort en meget grundig gjennomgang av alle<br />
undersøkelser av desinfeksjonseffektivitet med UV og vi skal i det følgende ta utgangspunkt i<br />
denne studien her. Alle forsøkene er dose-respons forsøk i laboratorieskala. Vi skal gå<br />
gjennom de tre gruppene av patogener; bakterier, virus og parasitter samt indikatoroganismer<br />
og modellorganismer<br />
3.4.7.1 Bakterier<br />
Det finnes ikke så mange studier av bakterier ettersom det har vært alminnelig akseptert at<br />
bakterier ikke er særlig resistente overfor UV-lys og at de derfor ikke er så interessante i<br />
denne sammenhengen.<br />
I Tabell 3.10 er vist inaktiveringseffekten av UV 254 -lys på seks patogene bakterier. Dataene<br />
kunne i all vesentlig grad beskrives med første ordens kinetikk, og i Tabell 3.10 er<br />
hastighetskonstanten (inaktiveringskonstanten) bestemt. Det er også ført opp hvor mange<br />
studier som ligger bak tabelldataene samt i hvilket doseområde studiene ble gjort<br />
Tabell 3.10<br />
Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike bakterier (Hijnen<br />
and Medema, 2005).<br />
I Figur 3.30 a er dose-respons kurven for Campylobacter og E Coli vist.<br />
Figur 3.30 Dose respons kurver for noen mikroorganismer (Hijnen and Medema, 2005).<br />
Vi minner om at nødvendig dose fås ved å dividere det antall log reduksjon man tar sikte på å<br />
nå med inaktiveringskonstanten. For å oppnå 3 log inaktivering av Salmonella, vil man etter<br />
tabellen over måtte ha en dose på minst 3/0,444 = 6,8 mJ/cm 2 . Vi ser at bakteriene som er<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 81
undersøkte, trengte en dose på 2-8 mJ/cm 2 for å oppnå 3 log inaktivering. Selv om man legger<br />
på en sikkerhetsfaktor på 3, ligger dette innenfor de dosekrav som Veiledningen til<br />
Drikkevannsforskriften foreskriver.<br />
3.4.7.2 Virus<br />
Tabell 3.11 viser data fra et meget stort antall studier på virus. Også her kunne inaktiveringskinetikken<br />
beskrives med 1. orden.<br />
Adenovirus er sannsynligvis det virus som er mest resistent over for UV. I Figur 3.30 b er<br />
dose-respons kurven for Adenovirus (type 2,15,40 og 41) vist og vi ser at for å komme opp i 3<br />
log inaktivering må den faktiske dosen være hele 125 mJ/cm 2 (med ut gangspunkt i midlere<br />
verdier for de ulike undersøkelsene).<br />
Når det gjelder de mer forekommende humane virus, Calicivirus, var imidlertid nødvendig<br />
faktisk dose i middel 24 mJ/cm 2 , altså under det som vi dimensjonerer for i Norge. Men tas<br />
det hensyn til en sikkerhetsfaktor som skal fange opp ufullkommenheter i strømningsbildet<br />
etc., kan denne verdien tyde på at vi burde sikre oss med å kreve biodosimeter dokumentasjon<br />
på at man faktisk oppnår en tilstrekkelig dose ved den enkelte anleggstype.<br />
Tabell 3.11 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike virus (Hijnen and<br />
Medema, 2005).<br />
3.4.7.3 Parasitter<br />
I Tabell 3.12 er samlet data for Cryptosporidium og Giardia.<br />
Tabell 3.12 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike studier av<br />
Cryptosporidium (monokromatisk lys ved 254 nm, lavtrykks lampe) og Giardia<br />
(Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema, 2005)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 82
I henhold til disse studiene, vil 2 log reduksjon av Cryptosporidium nåes ved en faktisk<br />
midlere (av antall studier) dose på 8,25 mJ/cm 2 og 3 log ved 12,5 mJ/cm 2, mens nødvendig<br />
midlere dose for Giardia var hhv 7,0 og 10,5 mJ/cm 2 .<br />
Figur 3.30 c viser dose respons dataene for Cryptosporidium og Giardia som viser at<br />
Cryptosporidium er mindre resistent enn Giardia .<br />
3.4.7.4 Indikatorer og modellorganismer<br />
Vannkvalitetskriteriene i Drikkevannsforskriften bygger på indikatororganismer (f.eks. E Coli<br />
og C. perfringens) og i forsøk benyttes ofte modellorganismer (for eksempel bakteriofager i<br />
stedet for human virus). I Tabell 3.13 er det satt opp en sammenstilling av resultater for<br />
indikatorer og modellorganismer.<br />
Tabell 3.13 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) av E Coli og modell<br />
organismene MS2-fag og Bacillus Subtilis sporer (monokromatisk lys ved 254<br />
nm, lavtrykks lampe) og av sporer av sulfittreduserende clostridier (SSRC) og av<br />
C. perfringens (Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema,<br />
2005)<br />
Vi ser at sporer av C. perfringens krever høyere dose for å inaktiveres enn parasittene (33<br />
mJ/cm 2 for 2 log inaktivering i middel av undersøkelsene) og spesielt sporer av<br />
sulfittreduserende clostridier (SSRC) krever høye faktiske doser (111 mJ/cm 2 for 2 log<br />
inaktivering). Det siste er samme nivå som Adenovirus. Figur 3.31 viser dose-respons kurver<br />
for MS2 fag sammenlignet med E. coli samt ulike bakteriesporer som har vært aktuelle å<br />
bruke som indikatororganismer.<br />
Både Hijnen et al (2000) og Lund og Ormerod (2005) fant at C. perfringens sporer fra<br />
naturlige vannprøver var mer resistente enn sporer dyrket i laboratoriet. Lund og Ormerod<br />
(2005) gjennomførte inaktiveringsforsøk med sporer av en standardstamme og bakteriesporer<br />
av C. perfringens direkte fra en bekk påvirket av diffus fekal forurensning. De fant at C.<br />
perfringens direkte fra en naturlig vannprøve var tydelig mer resistent overfor UV-bestråling<br />
enn standard stammen, med en log-reduksjon på 1,2 for C. perfringens og 1,8 for<br />
standardstammen. Den høyeste dosen de brukte (70 mJ/cm 2 ) ga kun 1,5 log-reduksjon for<br />
sporer av C. perfringens<br />
Resultatene av Lund og Ormerods dose-respons studier av ulike Bacillus arter og C.<br />
perfringens sporers toleranse overfor lavtrykks UV-bestråling viser at selv om sporedannende<br />
bakterier er mer resistente overfor UV enn vanlige vegetative bakterier, de fleste virus<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 83
(foruten Adenovirus) og protozoer, så lar det seg gjøre å oppnå 1,5-2,0 log reduksjoner (95-<br />
99% inaktivering) ved en UV dose (fluence) på 40 mJ/cm 2 . En forutsetning er imidlertid at<br />
vannet forbehandles for å redusere partikkelinnholdet, da partikler binder bakterier og<br />
bakteriesporer, og hindrer en effektiv desinfeksjon.<br />
Figur 3.31 Dose respons kurver for bakteriofager sammenlignet med E. coli (a) og<br />
bakteriesporer (b) (Hijnen and Medema, 2005)<br />
Lund og Ormerod viste at standardstammen B. subtilis ATCC 6633, som benyttes som<br />
testorganisme (biodosimeter) i Østerrike og Tyskland ved testing av UV aggregater, har en<br />
UV-toleranse som er høyere enn de fleste Bacillus sporer som forekommer i<br />
drikkevannskilder. Dersom man oppfyller kravet til en biodosimetrisk målt UV dose på<br />
minimum 40 mJ/cm 2 , sikrer man derfor en tilfredsstillende desinfeksjon også av Bacillus<br />
sporer. Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både<br />
aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal<br />
aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40<br />
mJ/cm 2 , da Clostridium sporene ser ut til å ha en mye høyere UV toleranse enn Bacillus<br />
sporer. Ytterligere undersøkelser er imidlertid nødvendig for å fastslå mer eksakt UVtoleransen<br />
til C. perfringens fra naturlige vannforekomster.<br />
3.4.7.5 Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV<br />
I Figur 3.32 er vist en oversikt over inaktiveringskonstantene slik de ble bestemt av Hijnen og<br />
Medema (2005) basert på alle de studier de kunne finne å bygge sin analyse på.<br />
Figur 3.32 Oppsummering av inaktiveringskonstanter for inaktivering av ulike<br />
mikroorganismer med UV (Hijnen and Medema, 2005)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 84
Folkehelseinstituttet regner i dag at en dose på 30 mJ/cm 2 gir en tilfredsstillende<br />
barrierevirkning overfor både bakterier, virus og parasitter. Som vist over, kan dette være<br />
riktig når det gjelder bakterier og parasitter, mens det kan diskuteres når det gjelder virus. Her<br />
blir det avgjørende hvilket virus som legges til grunn. Gjør vi som amerikanerne og legger<br />
Adenovirus til grunn, er 30 mJ/cm 2 åpenbart ikke tilstrekkelig. I Tabell 3.14 er sammenstilt<br />
de verdiene som USEPA legger til grunn (inkludert sikkerhetsfaktorer) i sitt regelverk, og det<br />
er klart at de dosene vi bruker ikke tilfredsstiller disse verdiene mht virus. Vi kommer<br />
nærmere tilbake til det amerikanske regelverket i kap 7.<br />
Tabell 3.14 Foreslåtte amerikanske dose verdier (red target) for UV for å oppnå gitt log<br />
inaktivering (USEPA, 2003).<br />
Log<br />
inaktivering<br />
0,5<br />
Giardia<br />
LPHO<br />
MP<br />
6,6 7,5<br />
Crypto<br />
LPHO<br />
MP<br />
6,8 7,7<br />
Virus<br />
LPHO<br />
MP<br />
55 63<br />
1,0<br />
9,7 11<br />
11 12<br />
81 94<br />
1,5<br />
13 15<br />
15 17<br />
110 128<br />
2,0<br />
20 23<br />
21 24<br />
139 161<br />
2,5<br />
26 30<br />
28 32<br />
169 195<br />
3,0<br />
34 40<br />
36 42<br />
199 231<br />
3,5<br />
227 263<br />
4,0<br />
259 3000<br />
Det er usikkerhet knyttet til barriere effekten overfor sporedannende bakterier (som<br />
indikator). Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både<br />
aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal<br />
aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40<br />
mJ/cm 2 . Veiledningen setter 40 mJ/cm 2 som dosekrav når det gjelder sporer av C.<br />
perfringens. I Lund or Ormerods undersøkelse ga en dose på 40 mJ/cm 2 1,8 log inaktivering<br />
mens sporer fra bekkevann bare ga 1,2 log inaktivering. En viktig årsak til den observerte<br />
forskjellen i UV toleranse er sannsynligvis at C. Perfringens sporer i vannprøver direkte fra<br />
naturen i stor grad er festet til partikler i vannet og derfor er beskyttet mot UV-lys.<br />
Det presiseres at alle data som er tatt med over er bestemt i vann med god transmisjon i batch<br />
laboratorieforsøk. Når dose-respons data skal overføres til full-skala anlegg må man ta<br />
hensyn til alle faktorene som nedsetter effektiviteten og som har vært diskutert over. Den<br />
nødvendige faktiske dosen, kan vise seg å måtte være 2-3 ganger høyere enn den faktiske<br />
dosen bestemt i laboratorieforsøk.<br />
3.4.8 Godkjenning av UV-aggregater<br />
Vi har Norge en typegodkjenningsordning forvaltet av Folkehelseinstituttet. Den<br />
dokumentasjon som er nødvendig for typegodkjenning er gitt på hjemmesidene til Nasjonalt<br />
Folkehelseinstitutt. Typegodkjenningen baserer seg på følgende krav til UV-dose:<br />
• Dersom UV-aggregatet skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante<br />
bakterier (ikke-sporeformende), virus og protozoer, må det godtgjøres at man i<br />
bestrålingskammeret oppnår et strømningsmønster som medfører at vannet passerer<br />
nær UV-lampene i deler av kammeret, slik at kapasitetsberegning basert på<br />
gjennomsnittsintensitet kan benyttes.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 85
• Det desinfiserte vannet må til enhver tid ha blitt tilført en UV-dose (eng. reduction<br />
equivalent fluence) på minimum 30 mWs/cm 2 (300 J/m 2 ) ved en bølgelengde i<br />
området rundt 254 nm, beregnet ut fra en volumveid gjennomsnittsintensitet i<br />
kammeret og vannets gjennomsnittlige oppholdstid i aktiv del av kammeret.<br />
• Dersom et UV-aggregat skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante<br />
bakterier (inkludert bakteriesporer), virus og protozoer, må det dokumenteres at det<br />
desinfiserte vannet til enhver tid har blitt tilført en UV-dose (eng. reduction equivalent<br />
fluence) på minimum 40 mWs/cm 2 (400 J/m 2 ), ved en bølgelengde på 253,7 nm,<br />
basert på en biodosimeter-test. Disse betingelsene skal sikre en 2-log reduksjon av de<br />
fleste helserelaterte bakteriesporer, basert på dagens viten om disse mikrobenes<br />
toleranse overfor UV- lys. Dette kravet oppfylles ved en gitt vanngjennomstrømning<br />
og UV-transmisjon på vannet dersom minimum referansebestråling (intensiteten) ikke<br />
blir lavere enn den minimumsverdien som ble bestemt ved biodosimeter-testen.<br />
• Dokumenter som må sendes inn for søknad om typegodkjenning i henhold til<br />
biodosimetrisk målt UV-dose: Test rapporter og sertifikater fra biodosimetriske tester<br />
som er utført i henhold til østerriksk ÖNORM M 5873-1 eller 5873-2, den tyske<br />
DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester, utført av<br />
velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et<br />
biodosimeter (testorganisme) som har en resistens mot UV-bestråling som gjør det<br />
mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en UV-dose på 40 mWs/cm 2<br />
(400 J/m 2 ).<br />
• En typegodkjenningssøknad må inneholde nærmere spesifisert informasjon for hvert<br />
aggregat som søkes godkjent.<br />
Typegodkjenning i henhold til biodosimetrisk målt UV-dose er altså avhengig av<br />
dokumentasjon basert på biodosimetriske tester utført i henhold til østerriksk eller tysk<br />
standard. Det er nå på trappene en godkjenningsordning som er i overensstemmelse med en<br />
EU-standard. Den Østerrikske ÖNORM er aktuell som europeisk standard og dermed også<br />
som standard for godkjenning i Norge. Man må da teste et aggregat ved hjelp av en<br />
biodosimetrisk metode som bla benyttes i den nevnte ÖNORM. Gjennomføring av<br />
biodosimeter tester blir gjennomgått i kap 7.<br />
Etter vår oppfatning bør alle UV anlegg i Norge omfattes av en godkjenningsordning basert<br />
på biodosimetri ettersom dette er den eneste sikre metode for dose-respons dokumentasjon.<br />
3.5 Avanserte oksidasjonsmetoder<br />
Avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) har blitt definert som prosesser ”som involverer<br />
dannelse av hydroksylradikaler i tilstrekkelig mengde til å påvirke vannrensingen”. De<br />
vanligste prosessene er de som baserer seg på kombinasjoner av ozon og hydrogenperoksid<br />
(O 3 /H 2 O 2 ), ozon og UV-bestråling (O 3 /UV) og hydrogenperoksid og UV-bestråling<br />
(H 2 O 2 /UV). Disse metodene benyttes ikke primært til desinfeksjon men til oksidasjon.<br />
De vil likevel gi god desinfeksjon ettersom de normalt opererer ved svært høye<br />
oksidasjonspotensial. Disse metodene er vanligvis ment benyttet for oksidasjon av organiske<br />
mikroforurensninger, pesticider, farmasøytiske restprodukter osv.<br />
AOP-prosessene virker gjennom de hydroksyl-radikaler (OH * ) som dannes som<br />
mellomprodukter i prosessen. OH-radikalene reagerer med organiske forbindelser i vannet og<br />
initierer en serie av oksidative degraderingsreaksjoner. Oksidasjonen leder ofte til fullstendig<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 86
mineralisering av den organiske forurensning, dvs til CO 2 , H 2 O og mineralske syrer.<br />
Kinetikken i nedbrytningen er av tilnærmet første orden<br />
3.5.1 Ozon baserte prosesser<br />
De første AOP-prosessen som ble lanserte var ozon-baserte :<br />
• O 3 /H 2 O 2<br />
• O 3 /UV<br />
De ozon-baserte løsningene er effektive mht på oksidasjon av organiske mikroforurensninger<br />
og også svært effektiv til primærdesinfeksjon ettersom nødvendige doser for å oppnå full<br />
oksidasjon krever høye O 3 -doser. Det gir imidlertid potensial for bromatdannelse og derfor<br />
har ozon-baserte løsninger kommet mer i bakgrunnen i det siste. Typiske doser er :<br />
• O 3 /DOC = 1,2 g/g<br />
• H 2 O 2 /O 3 = > 2 g/g<br />
3.5.2 Hydrogen peroksid baserte løsninger<br />
I den senere tiden har det vært mest fokus på hydrogendioksid baserte løsninger:<br />
• Fe(II) /H 2 O 2 (Fentons reagent)<br />
• UV/ H 2 O 2<br />
Lengst har man kommet i praksis med løsninger basert på UV/ H 2 O 2 . Denne prosessen er<br />
nylig satt i drift ved Andijk vannverk i Nederland, etter en lang og omfattende forskning og<br />
utprøving. Man har her oppnådd god degradering (80 %) av 11 utvalgte mikroforurensninger<br />
(”priority pollutants”) ved doseringer på < 1000 mJ/cm 2 og < 15 g/m 3 av H 2 O 2 uten bromatdannelse<br />
og uten vesentlig metabolitt-produksjon. I en annen kilde er dose på 540 mJ/cm 2 ved<br />
6 g/m 3 av H 2 O 2 oppgitt som driftsdosering ved Andijk vannverk. Det er klart at man med<br />
slike doser vil ha en meget omfattende inaktivering av alle patogener i tillegg til den<br />
oksidasjon av mikroforurensninger som oppnås.<br />
3.5.3 Katalysatorbaserte metoder<br />
Det er blitt vist større interesse for katalysatorbasert prosesser i den senere tid. Dette gjelder<br />
spesielt bruk av TiO 2 som katalysator, for eksempel basert på UV/TiO 2 . Denne<br />
kombinasjonen alene har et relativt lavt oksidasjonspotensial, men desinfeksjonstester av det<br />
svenske selskapet Benrad, som leverer slik utstyr, synes lovende.<br />
I forbindelse med EU-prosjektet TECHNEAU som etter planen skal igangsettes ved nyttår,<br />
skal NTNU gjennomføre et prosjekt som baserer seg på AOP (med O 3 og med UV/TiO 2 og<br />
muligens UV/ H 2 O 2 ) kombinert med biofiltrering og membranfiltrering. Dette er en<br />
videreutvikling av den metode basert på ozonering/biofiltrering som instituttet har arbeidet<br />
med over flere år og som synes å få fotefeste i Norge.<br />
3.5.4 Potensialet for AOP i Norge<br />
Det store spørsmålet blir om slike metoder kan bli økonomisk konkurransedyktige. Det er<br />
ingen tvil om at de kan vise seg interessante for generell avansert behandling av drikkevann<br />
og de vil da gi utmerket desinfeksjonsvirkning, men som separat desinfeksjonsmetode er det<br />
grunn til å tvile på at de vil finne stor anvendelse i Norge. Mer aktuelt vil det sannsynligvis bli<br />
her å kombinere kjente desinfeksjonsmetoder.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 87
3.6 Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon)<br />
Ettersom ingen av desinfeksjonsmetodene er optimale ut fra alle aspekter, er det aktuelt å<br />
bruke flere desinfeksjonsmetoder i ett å samme anlegg. Det har vært lite tradisjon for dette i<br />
Norge. Når kombinert desinfeksjon har blitt brukt i andre land, kan det ligge ulike hensikter<br />
bak:<br />
• å bruke en annen desinfeksjonsmåte for sekundærdesinfeksjonen<br />
(sikkerhetsdesinfeksjon med tanke på barriereeffekt på nettet evt. for å hindre vekst på<br />
nettet).<br />
• å oppnå en total inaktiveringseffekt som er større enn den hver av<br />
desinfeksjonsmetodene kunne klart hver for seg<br />
Flere studier har vist at man ved å benytte flere metoder etter hverandre kan oppnå<br />
synergieffekter, dvs at inaktiveringsgraden er høyere enn den man skulle forvente ved å<br />
betrakte hver metode for seg og så legge sammen effektene. Dette er påvist for koliforme<br />
bakterier, Giardia, Poliovirus og Cryptosporidium. Motsatt er det også vist at Hepatitt A virus<br />
og MS2-kolifag ble mindre inaktivert ved kombinasjonsdesinfeksjon enn summen av<br />
metodene skulle tilsi.<br />
Dessverre har man ikke etablert akseptable Ct-verdier for kombinasjonsdesinfeksjon.<br />
Aktuelle kombinasjonene er:<br />
• Klor/kloramin<br />
• klordioksid/kloramin<br />
• Ozon/klor eller kloramin<br />
• Ozon/UV<br />
• UV/klor<br />
• UV/kloramin<br />
3.6.1 Klor/kloramin<br />
I denne kombinasjonen brukes vanligvis klor for primærdesinfeksjon og kloramin for<br />
sekundærdesinfeksjon. Dette er en kombinasjon som var ganske vanlig tidligere. Denne<br />
løsningen har et høyt THM-potensial selv om kloramintilsettingen reduserer dannelsen av<br />
THM noe ettersom ammoniumtilsettingen gjør kontakttiden med fri klor lavere.<br />
Denne kombinasjonen er imidlertid ikke effektiv overfor parasitter og kan derfor ikke<br />
anbefales.<br />
3.6.2 Klordioksid/kloramin<br />
Klordioksid er foreløpig ikke brukt i Norge, men er tatt med her ettersom klordioksid er<br />
betydelig mer effektivt enn klor ved høy pH og egner seg derfor som primærdesinfeksjon etter<br />
korrosjonskontroll. Overgang fra klor til klordioksid vil derfor i vannverk som må desinfisere<br />
ved høy pH både bedre inaktiveringseffektiviteten og redusere THM-dannelsen. Kloramin vil<br />
i denne kombinasjonen igjen bli brukt for sekundærdesinfeksjon.<br />
Denne kombinasjonen må forventes å være betydelig mer inaktiverende overfor parasitter enn<br />
kombinasjonen klor/kloramin, selv om man må opp i høye Ct-verdier for å inaktivere<br />
Cryptosporidium. Det er ikke sannsynlig at denne kombinasjonen vil bli brukt i særlig grad i<br />
Norge.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 88
3.6.3 Ozon/klor eller ozon/kloramin<br />
Dette er en vært vanlig kombinasjon i mange land. Som oftest har ozon i denne<br />
kombinasjonen en oksidasjonsfunksjon (oksidasjon av jern og mangan, humus etc.).<br />
Doseringen av ozon er i disse tilfellene vanligvis betydelig høyere enn det som trengs for<br />
desinfeksjon og ettersom tilsettingen av ozon gjerne skjer tidlig i anlegget, kan Ct-verdien<br />
også bli høy. Dette kan medføre at ozonsteget blir en akseptabel barriere overfor både<br />
bakterier, virus og parasitter mens klortilsettingen kun vil være en andre barriere overfor<br />
bakterier og virus.<br />
Når ozon brukes i anlegg basert på ozonering/biofiltrering fjernes en del av humusforløperne<br />
til THM-dannelsen og THM dannelsen blir betydelig lavere enn om man ikke hadde hatt ozon<br />
først. Dette er bl.a. demonstrert på Nes Vassverk i Bjugn kommune.<br />
Dersom det anses å være behov for sekundærdesinfeksjon for å hindre vekst på nettet, er det<br />
mer hensiktsmessig å benytte kloramin enn klor. Dette vil også redusere DBP-dannelsen i<br />
forhold til ozon/klor men vil være et mindre effektivt inaktiveringssystem overfor bakterier og<br />
virus totalt sett.<br />
For løsningen med ozon/kloramin har Najm et al. (2004) utviklet modeller for den<br />
synergistiske inaktiveringsgrad av Cryptosporidium basert på en rekke målte data:<br />
Log inaktivering (ozon) = 0,0397 [1,09757] T (C . t) ozon<br />
Log inaktivering (kloramin) = 0,00006255 [(1,09757) T (C . t) ozon ] 0,8152 . (1,0065) T (C . t) kloramin<br />
Når kloramin benyttes nedstrøms ozonering i et vannverk, kan den totale inaktiveringsgrad<br />
beregnes som:<br />
Log inaktivering (totalt) = Log inaktivering (ozon) + Log inaktivering (kloramin)<br />
3.6.4 Ozon/UV<br />
Dette er en meget effektiv kombinasjon (høy log-kreditt). Både ozon og UV er svært effektiv<br />
overfor bakterier. UV er svært effektiv og ozon moderat effektiv overfor parasitter og UV er<br />
moderat effektiv og ozon svært effektiv overfor virus. Samtidig er dette en kombinasjon som<br />
gir lav eller ingen dannelse av klorerte desinfeksjonsbiprodukter. Dersom det foreligger høye<br />
bromid-konsentrasjoner, er imidlertid potensialet for dannelse av bromat til stede og spesielle<br />
forholdsregler må tas for å minimalisere bromatdannelsen.<br />
Dette er en svært aktuell kombinasjon i norske anlegg basert på ozon/biofiltrering når behovet<br />
for høy inaktiveringsgrad overfor alle typer av patogener er til stede. I mange små anlegg der<br />
nødvendig log reduksjon vil kunne bli lav, relativt sett (for eksempel basert på den prosedyre<br />
som er foreslått i kap 8), kan det være tilstrekkelig med kun ozon (evt. med<br />
sikkerhetsklorering i tillegg), men i anlegg som krever høy nødvendig log reduksjon, vil UV<br />
være nødvendig for å klare kravet om inaktivering av parasitter (spesielt Cryptosporidium).<br />
Kombinasjonen ozon/UV gir ingen sikkerhetsdesinfeksjon på nettet, og man må vurdere nøye<br />
hvilket behov det er for det. I de anleggene som nå går i Norge (Nes, Fauske) har det ikke<br />
vært registrert spesielt høye kimtall på nettet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 89
3.6.5 UV/Klor eventuellt UV/Kloramin<br />
Mange anlegg som har benyttet klor i mange tiår kvier seg for å forlate dette<br />
desinfeksjonsmiddelet, spesielt ettersom det er effektivt overfor bakterier og virus. For å møte<br />
barrierekravet i forhold til parasitter, kan da klorering kombineres med UV. Det vanligste er<br />
da å ha klor først og UV deretter, selv om dette er av mindre betydning så lengde vannet er<br />
godt forbehandlet med tanke på fjerning av humus og partikler.<br />
UV i seg selv reduserer ikke THM potensialet. Dette bør derfor være lavt nok før kloreringen<br />
enten naturlig eller som følge av forutgående behandling. Man kan også tenke seg at små<br />
vannverk med vann av god fysisk/kjemisk vannkvalitet skulle kunne bruke denne<br />
kombinasjonen dersom det er nødvendig ut fra en betraktning av nødvendig<br />
inaktiveringsgrad. Svært mange UV-anlegg i Norge har klorering i reserve.<br />
Fra USA (Malles, 2005) er det nylig kommet svært interessante data om synergieffekter som<br />
er oppnådd ved bruk av UV/kloramin i kombinasjon spesielt i forhold til Adenovirus Figur<br />
3.33 viser resultater som ble oppnådd i studier utført ved vannverket i Cedar Springs (Malles,<br />
2005) Vi ser at kombinasjonen av UV (ved dose på 40 mJ/cm 2 ) kombinert med kloramin<br />
(dose 0,65 mg NH 3 /l) ga høyere inaktivering av Adenovirus type 2 enn hva som skulle<br />
forventes ved å legge log inaktivering av de to metodene sammen. Spesielt høy inaktivering<br />
ble oppnådd når UV ble brukt før kloramin.<br />
Figur 3.33 Eksempel på synergieffekt av kloramin bruk i tillegg til UV for inaktivering av<br />
Adenovirus (Malles, 2005). Figuren til høyre viser UV/kloramin inaktivering av<br />
Adenovirus – kontakttidens innflytelse<br />
Forfatterne av denne studien advarer mot å trekke vidt gående konklusjoner, men denne<br />
synergieffekten kan bli svært interessant dersom vi vil måtte gardere oss mot Adenovirus.<br />
Det er noe uklart enda hva mekanismen bak denne synergieffekten er.<br />
3.7 Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder<br />
I den prosedyren som er foreslått i kap 8, er det lagt opp til at det kan gis en viss log-kreditt<br />
for vannbehandlingstiltak som kommer i tillegg til primærdesinfeksjonen. Disse metodene<br />
fjerner patogene mikroorganismer som partikler. Vannbehandlingsmetoder utover<br />
desinfeksjon er ikke ment å være en del av dette prosjektet, men ettersom dette er trukket inn i<br />
prosedyreforslaget skal vi meget kort diskutere slike metoder her. De aller fleste<br />
undersøkelser de senere år fokuserer på separasjon av parasitter. En grundigere gjennomgang<br />
av litteraturen enn det vi kan gi her, kan finnes i Betancourt and Rose (2004), WHO (2004),<br />
Ormerod og Lund (2004)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 90
3.7.1 Hurtigfiltrering uten koagulering<br />
I denne kategorien av behandlingsanlegg tenker vi primært på hurtigsandfiltrering.<br />
Vi kan imidlertid også inkludere alkalisk filtre (marmorfiltre) og ionebytterfiltre i samme<br />
kategori. Flere undersøkelser har vist at hurtigfiltrering uten koagulering gir mindre enn 1 logreduksjon<br />
i antall bakterier og parasittcyster og sannsynligvis enda mindre når det gjelder<br />
virus.<br />
Det hevdes at såkalte trådfiltre kan benyttes som hygienisk barriere mot parasitter men dette<br />
er langt fra tilstrekkelig dokumentert på dette stadiet.<br />
3.7.2 Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon<br />
Langsomfiltrering blir i mange av de land som bruker denne behandlingsmåten (for eksempel<br />
i England) vanligvis regnet som en fullstendig hygienisk barriere mot bakterier og virus.<br />
Hovedmekanismen for fjerning av patogener er at de tilbakeholdes i det den ganske tette<br />
”biohuden” som etableres i topplaget på langsomsandfilteret pga en lave hydrauliske<br />
filterhastigheten (ca 0,2 m/h) som disse filtrene drives med.<br />
I Londons vannforsyning har sandfiltrering vært i bruk i minst 165 år, og er fortsatt i bruk i<br />
seks av Londons vannverk. Forsøk gjennomført i full skala (Timms et al, 1998) viste 4,5 log<br />
reduksjon av Cryptosporidium. Undersøkelsen av filterhuden viste at alle oocystene lå i de<br />
øvre 2,5 cm av filterhuden, ingen under. Dette er eksempel på hvilke resultater som kan<br />
oppnås under helt optimal drift under en kortere periode.<br />
En kanadisk fullskalaundersøkelse (Fogel et al, 1993) som ble utført i løpet av en toårsperiode<br />
med gunstige forhold i sommerhalvåret, men med is og snø på filteret om vinteren, viser<br />
imidlertid betydelig dårligere resultater. Man registrerte i perioder opp til 2,7 log reduksjon av<br />
bakterier, men i andre perioder var log-reduksjonen bare 1,4. Separasjonen av<br />
Cryptosporidium- og Giardia- cyster, som var kontinuerlig til stede i vannet var lav, bare ca 1<br />
log mht Giardia og
Det er imidlertid alminnelig akseptert at man ved optimal koagulering kan fange inn alle<br />
former for mikroorganismer i den fnokkstruktur som er et resultat ev koagulering/flokkulering<br />
og dermed at disse kan fjernes godt dersom man fjerner fnokkene godt. Dermed blir selve<br />
koaguleringen og driften a dette prosesstrinnet av avgjørende viktighet for hvor god hygienisk<br />
barriere et anlegg basert på koagulering/filtrering representerer. Det er rapportert om<br />
betydelige reduksjoner i rensegrad under perioder med sviktende koaguleringseffektivitet i<br />
forhold til optimale prosessbetingelser.<br />
Anlegg basert på koagulering/filtrering kan ha et grovseparasjonssteg /sedimentering eller<br />
flotasjon) før filteret eller ikke. Ettersom man vanligvis regner med at et godt drevet<br />
koaguleringsanlegg med grovseparasjon (sedimentering eller flotasjon) totalt sett gir et noe<br />
bedre separasjonsresultat enn et direktefilter, må man også regne med at dette også gjelder<br />
patogene mikroorganismer. Dette er reflektert i amerikanske regler. Det er imidlertid flere<br />
undersøkelser som dokumenterer minst like god separasjonseffekt overfor mikroorganismer i<br />
direktefiltreringsanlegg som i konvensjonelle anlegg så lenge driften er god og turbiditeten ut<br />
er lav.<br />
De fleste studiene som er rapportert i litteraturen gjelder separasjonseffekten av parasitter.<br />
Disse viser at det er mulig å oppnå mer enn 2-log reduksjon av parasittcyster, men da må<br />
prosessene kjøres under optimale betingelser.<br />
Det er grunn til å knytte separasjonseffekten av patogene mikroorganismer til<br />
separasjonseffekten av partikler og derfor vurderes turbiditeten å være en aktuell parameter<br />
også for bedømmelse av mulig innhold av parasittcyster.<br />
Nieminski og Ongerth (1995) konkluderte med at Giardia og Cryptosporidium ble effektivt<br />
fjernet når anleggene ble drevet slik at turbiditeten i filtrert vann var lav (0,1-0,2 NTU). De<br />
fant at separasjonseffekten ikke var påvirket hvorvidt man anvendte direkte- eller<br />
konvensjonell filtrering i pilotforsøkene. I fullskalanleggene som ble undersøkte var faktisk<br />
renseeffektene høyere i direktefiltreringsanleggene (tomedia antrasitt-sand) enn i de<br />
konvensjonelle filtreringsanleggene.<br />
Ongerth og Pecorado (1995) undersøkte fjerning av Cryptosporidium oocyster og Giardia<br />
cyster ved flokkulering og filtrering i flermediafiltre. De undersøkte spesielt hvordan<br />
tilbakeholdelsen av cyster og oocyster ble påvirket ved avvik fra optimal drift av filtrene. Det<br />
viste seg at bare små avvik i driften kunne føre til store avvik i tilbakeholdelsen av<br />
parasittcystene, som vist i Tabell 3.15.<br />
Tabell 3.15 Tilbakeholdelse av parasittcyster i flermediafiltre (Ongerth og Pecorado, 1995)<br />
Antall log-reduksjoner<br />
Parasitt<br />
Optimal drift,<br />
Suboptimal drift,<br />
turbiditet < 0,30 NTU<br />
turbiditet 0,36 NTU<br />
Giardia 3,1-3,6 1,3<br />
Cryptosporidium 2,7-3,1 1,5<br />
Payment et al. (2000) undersøkte et fullskala konvensjonelt filteranlegg med tomedia filtre,<br />
koagulert med Al-sulfat og med bruk av aktivert silika. Resultatene viste at et godt drevet<br />
anlegg utgjorde en betydelig barriere mot mikrobielle patogener. Giardia cyster ble påvist i<br />
kun én av 32 prøver av behandlet vann, og midlere renseeffekt var 3.6 log. Cryptosporidium<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 92
oocyster ble registrert i 7 av 32 prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var 2 log. C.<br />
perfringens ble detektert i 9 av 33 prøver av filtrert vann, med en midlere rensegrad på 4.4<br />
log. Humane enterovirus ble ikke funnet i noen av de 32 uttatte prøver av filtrert vann, og<br />
midlere renseeffekt var derved minst 3.1 log (i prøver uten påvisning settes utløpsverdien lik<br />
deteksjonsgrensen).<br />
Emelko (2001) gjennomførte omfattende studier av Cryptosporidium fjerning i laboratorie- og<br />
pilotskala som blant annet ledet fram til følgende konklusjoner:<br />
• Fjerning av Cryptosporidium var ikke signifikant forskjellig i tomedia i forhold til i<br />
tremediafiltre, hverken under stabil drift, i perioder med hydraulisk støtbelastning eller<br />
i perioder med underdosering av koagulant.<br />
• Under stabile forhold med turbiditet 4.5 log reduksjon av Cryptosporidium ved filtrering. Ved to av de<br />
tre pilotanleggene ble det oppnådd > 5 log reduksjon selv med vanntemperaturer så<br />
lav som 1 ºC.<br />
• Under filtermodning ble renseeffekten av Crypto redusert med 0.5-1 log i forhold til<br />
stabil drift<br />
• Ved gjennombrudd i filteret ble renseeffekten for Cryptosporidium redusert med 3-4<br />
log relativt til stabil drift. Dette var tilfellet selv om turbiditeten fortsatt var lav (< 0.1<br />
NTU).<br />
• I perioder med full svikt i koagulantdosering ble renseffekten for Cryptosporidium<br />
redusert med > 4 log relativt til stabil drift både i tomedia og tremedia filtersenger.<br />
Ved anlegg som benytter høye koagulantdoser (NOM-fjerning) resulterte en<br />
koagulantsvikt på noen timer i en redusert renseffekt på > 3 log. En koagulantsvikt<br />
med varighet på flere filtersykluser ga imidlertid null reduksjon av Cryptosporidium.<br />
• Suboptimal koagulering (som kan oppstå som følge av variasjoner i råvannskvalitet)<br />
ga betydelig redusert fjerning av Cryptosporidium, selv med turbiditet lavere enn 0.3<br />
NTU. Koaguleringsbetingelsene bør derfor justeres så snart som mulig når<br />
råvannskvaliteten endrer seg.<br />
• Brå økninger i filtreringshastighet ga varierende resultater med hensyn til<br />
renseeffekten. I de fleste tilfeller var effektene små.<br />
Det fremgår av det som er anført over at barriere-effekten ved koagulering/filtrering er svært<br />
avhengig av driften av anlegget. God barriere-effekt krever optimale forhold (pH, dose etc)<br />
under koaguleringen og også spesiell hensyntagen til filterspyling, modningstid osv. Det<br />
viser seg, naturlig nok, at sikring av lav turbiditet og partikkelinnhold også sikrer lavt innhold<br />
av patogene mikroorganismer i behandlet vann. Hendelser som skyldes avvik fra optimal drift<br />
gir umiddelbart effekt på separasjonseffekten av patogener og derfor bør man ha full kontroll<br />
på hvert filter. Ettersom man ikke kan måle patogene mikroorganismer on-line, må man<br />
benytte turbiditet eller partikkeltellere som indikator. Partikkeltellere anses for å være en<br />
bedre og sikrere måte å kontrollere parasittfjerning i filtre på enn turbiditet (Huck et al, 2002).<br />
Det vil føre for langt å gå inn på hva som er optimal drift for koagulering/sandfiltrering med<br />
tanke på barriereeffekt her, men vi kan slå fast at metoden krever optimalisering av driften for<br />
at den skal gi en barriere effekt tilsvarende én hygienisk barriere (3 log mht bakterier og virus,<br />
2 log mht parasitter).<br />
I amerikanske retningslinjer (SWTR) angis det en log inaktivering på 1,0 for virus og 2,0 for<br />
Giardia for koagulering/direktefiltrering (evt. andre koagulering+filtreringsprosesser). Det<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 93
erkjennes at dette er konservativt for veldrevne anlegg, men i designsammenheng, og for å<br />
velge riktig etterfølgende desinfeksjonssteg, gis det ikke høyere kredit.<br />
Når det gjelder Cryptosporidium angir amerikanske regler (LT2ESWTR) en log inaktivering<br />
på 2,0. Det stilles da krav til drift og utløpsturbiditet. Man kan få følgende ekstra log kreditt<br />
for Cryptosporidium:<br />
0.5 - dersom turbiditeten er < 0.15 NTU i 95% av tiden.<br />
1.0 - dersom turbiditeten er < 0.1NTU fra hvert individuelle filter i 95% av tiden, og<br />
aldri >0.3 NTU i to etterfølgende målinger målt med 15min. mellomrom.<br />
LT2ESWTR omhandler ikke Giardia og virus, selv om man kanskje kunne brukt tilsvarende<br />
argumentasjon når det gjelder disse gruppene av mikroorganismer.<br />
Igjen må det presiseres at det kan være stor forskjell på hva man i regelverket setter som<br />
forventet effekt hvor betydelige sikkerhetsfaktorer bakes inn, og hva som faktisk er oppnådd i<br />
ulike studier.<br />
3.7.4 Membranfiltrering<br />
Spørsmålet om og i hvilken grad membranfiltrering representerer en hygienisk barriere, er i<br />
hovedsak knyttet til to forhold:<br />
1. Membranens karakteristikk<br />
2. Membrananleggets integritet<br />
For å kunne separere patogene mikroorganismer må membranene ha en porekarakteristikk<br />
som sikrer at organismene i utgangspunktet ikke slipper gjennom. Dessuten må systemet, dvs<br />
både membranen og modulen som anlegget sitter i, være intakt slik at mikroorganismer ikke<br />
kan slippe forbi pga ufullkommenheter eller feil i membran eller system.<br />
3.7.4.1 Karakterisering av membraner<br />
Membraner kan klassifiseres ut i fra forskjellige aspekter; materialet de er laget fra<br />
(polymeriske – uorganiske), produksjonsmetode og teknikk (porøse, tette, kompositt,<br />
symmetrisk/asymmetrisk, osv.), materialegenskaper og karakteristikk (hydrofilisitet –<br />
hydrofobisitet, overflateladning).<br />
Foreløpig er de polymeriske membranene mest anvendt til drikkevannsbehandling men med<br />
dagens utvikling innenfor materialteknologi og produksjonsmetoder, er det forventet at en vil<br />
se en økning i bruk av keramiske membraner i drikkevannsbehandling i fremtiden.<br />
Membraner blir videre klassifisert i forhold til hvilken type stoffer man fjerner fra vannet.<br />
Fire hoveddefinisjoner brukes (se Figur 3.34). RO betegner omvendt osmose, NF for<br />
nanofiltrering, UF for ultrafiltrering og MF for mikrofiltrering.<br />
Generelt er RO membraner definert med porestørrelser mindre enn 20 Å og vil holde tilbake<br />
enverdige salter og ioner. NF membraner har porestørrelser i området mellom 20-600 Å så<br />
toverdige salter og ioner, samt noe større molekyler kan separeres, som for eksempel sukker,<br />
humus og lignende. UF membraner defineres med porestørrelse i området 10-10000 Å, men<br />
finner også definisjonen knyttet til nominell porestørrelse (0.0005-0.1 µm). UF membraner vil<br />
primært være i stand til å fjerne makromolekyler og de minste kolloidal fraksjoner fra vann.<br />
MF membraner har en nominell porestørrelse mellom 0.02-10 µm og vil fjerne suspendert<br />
stoff fra vann.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 94
MF<br />
UF<br />
NF<br />
RO<br />
Suspendert stoff<br />
Makromolekyler<br />
Sukker<br />
Divalent salter<br />
Dissosierte syrer<br />
Monovalent salter<br />
Ikke-dissosierte syer<br />
Vann<br />
MF<br />
Conventional<br />
filtration<br />
UF<br />
NF<br />
RO<br />
Angstroms<br />
1 10 10 2 10 3 10 4 10 5 10 6<br />
Microns<br />
10 -4 10 -3<br />
10 -2<br />
10 -1<br />
1 10 10 2<br />
Ionic<br />
Macromolecular<br />
Micron<br />
Fine<br />
range<br />
range<br />
particle<br />
particle<br />
Figur 3.34<br />
Membran definisjoner og karakteristisk separasjonsegenskaper.<br />
Poredefinisjonen vil være en funksjon av bestemmelsesmetode. For RO-, NF- og UFmembraner<br />
knyttes oftest poredefinisjonen til molekylvekt ”cut-off” (MWCO). Denne<br />
bestemmes ved å gjøre separasjonstester med en væske som innholder kjente molekyler av<br />
varierende størrelser gitt i molekylvekt der en måler hvilke av disse holdes tilbake av<br />
membranen. I henhold til testprotokollen blir membranen definert med en MWCO gitt av<br />
molekyl størrelsen som gir 90% eller bedre fjerning. Utfordringen med denne metoden er at<br />
membranmaterialet, overflatekarakteristikk og porestruktur kan variere slik at det ikke alltid<br />
er samsvar mellom MWCO og de molekylstørrelser man i praksis faktisk separerer.<br />
Membranens morfologi og porestruktur vil også påvirke resultatet. Variasjoner i overflate<br />
karakteristikk og porefasonger er illustrert i Figur 3.35 som viser hvordan membran<br />
egenskapene er forskjellige både ut i fra material type og produksjonsmetode.<br />
Figur 3.35 SEM bilder av noen membrantyper som illustrerer porestruktur variasjoner.<br />
Ofte (for eksempel i Veiledningen til Drikkevannsforkriften) ser man henvisninger til<br />
”nominell porestørrelse”. Dette er heller ikke et entydig begrep ettersom fordelingen av<br />
porestørrelser kan variere fra en membrantype til en annen selv om den nominelle<br />
porediameter er den samme. En membran med en bred fordeling av porestørrelser gir større<br />
sannsynlighet for at mikroorganismer av en viss kritisk størrelse kan passere en membran med<br />
en gitt nominell porestørrelse enn en membran av samme nominelle porestørrelse, men med<br />
en smal fordeling.<br />
3.7.4.2 Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling<br />
I Veilederen til Drikkevannsforskriften er det angitt at membrananlegg med nominell<br />
poreåpning på 10 nm eller mindre kan anses som fullverdig hygienisk barriere for virus (3 log<br />
inaktivering) og dermed også for andre patogener. En membran på 100 nm eller mindre vil<br />
være en fullverdig hygienisk barriere mot bakterier, bakteriesporer og parasittcyster mens en<br />
membran på 1000 nm eller mindre mot parasittcyster i henhold til Veiledningen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 95
Om en membran eller membranseparasjon i drikkevannbehandling vil kunne defineres som en<br />
hygienisk barriere vil imidlertid være avhengig av en rekke forhold som beskrevet over. En<br />
MWCO eller nominell porediameter definisjon er ikke et fullgodt mål på en membrans<br />
kapasitet som hygienisk barriere. Som det fremgår av eksemplene i Figur 3.35 er porene ikke<br />
entydige og man må ta hensyn til både fasongen og fordelingen av ulike porediameter som<br />
forekommer. For enkelte membrantyper vil det kunne forekomme porer som er større enn det<br />
definisjonen angir og disse representerer potensielle gjennombrudds-punkter for patogene<br />
mikroorganismer.<br />
Selv om man kan forvente en viss korrelasjon i separasjon mellom partikkelstørrelser og en<br />
membrans porestørrelser (gitt ved nominell pore diameter/MWCO) så tyder flere<br />
undersøkelser på at man ikke kan forutsi separasjonen av patogene mikroorganismer kun<br />
basert på dette.<br />
Den største utfordringen mht barriere-effekt i membrananlegg er sannsynligvis knyttet til de<br />
minste organismene, dvs til virus. Det er kun RO- og NF-membraner som kan forventes å gi<br />
en fullgod barriere mot virus. Forsøk har likevel vist at små virus ikke blir holdt tilbake av<br />
membraner klassifisert som NF og UF membraner basert på nominell porediameter (Urase et<br />
al., 1996). Rapporter i litteraturen viser også til at fjerning av virus er membranspesifikk og<br />
forskjellige resultater kan måles selv om de har samme nominelle porediameter. Tre ulike UF<br />
membraner med en 500 kD MWCO viste henholdsvis rundt 1.5, 4 og 7 log reduksjon i forsøk<br />
med MS2 bakteriofag (Jacangelo et al., 1995). I samme undersøkelse målte man også at en<br />
MF membran (med nominell porediameter på 0,2 µm) hadde omtrent samme log reduksjon av<br />
MS2 som den laveste UF membranen. Studier på fjerning av bakteriofag φX174 og polio<br />
virus (begge med en gjennomsnitts diameter på 28 nm) med membraner med henholdsvis<br />
nominell porediameter på 35 og 50 nm viste for eksempel meget god rejeksjon av φX174 men<br />
nesten ingen fjerning av polio virus (Hirasaki et al., 2002).<br />
En undersøkelse som nylig er foretatt av Jacangelo et al (2005) viste også at materialtypen i<br />
membranen var av stor viktighet for separasjonseffekten av virus.<br />
Undersøkelser (Matsui et al, 2003) har imidlertid vist at kombinert med koagulering kan UF<br />
og MF-membraner også gi god barriere-effekt overfor virus. Slike anlegg er det grunn til å tro<br />
at vi vil få også i Norge om ikke altfor lenge. Dette er også dokumentert i forsøk ved NTNU<br />
(Fiksdal og Leiknes, 2006).<br />
Det er alment akseptert at både NF, UF og MF membraner kan gi fullstendig separasjon av<br />
parasitter forutsatt at anlegget er intakt på alle områder noe som kan bestemmes gjennom en<br />
integritetstest.<br />
3.7.4.3 Membrananleggets integritet<br />
En integritetstest har som hensikt å finne ut om systemet virker etter hensikten. Dette er<br />
spesielt viktig når man vurderer barriere-effekt overfor patogene mikroorganismer. Dersom en<br />
membran eller en del av et membransystem har en liten defekt og slipper gjennom et mindre<br />
antall partikler, vil ikke dette nødvendigvis oppdages gjennom en for eksempel en<br />
turbiditetsmåling og en liten defekt har mindre betydning. Når det gjelder barriere-effekt<br />
overfor patogene mikroorganismer, hvor vi snakker om flere log reduksjon, vil selv en meget<br />
liten defekt kunne være helt uakseptabel ut fra et barreiere-synspunkt.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 96
Membranens integritet som hygieniske barriere. Studier har vist at defekter i membranen og<br />
monteringsfeil i modulen kan være årsak til gjennombrud av patogener, selv i RO membraner,<br />
og systemets integritet vil være en avgjørende faktor i forhold til fjerning av patogener (Hu<br />
et.al, 2003, Mi et al, 2004)<br />
Når man skal vurdere membranens integritet som hygieniske barriere er det to aspekter som<br />
må tas i betraktning. Det ene er selve membranens kapasitet til å fjerne patogener, det andre er<br />
systemets sikkerhet. I norske drikkevannsanlegg er det hovedsakelig NF membraner i spiral<br />
modul konfigurasjoner som er anvendt. En typisk spiral membran modul er vist i Figur 3.36<br />
Figur 3.36 Illustrasjon av en typisk spiral membran modul og montert i et trykkelement.<br />
Integritetstester må ivareta at membranen selv ikke har hull på overflaten eller svikt i<br />
forseglingen rundt avstandsmatter eller limingen til oppsamlingsrøret i midten. Den må også<br />
kontrollere at montering av spiralene i trykkelementene er gjort på en forsvarlig måte slik at<br />
lekkasjer ved O-ringene og annet tetning ikke forekommer. Ved integritetstesting er det derfor<br />
viktig å skille mellom disse aspektene. Ved integritetsmåling har man spesifisert to<br />
protokoller, direkte måling og indirekte målinger.<br />
Direkte integritetsmåling: Denne testen har som formål å teste både membranen og<br />
elementene for å verifisere at systemet ikke har hull eller lekkasjer som kan medføre at<br />
uønsket komponenter fra fødevannet/konsentrat siden finner veien til permeatet. Testene er<br />
direkte og presise mål på at det ikke har forekommet gjennombrudd i membran systemet. Det<br />
foregår mye forskning og utesting av forskjellige metoder i dag men det er primært to<br />
kommersielle metoder som anvendes på membran filtreringsanlegg i dag; trykkbasert metoder<br />
og markørbasert metoder. Valg av metode er i en viss utstrekning avhengig av type membran<br />
og filtreringssystem som skal testes.<br />
Trykkbasert metoder kan utføres enten ved overtrykk eller undertrykk. Prinsippet er at man<br />
isolerer en modul og trykksetter systemet. Over en gitt tid (5-10 minutter) måles trykket og<br />
dersom dette endres, er det en indikasjon på at hull og lekkasjer punkter forekommer.<br />
Markørbaserte metoder har den fordelen at de gir et direkte mål for fjerning av partikler/stoff<br />
av en gitt størrelse. Metoden går ut på å tilsette en kjent markør og måler deretter<br />
konsentrasjoner i båre konsentrat- og permeat-strømmen. Utfordringen med denne metoden er<br />
å velge riktig markør og gjennomføre testen slik at resultatet gjenspeiler systemets reelle<br />
separasjonsegenskaper<br />
Ved direkte integritetsmåling må man ta en del av prosessen ut av produksjon for å kunne<br />
gjennomføre testen. Dette gir begrensninger på hvor hyppig man kan gjennomføre testene.<br />
Indirekte integritetsmåling: Formålet med kontinuering indirekte integritetsmåling er å<br />
verifisere at membranenheten fungerer tilfresstillende eller ikke. Denne metoden er definert<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 97
som en rutine der man kontinuerlig måler en parameter i produsert vann (permeatet) som<br />
bekrefter at partikler er fjernet. Flere metoder kan anvendes og selv om disse ikke er like<br />
sensitive eller effektive som direkte integritetsmåling, har de sin verdi i det at de kan utføres<br />
mens systemet er i drift og produserer drikkevann. Metoden som anvendes for kontinuerlig<br />
overvåking er primært basert på online måling av partikler med partikkel telling, turbiditet<br />
måling, laser turbidimetri, og konduktivitetsmåling. Hvilken metode brukes vil være en<br />
funksjon av type membran enhet som skal overvåkes og hva integritetstesten skal avdekke.<br />
Metodene basert på partikkel analyse vil primært være aktuelle for MF og åpne UF<br />
membraner mens metoder som analysere løste forbindelser vil vær mer egnet for tette UF, NF<br />
og RO systemer.<br />
Valg av metode og hyppighet av analyser vil nødvendigvis variere avhengig av system som<br />
skal overvåkes. Det som imidlertid er viktig å ta i betraktning ved indirekte integritetsmåling<br />
er at prosedyren skal gi en indikasjon på om noe har skjedd mellom to direktemålinger.<br />
3.7.4.4 Barriereeffekten i membrananlegg<br />
Det ovenstående viser at det å angi barriere-effekt ved membrananlegg ikke er trivielt.<br />
Anbefalingene i Veiledningen til Drikkevannsforskriften, som tar utgangspunkt i<br />
membranenes nominelle porediameter, kan være et godt utgangspunkt men ikke et<br />
tilstrekkelig kriterium for barriere-effekt. Et membrananleggs kapasitet til å fjerne patogener<br />
vil være en funksjon av en rekke faktorer som membran type, membranmodul,<br />
systemkonfigurasjon, og driftsbetingelser. Det er derfor behov for sertifisering av forskjellige<br />
membrantyper og anlegg og dette bør gjøres med ut gangspunkt i standardisert testprotokoller.<br />
I tillegg til sertifisering er det viktig å sikre systemets integritet og overvåking av dette ved å<br />
implementere standardiserte integritetstester.<br />
3.7.5 Ozonering/biofiltrering<br />
Denne metoden har blitt ganske populær i Norge den senere tid, spesielt for fjerning av humus<br />
i små til mellomstore anlegg. I denne metoden er det i prinsippet to steg som kan gi fjerning<br />
av mikroorganismer, nemlig ozoneringssteget og filtreringssteget. Vi vet svært lite om hva<br />
man kan vente seg av patogenseparasjon i filtersteget. Det er ikke usannsynlig at biofilmen vil<br />
fange inn mikroorganismer men det uklart i hvilken grad det kan regne med at de fastholdes<br />
der.<br />
Effekten av ozoneringssteget beregnes da på grunnlag av Ct-beregning.<br />
3.7.6 Oppsummering – Barriereeffekt av parasitter ved separering<br />
I Tabell 3.16 er vist en sammenstilling oppsatt i WHO (2006) over generisk log-kreditt for<br />
fjerning av Cryptosoridium oocyster i riktig dimensjonerte og godt drevne<br />
separasjonsprosesser.<br />
Det er svært viktig å være klar over at de verdiene som her er angitte gjelder riktig<br />
dimensjonerte og godt drevne vannverk. Praktiske erfaringer viser at feil dimensjonering,<br />
dårlig vedlikehold og dårlig drift vil redusere parasitt-fjerningen vesentlig<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 98
Tabell 3.16 Generisk log-kreditt for fjerning av Cryptosporidium oocyster i riktig<br />
dimensjonerte og godt drevne separasjonsprosseser. WHO (2006)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 99
4 Risiko og sårbarhet<br />
4.1 Hva er problemet<br />
Vannverksbransjen står overfor en situasjon hvor det er oppdaget svakheter i norsk<br />
vannforsyningen som vi før ikke var klar over eller som ikke forekom/forekom sjelden. For<br />
eksempel er vi relativt nylig blitt klar over at også norske vannforekomster inneholder<br />
patogene protozoer, en gruppe mikroorganismer som ikke inaktiveres ved klorering. Vi får<br />
stadig flere dokumentasjoner på at dype innsjøer ikke er en sikker hygienisk barriere. Det<br />
stilles spørsmålstegn ved om enkelte typer humanvirus kan inaktiveres ved vanlige UV-doser.<br />
Kraftig og hyppig nedbør har ført til flom og oversvømmelse som har berørt installasjoner ved<br />
vannverkene. I tillegg kommer den internasjonale situasjonen med økt fokus på eksterne<br />
trusler, f.eks i form av terrorangrep.<br />
Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved<br />
vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner<br />
på ledningsnettet, ledningsbrudd mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen<br />
terrorangrep og ekstreme naturhendelser. I dette kapittelet behandles de interne svakheter, og<br />
hvordan en kan bestemme og styre risiko forbundet med dem. Kapittelet gir en innføring i<br />
bakgrunn og status for bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i<br />
vannforsyningen.<br />
I et annet pågående NORVAR-prosjekt utarbeides en veileder for ”Økt sikkerhet og<br />
beredskap i vannforsyningen” rettet mot situasjoner knyttet til eksterne trusler og ekstreme<br />
naturhendelser, men også overfor interne uønskede hendelser.<br />
Risiko og sårbarhet (ROS) er to begrep som gjerne brukes sammen. Risiko er et uttrykk for<br />
den fare som uønskede hendelser representerer for mennesker, miljø og materielle verdier<br />
(Norsk Standard 5814). Risikoen kan knyttes til konsekvensen av en uønsket hendelse<br />
sammen med sannsynligheten for at den skal inntreffe. Sårbarhet kan defineres som ”et<br />
systems manglende evne til å motstå virkninger av uønskede hendelser” (fra ROS-veileder,<br />
Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredsskap). Et vannbehandlingsanlegg vil ha høy<br />
sårbarhet dersom det er flere ting som kan gå galt og det er gjort lite for å motstå virkningene,<br />
som for eksempel at det ikke er etablert parallelle prosesslinjer.<br />
Vannverkene i Norge har som oppgave å levere nok vann med tilfredsstillende kvalitet til<br />
forbrukeren. I dette kapitlet vil en fokusere på det siste aspektet, tilfredsstillende kvalitet.<br />
Det helsebaserte målet for norsk drikkevannforsyning er nedfelt i Drikkevannsforskriften i<br />
form av krav til kvaliteten av drikkevannet. Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er<br />
dermed basert på om vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke.<br />
Det store problemet forbundet med analyser av mikroorganismer, enten det gjelder analyse av<br />
indikatororganismer eller patogene mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet<br />
(stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet<br />
kan skje mange timer og noen ganger dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette<br />
har sammenheng med 1) at dagens analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at<br />
overvåkingsstrategien tradisjonelt har vært basert på å overvåke innholdet av indikatormikroorganismer<br />
i rent vann ut fra renseanlegg eller på ledningsnettet. Utviklingen går nå<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 100
mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er<br />
grunnlaget for denne sikringen (WHO, 2004).<br />
4.2 Definisjoner<br />
4.2.1 Risikofaktor<br />
I denne rapporten blir begrepet risikofaktor brukt om de ulike humanpatogene<br />
mikroorganismer som kan forurense vannkilden og føre til vannbåren infeksjon. Risikofaktor<br />
er oversatt fra det engelske ”hazard”. Uønskede kjemiske forbindelser vil også være<br />
risikofaktorer, men disse blir ikke behandlet i denne rapporten.<br />
4.2.2 Risiko<br />
Risiko (R) kan uttrykkes ved sannsynligheten (S) for og konsekvensen (K) av at en uønsket<br />
hendelse inntreffer. I vannforsyningssammenheng vil den uønskede hendelsen være at vann<br />
forurenses av en risikofaktor.<br />
En måte å uttrykke risikoen på er som følger:<br />
R = S x K<br />
En annen måte å uttrykke risiko på er å si at risikoen er lik sannsynligheten for å få<br />
symptomer på sykdom etter å ha blitt eksponert for en bestemt dose av en risikofaktor. Dette<br />
er basis for kvantitativ beregning av mikrobiell risiko (pkt. 4.5.2.2).<br />
Innen området risiko og sårbarhet kan en skille mellom følgende tre komponenter:<br />
• Risikovurdering<br />
• Risikohåndtering<br />
• Risiko-kommunikasjon<br />
(Risk assessment)<br />
(Risk management)<br />
(Risk communication)<br />
Sammenhengen mellom risikohåndtering og risikovurdering slik den er definert av<br />
International Electrical Congress er vist i Figur 4.1.<br />
I denne rapporten blir bare forhold knyttet til risikovurdering og risikohåndtering behandlet.<br />
4.2.3 Risikovurdering<br />
Risikovurdering av f.eks vannbehandlingsanlegget kan defineres som den kvalitative eller<br />
kvantitative karakterisering av anlegget for å identifisere og beskrive potensiell helserisiko<br />
knyttet til hendelser og komponenter.<br />
Risikovurdering omfatter risikoanalyse (identifikasjon av risikofaktorer og bestemmelse av<br />
risiko forbundet med hendelser hvor risikofaktorene tilføres vann) samt bestemmelse av<br />
hvilke risikonivå som kan tolereres og hvilke som ikke kan det.<br />
4.2.4 Risikohåndtering<br />
Risikohåndtering er den samlede prosessen som må gjennomføres for å kontrollere risiko,<br />
avveie ulike alternativ og velge de mest hensiktsmessige tiltak, idet det tas hensyn til<br />
resultater fra risikovurdering, teknologiske forhold, økonomi, og juridiske og politiske<br />
forhold.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 101
Risikohåndtering omfatter risikovurdering og beslutninger ang. tiltak for å redusere og/eller<br />
kontrollere risiko.<br />
4.2.5 Risiko-kommunikasjon<br />
Risiko-kommunikasjon er kommunikasjonen av risiko til alle som har ansvar for vannverket,<br />
forvaltningssystemet og befolkningen. Begrepet risiko-kommunikasjon omfatter også hvordan<br />
offentligheten oppfatter risikoen og evnen til å utveksle informasjon.<br />
Figur 4.1 Risikovurdering og håndtering (IEC 60300-3-9)<br />
4.3 Helsebaserte mål for vannforsyningen<br />
Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er ”risiko for<br />
infeksjon”. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2)<br />
Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt<br />
vannforsyningssystem?<br />
I WHO retningslinjene (WHO 2004) for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer<br />
som blir syke i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per 10 000 årlig, eller<br />
1 person per 100 000 årlig.<br />
Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA, hvor det er foreslått at det høyeste<br />
risikonivå for gastrointestinal sykdom forårsaket av patogener i drikkevann skal være én<br />
infeksjon per 10 000 personer per år (USEPA Water Treatment Surface Rule). En tilsvarende<br />
målsetting for tolererbar risiko finner en også i andre land. Nederland har for eksempel<br />
utformet retningslinjer (Dutch Drinking Water Act) som sier at risikonivået for vannbåren<br />
infeksjon bør være maksimalt 10 -4 årlig (én infeksjon per 10 000 personer per år).<br />
I Norge er det helsebaserte målet for vannforsyningen nedfelt i den norske<br />
Drikkevannsforskriftens §12 hvor det står at drikkevannet skal, når det leveres til mottakeren,<br />
være hygienisk betryggende og det skal ikke inneholde fysiske, kjemiske eller biologiske<br />
komponenter som kan medføre fare for helseskade i vanlig bruk. I tillegg kommer<br />
vannkvalitetskravene mhp konsentrasjon av indikatororganismer. Dersom en tar utgangspunkt<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 102
i de verdiene som er oppgitt i Tabell 2.5 for registrerte sykdomsutbrudd i Norge, så ble 326<br />
personer syke pga vannbåren smitte i 2002, av en befolkning på 4.54 millioner. Det tilsvarer<br />
ca 1 infeksjon per 14 000 personer per år, som er en noe lavere sykdomsforekomst enn det<br />
som forslått som mål f.eks i Nederland. Antall personer som er blitt syke pga vannbårne<br />
utbrudd i Norge kan være for lavt, det er ikke sikkert at alle som blir syke er registrert.<br />
4.4 Identifikasjon av uønskede hendelser<br />
Identifikasjon av uønskede hendelser som kan føre til vannforurensing starter med å lage en<br />
beskrivelse av det aktuelle vannforsyningssystemet (nedbørsfelt, kilde, vannbehandlingsanlegg<br />
og distribusjonssystem), eventuelt deler av det som ansees for spesielt kritiske, f.eks<br />
desinfeksjonsprosessen. Deretter foretas en gjennomgang for å identifisere alle punkt/<br />
hendelser hvor risikofaktorer (pkt. 4.2.1) kan tilføres vannet. Arbeidet med å få satt opp en<br />
liste over aktuelle punkt/hendelser er som regel basert på mangeårige erfaringsgrunnlag hos<br />
ansatte ved de enkelte vannverk, og kan gjennomføres som et gruppearbeid hvor deltakerne er<br />
ansatte ved vannverket og eventuelt eksterne eksperter. For å vurdere effekten av ulike<br />
hendelser kan en også benytte ulike typer ”verktøy”, og noen av disse blir omtalt nedenfor.<br />
4.4.1 Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser<br />
4.4.1.1 Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme hvordan feil<br />
kan skje og effekten av feil<br />
FMEA er en analytisk teknikk som utforsker effekten av feil og funksjonsfeil knyttet til de<br />
enkelte komponentene i et system. Første trinn i prosessen er å definere det aktuelle<br />
vannforsyningsanlegget, for å avgrense det en skal vurdere. Deretter stilles følgende<br />
spørsmål:<br />
1. Hvordan kan hver komponent/prosess feile?<br />
2. Hva kan forårsake at hver av disse komponentene/prosessene feiler på denne<br />
måten?<br />
3. Hva kan effekten bli hvis disse feilene skjer?<br />
4. Hvor alvorlig er disse feilene?<br />
5. Hvordan kan hver feil oppdages?<br />
Praktisk gjennomføring av FMEA teknikken innebærer å fylle ut et regneark hvor de ulike<br />
feilene som kan oppstå i tilknytning til hver enkelt komponent/hendelse identifiseres,<br />
evalueres og gis prioritet (høy, midlere eller lav risiko). I regnearket kan en også rangere<br />
feilene etter avtagende risikokode/prioritet. Det bør også inngå en liste over tiltak som kan<br />
redusere hyppigheten eller motvirke konsekvensen. Tiltakene kan omfatte endringer i design,<br />
prosedyrer eller organisasjonsmessige endringer, for eksempel metoder for påvisning eller<br />
endring i vedlikeholdspraksis.<br />
En prosess av denne typen kan være dyr og tidskrevende, men når den først er gjennomført er<br />
den verdifull for fremtidige (prosess-)gjennomganger og kan være et grunnlag for bruken av<br />
andre risikovurderingsteknikker som f. eks Feil-tre (4.4.1.2)- og Hendelses-tre (4.4.1.3)-<br />
analyser<br />
4.4.1.2 Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA)<br />
Dette er en grafisk teknikk som gir en systematisk beskrivelse av kombinasjoner av mulige<br />
hendelser i et system som kan resultere i det mest uønskede resultat, en såkalt ”Top Event”,<br />
f.eks at vannet til konsumentene er sterkt forurenset.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 103
Feiltre-metoden kan brukes til kvantitativ beregning av sannsynligheten for at en slik ”Top<br />
Event” skal skje, forutsatt at en har et kjennskap til hyppigheten for når ulike feil kan<br />
inntreffe. FTA er dessuten en virkningsfull teknikk for å identifisere hvilke feil som har størst<br />
innvirkning på om en ”Top Event” vil inntreffe.<br />
4.4.1.3 Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA)<br />
ETA er basert på såkalt binær logikk, hvor hver hendelse enten har skjedd eller ikke skjedd,<br />
hver komponent har feilet eller ikke feilet. Denne typen analyse er verdifull for å kunne<br />
analysere konsekvensene av at en feil eller uønsket hendelse inntreffer.<br />
Et hendelsestre begynner med en starthendelse, for eksempel forurensing av en råvannskilde.<br />
Konsekvensen av hendelsen følges gjennom en serie av mulige veier. Hver vei kan gis en<br />
sannsynlighet for at den skal inntreffe, og sannsynligheten for ulike sluttresultat kan deretter<br />
beregnes.<br />
4.5 Bestemmelse av risiko<br />
4.5.1 Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier<br />
Det er flere måter å bestemme risiko på etter at uønskede hendelser er identifisert. Det kan<br />
f.eks gjøres kvalitativt ved at ansatte ved vannverket eventuelt sammen med andre først<br />
vurderer sannsynligheten for at en hendelse skal inntreffe, og deretter hvilken konsekvens<br />
dent vil ha inklusive hvor mange personer som blir berørt. Dette kan gjøres ved hjelp av en<br />
matrise hvor hendelsene/risikofaktorene rangeres etter hvor sannsynlig det er at de vil<br />
forekomme (f.eks. sikkert, mulig, sjelden) og konsekvensene de har hvis de inntreffer (f.eks<br />
ubetydelig, alvorlig, katastrofal). Hvert nivå kan også gis en tallverdi (Tabell 4.1).<br />
En kan så beregne en såkalt risiko-score for en akuelle hendelse. Scoren kan beregnes som<br />
produktet av tallverdiene for sannsynlighet og alvorlighetsgrad (Tabell 4.2). Når tallverdiene<br />
for risiko er angitt, kan en bestemme tall-nivået for når aksjon skal skje. Dette bygger på egne<br />
vurderinger.<br />
Nylig er det foreslått en definisjon av alvorlighetsgraden/konsekvensen for mikrobielle<br />
risikofaktorer basert på tallverdier for økningen av endemisk sykdom i et samfunn (Tabell<br />
4.3). Disse definisjonene vil kunne supplere og brukes sammen med Tabell 4.1.<br />
Tallangivelser og utregninger av risikoscore gjør ikke risikovurderingen mer presis enn om en<br />
bare benytter beskrivende betegnelser. Det viktigste er at den risikovurdering som gjøres kan<br />
brukes som grunnlag for å fatte beslutninger om tiltak.<br />
Tabell 4.1 Eksempel på beskrivelse av konsekvens- og sannsynlighetsnivå (WHO, 2004)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 104
Sannsynlighet,<br />
Definisjon<br />
Vekting<br />
Konsekvens<br />
Meget<br />
En gang pr. dag 5<br />
sannsy nlig<br />
Sannsy nlig En gang pr. uke 4<br />
Moderat<br />
sannsy nlig<br />
En gang pr. måned 3<br />
Lite sannsy nlig En gang pr. år 2<br />
Sjelden En gang hv ert femte år 1<br />
Katastrofal Potentielt dødelig f or en stor bef olkning 5<br />
Stor Potentielt dødelig f or en liten befolkning 4<br />
Moderate Potentielt skadelig for en stor befolkning 3<br />
Liten Potentielt skadelig for en liten bef olkning 2<br />
Ubety delig Ingen påv irkning evt. ingen påv iselig påvirkning 1<br />
Tabell 4.2 Eksempel på matriseverdier for risikofaktorer basert på deres sannsynlighet og<br />
konsekvens (WHO, 2004)<br />
Alvorlighet av konsekvens<br />
Sannsynlighet Ubetyd liten moderat stor katastrofal<br />
-elig<br />
Nesten sikker 5 10 15 20 25<br />
sannsy nlig 4 8 12 16 20<br />
moderat 3 6 9 12 15<br />
Lite sannsy nlig 2 4 6 8 10<br />
sjelden 1 2 3 4 5<br />
Tabell 4.3 Karakterisering av konsekvens av mikrobielle risikofaktorer basert på endemisk<br />
undersøkelse (Westrel,l 2004)<br />
Type<br />
Katastrofal<br />
Definisjon<br />
Bety delig økning i diare-sykdommer >25%, eller
4.5.2 Bestemmelse av risiko for infeksjon<br />
For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive<br />
desinfeksjons-trinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ<br />
mikrobiell risiko analyse.<br />
4.5.2.1 Epidemiologiske undersøkelser<br />
Epidemiologiske undersøkelser går ut på å registrere/undersøke forekomst av faktiske<br />
sykdomsutbrudd i en befolkning og sykdommens årsak og overføringsvei. Epidemiologiske<br />
undersøkelser kan være svært nyttige i forbindelse med risikoanalyser fordi de kan gi tydelige<br />
beviser for at et gitt patogen er vannbåren (spres via vann), de kan gi dessuten gi god<br />
informasjon om hvilken del av vannforsyningssystemet som har sviktet i de aktuelle tilfellene,<br />
og ikke minst kan de gi inngangs- data til modeller for risikoberegning.<br />
I Norge er det nylig gjort to epidemiologiske undersøkelser hvor det er vist en viss<br />
sammenheng mellom trykkløst ledningsnett og sykdomsforekomst hos abonnentene (Wahl<br />
2002, 2005). Et annet ferskt eksempel er Giardia-utbruddet i Bergen i 2004. Da<br />
sammenhengen enda var ukjent, var det registreringen av bostedet for de som etter hvert ble<br />
syke som avslørte at det var råvannet, Svartediket, som måtte være forurenset.<br />
4.5.2.2 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)<br />
QMRA er blitt lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående<br />
tiltak i vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA<br />
utføres det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene<br />
eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av<br />
hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt<br />
vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete<br />
forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet. Fordi QMRA-analyse<br />
hittil har vært lite benyttet innen norsk vannforsyning blir QMRA gitt en nærmere omtale<br />
nedenfor.<br />
4.6 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)<br />
For å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler av<br />
vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet, er det utviklet en metode for<br />
kvantitativ mikrobiologisk risiko analyse (QMRA). QMRA bygger på en dose-responsmodell<br />
som opprinnelig er utviklet for å bestemme risikoen for å få kreft ved forekomst av<br />
kreftfremkallende stoffer i for eksempel matvarer og vann.<br />
Hensikten med å gjennomføre QMRA er å bestemme om det er nødvendig å oppgradere et<br />
system slik at det vil innfri de helsebaserte målsettinger som er gjort. Dersom risikoanalysen<br />
viser at vannforsyningssystemet ikke innfrir målsettingene, bør en vurdere å gjøre<br />
investeringer, for eksempel i behandlingsanlegget.<br />
Den kanskje største fordelen med å gjennomføre QMRA er at en kan synliggjøre den<br />
helserelaterte risikoen knyttet til den enkelte del av vannforsyningssystemet og dermed også<br />
vise hvor tiltak vil gi størst effekt. Til syvende og sist dreier det seg om å foreta en avveiing<br />
angående ”hvilken sikkerhet til hvilken pris”.<br />
4.6.1 Gjennomføring av QMRA<br />
QMRA inndeles i fire påfølgende trinn:<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 106
• Risikofaktor - identifikasjon; omfatter en beskrivelse av hvilke helseeffekter den<br />
aktuelle risikofaktor har for mennesker (f.eks risikofaktor = Giardia som kan føre til<br />
diaré)<br />
• Eksponering; omfatter en bestemmelse av størrelse og type av befolkningsgruppen<br />
som blir eksponert, smitteveier, mengde og varighet av eksponeringen<br />
• Dose-respons-fastlegging karakteriserer forholdet mellom dose og forekomst av<br />
helseeffekter, basert på både dyre-og menneskestudier<br />
• Risiko-karakterisering som integrerer informasjonen fra trinnene over for å kunne<br />
anslå størrelsen av det offentlige helse-problemet, og for å kunne evaluere variasjoner<br />
og usikkerheter i risikoen<br />
Eksponeringen bestemmes av to faktorer:<br />
• Konsentrasjonen av levende og infektiøse patogene mikroorganismer i drikkevannet<br />
på det punkt hvor vannet konsumeres. Denne konsentrasjonen er vanligvis lav.<br />
• Mengden drikkevann som konsumeres, uten ytterligere behandling (dvs. koking).<br />
Fordi konsentrasjonen av patogene i drikkevannet som regel er meget lav, er det generelt<br />
vanskelig å bestemme innholdet direkte. I stedet kan konsentrasjonen i drikkevannet<br />
bestemmes indirekte ved å ta utgangspunkt i konsentrasjonen av patogene i råvannet og<br />
deretter beregne innholdet i drikkevannet basert på kunnskap om effektiviteten av<br />
behandling/desinfeksjon.<br />
Daglig eksponering (dose):<br />
Dose = C* 1/R* I* 10 -DR *V<br />
C= konsentrasjon av patogen i råvannet<br />
R= fraksjon av patogene i vannet som påvises med den aktuelle analysemetoden<br />
I = fraksjon av patogene som er infektiøse<br />
DR = decimal reduksjon (= log reduksjon) av patogen i vannrenseanlegget<br />
V = daglig individuelt vannkonsum<br />
Dose-respons:<br />
P inf = 1-e -rµ<br />
P inf = sannsynlighet for infeksjon<br />
r = sannsynlighet for at en patogen skal initiere infeksjon<br />
µ = gjennomsnittelig antall i inntatt drikkevann (= dose)<br />
For at beregningene skal være representative er det viktig å ha gode tallstørrelser for alle<br />
parametrene som inngår, og her er det fortsatt en del mangler.<br />
Et eksempel på gjennomføring av en kvantitativ mikrobiell risikobestemmelse er vist i<br />
Tabell 4.4.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 107
Tabell 4.4<br />
Eksempel på gjennomføring av en risikobestemmelse<br />
Variable<br />
Conc. i råvann (n/1000 L)<br />
Recovery (%)<br />
Smittsomhet (%)<br />
Decimal reduction<br />
Vannkonsum (ml/day )<br />
Dose-response parameter r<br />
Risiko f or inf eksjon (per person per<br />
år)<br />
Mean value<br />
Cryptosporidium Giardia<br />
0.66<br />
0.32<br />
0.0042<br />
0.0199<br />
10 -5 2*10 -5<br />
1.5<br />
0.6<br />
40<br />
13<br />
2.8<br />
2.8<br />
250<br />
250<br />
Dersom en kjenner innholdet av patogene i råvannet , og har bestemt hvilken risiko for<br />
infeksjon som kan aksepteres f.eks P inf , lik 10 -5 , så kan nødvendig behandling (log reduksjon)<br />
beregnes. En slik fremgangsmåte innebærer at en går ut fra at drikkevannet etter behandling<br />
kan ha et innhold av protozoer, som riktig nok er svært lite, men som er > 0.<br />
Det er fortsatt et problem forbundet med å bruke råvannsdata i slike beregninger at dagens<br />
metoder ikke skiller mellom levende og døde (oo)cyster i råvannet. En konservativ<br />
tilnærming blir da å betrakte alle (oo)cystene som smittsomme, men dette kan forårsake for<br />
høye investeringer i behandlingsprosessene.<br />
4.6.2 Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning<br />
I Sverige er det nylig utført en undersøkelse hvor en har benyttet QMRA for å kvantifisere<br />
effekten av å endre teknologiske hygieniske barrierer i vannforsyningen med vannverket i<br />
Gøteborg som eksempel (Kärrman et al. 2004). Med utgangspunkt i overflatevann som<br />
råvannskilde og den eksisterende, konvensjonelle drikkevannsbehandlingen (kjemisk felling,<br />
sedimentering, aktiv kullfiltrering og klorering) har en beregnet infeksjonsrisikoen. Deretter<br />
er det gjort tilsvarende beregninger ved bruk av alternativ (UV i stedet for klorering, flotasjon<br />
i stedet for sedimentering) og komplimenterende (langsom-filtrering) teknologiske barrierer.<br />
En har også sett på effekten av gå fra den sentrale behandlingen til en desentralisert<br />
behandling hvor det benyttes membranfiltreringsanlegg.<br />
En valgte ut tre patogener som barrierene skulle virke mot: Cryptosporidium parvum,<br />
rotavirus og Campylobacter jejuni. Disse ble valgt fordi de forekommer ofte i både svenske<br />
og utenlandske sykdomsstatistikker, og fordi de er identifisert som årsak til vannbårne<br />
sykdomsutbrudd. Data for innhold av patogene i råvannet, reduksjon av patogen-innholdet i<br />
renseprosessen mm ble samlet inn fra vannverket i Gøteborg, og fra tidligere svenske og<br />
internasjonale undersøkelser. Hvis dataunderlaget var tilstrekkelig ble parametrene uttrykt<br />
som sannsynlighetsfordelinger for å inkludere variasjon og usikkerhet, ellers ble det benyttet<br />
punktverdier (Figur 4.2).<br />
Resultatet av slike beregninger er helt avhengig av godheten av inngangsdataene, og fortsatt<br />
må en støtte seg på en begrenset og til dels usikker datamengde for aktuelle parametere. Når<br />
det er sagt, så viser disse beregningene at ved å legge til et langsomfilter i dagens<br />
prosessutforming så ble risikoen for infeksjon betydelig redusert, for alle de tre<br />
patogentypene. Reduksjonen skyldes biofilmen som vokser i den øvre del av filteret. Den<br />
fører til at porestørrelse i filteret reduseres og gir dessuten mulighet for såkalt beiting<br />
(protozoer i biofilmen ”spiser” bakterier og virus).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 108
Figur 4.2 Årlig risiko for infeksjon per person av patogenene Cryptosporidium parvum,<br />
rotavirus og Campylobacter jejuni ved konsumering av drikkevann.<br />
Sammenligning av risiko ved eksisterende vannbehandling, Gøteborg, med<br />
alternative eller komplimenterende prosesser. UVdose = 30-40 mWs/cm2.<br />
Figuren viser medianverdier med 95% konfidensintervall. Verdier i parentes er<br />
usikre. K står for konvensjonell rensing. Fra (Kärrman et al., 2004)<br />
Alle de tre modellmikroorganismene ble i stor grad inaktivert ved bruk av UV som<br />
teknologisk hygienisk barriere i stedet for klor. Med UV i stedet for klorering ble risikoen for<br />
infeksjon ved konsumering av drikkevann som inneholdt Cryptosporidium, Rotavirus eller<br />
Campylobacter, redusert med henholdsvis ca 3 log (til < 10 -6 infeksjoner pr. år, person<br />
Cryptosporidium), ca 2 log (til ca 10 -4 infeksjoner pr. år, person Rotavirus) og ca 3 log (til<br />
Basert på tidligere overvåkingsprogrammer foretatt av Suez-Lyonnaise-des-Eaux, ble<br />
konsentrasjonen av Cryptosporidium i ulike råvannstyper estimert (Figur 4.3).<br />
Figur 4.3<br />
Estimert konsentrasjon av Cryptosporidium i råvann, basert på råvannstype<br />
(WHO, 2006)<br />
Ved hjelp av egne data og data fra litteraturen ble det bestemt hvilken log reduksjon som<br />
kunne oppnås for ulike typer vannbehandling/desinfeksjon. Deretter ble log-reduksjon av<br />
Cryptosporidium og dermed konsentrasjonen i drikkevannet ved hvert vannverk bestemt.<br />
Risikovurderingen viste at det først og fremst var små vannverk (< 5000 personer) og<br />
vannverk med grunnvann som ble påvirket av overflatevann, som befant seg i<br />
høyrisikoområdet.<br />
QMRA resultatene ble validert med et overvåkingsprogram hvor innholdet av<br />
Cryptosporidium ble undersøkt på utvalgte lokaliteter. Resultatene av overvåkingen var<br />
konsistent med QMRA analysen: høy risiko lokaliteter hadde hyppigst og høyest forekomst<br />
av Cryptosporidium. Cryptosporidium ble ikke påvist ved lavrisiko-lokaliteter, og midlere<br />
risiko-lokaliteter hadde midlere forekomst av Cryptosporidium.<br />
Suez-Lyonnaise-des-Eaux har senere benyttet samme prosedyre for vannverk i andre land.<br />
4.7 Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) – et redskap<br />
for å styre risiko og vannkvalitet<br />
I de nyeste WHO retningslinjene for drikkevannskvalitet (WHO 2004) legges det økt vekt på<br />
risikostyring for å nå helsebaserte mål i vannforsyningen. HACCP vil kunne være en<br />
prosedyre for å oppnå en slik styring. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske kontrollpunkt<br />
(CCP). Etter at det er gjort en risiko-vurdering av vannforsyningssystemet inklusive<br />
desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontroll- punkt (CCP) en skal ha for å<br />
kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser.<br />
HACCP kan oversettes til: Risikofaktoranalyse og kritiske kontrollpunkt. Det er viktig i<br />
denne sammenhengen at det engelske ”control” omfatter både det å kontrollere og det å styre,<br />
som er et nøkkelelement i prinsippene for HACCP. HACCP handler altså ikke om å<br />
kontrollere vannkvaliteten, men om å styre kvaliteten. Formålet med HACCP er å sikre:<br />
• vannets kvalitet<br />
• sikkerheten for at vannets kvalitet tilfredsstiller de mål som er satt<br />
HACCP handler om å tenke preventivt, om å sikre seg før ting går galt.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 110
I matvareindustrien har det lenge vært vanlig å benytte HACCP prosedyren for<br />
kontrollere/håndtere uønskede forbindelser og den helsemessige risiko som er forbundet med<br />
deres nærvær. HACCP prosedyren ble først utviklet i 1959 forbindelse med fremstilling av<br />
sikker mat for astronautene i det amerikanske romfartsprogrammet. I 1985 ble anvendelsen av<br />
HACCP anbefalt av US National Academy of Science (NAS), og siden da er systemet blitt<br />
videreutviklet og prøvd ut over hele verden. HACCP-konseptet er i dag internasjonalt<br />
anerkjent som et preventivt kvalitetssikringssystem innen næringsmiddelproduksjon og er<br />
omtalt i EU-direktiv (om Næringsmiddelhygiene 14. juni 1993 EØF/93/43).<br />
HACCP er kompatibelt med andre kvalitetsikrings- systemer, som ISO 9000-seriene.<br />
I kortversjon kan HACCP beskrives som en iterativ to-trinnsprosess:<br />
• Gjennomfør risikofaktoranalyse- finn ut hva som kan gå galt, og identifiser hva som<br />
skal overvåkes<br />
• Operasjonaliser overvåkningen og beskriv den aksjonen som skal iverksettes hvis<br />
vannkvalitetsmålene overskrides<br />
Mer detaljert vil en HACCP prosess omfatter følgende punkt:<br />
• Identifikasjon og prioritering av risikofaktorer/hendelser<br />
• Identifikasjon av kontrolltiltak<br />
• Sette kritiske grenseverdier for bruk ved kontroll<br />
• Etablere overvåking<br />
• Etablere korrigerende tiltak<br />
• Etablere evaluering og verifisering<br />
• Etablere dokumentasjonssystem<br />
4.7.1 Styringstiltak<br />
Alle de viktigste risikofaktorene/hendelsene i vannbehandlingsanlegget skal styres ved hjelp<br />
av styrende tiltak, dvs. tiltak som fjerner, forbygger eller reduserer risikoen til et akseptabelt<br />
nivå. Styrende tiltak for mikrobiell forurensing i vannforsyningssystemet kan være relatert til<br />
kildebeskyttelse, tekniske installasjoner og vannbehandlingsprosesser, i denne rapporten<br />
fokuseres det på vannbehandling/desinfeksjon. I flytskjemaet som beskriver<br />
vannforsyningssystemet, skal det avmerkes hvor det er satt i verk styringstiltak. Punktet hvor<br />
avmerkingen skjer blir kalt styringspunktet, på engelsk Critical Control Point (CCP).<br />
4.7.2 Styringspunkt (Critical control points CCP)<br />
Styringspunkter kan beskrives som de trinn i vannbehandlingen hvor det satt i verk<br />
styringstiltak. Et styringspunkt skal som et minimum ha følgende egenskaper:<br />
• Grenser for operativ aksept kan defineres (for eksempel maks/min restklorkonsentrasjon)<br />
• Disse grensene kan overvåkes, direkte eller indirekte<br />
• En på forhånd planlagt korreksjon (reaksjon) kan utføres når det oppdages avvik under<br />
overvåking<br />
• Korreksjonen vil beskytte vannsikkerheten ved at det umiddelbart gjenopprettes<br />
normale driftsforhold, samt at den på lengre sikt gir anledning til ytterligere styrende<br />
tiltak<br />
• Prosessen med å påvise avvikelsen og gjennomføre korreksjon kan gjennomføres<br />
innenfor en tidshorisont som er tilstrekkelig til å opprettholde sikkert vann<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 111
Det er bare styringstiltak som har disse egenskaper som kan avmerkes i flytskjemaet som<br />
styringspunkt. En overvåking av mikrobiell kvalitet hvor resultatene foreligger flere dager<br />
etter prøvetakingstidspunktet er derfor ikke et styringstiltak fordi vannet allerede har nådd ut<br />
til konsumenten. Dette tiltaket vil ikke inngå i flytskjemaet som et styringspunkt.<br />
4.7.3 Understøttende program<br />
Understøttende program er aktiviteter som sikrer at for eksempel utstyr som benyttes og<br />
personalet ikke blir en kilde til forurensing eller skadelige hendelser i vannforsyningen.<br />
Dersom risikoen for en gitt risikofaktor/hendelse er lav, kan det være nok å sikre seg ved<br />
hjelp av et understøttende program. Regler og instrukser for god arbeids-, ledelses-, og<br />
hygienepraksis er viktige elementer i understøttende programmer. Slike regler og instrukser<br />
har de fleste vannverk allerede.<br />
Resultatet av risikofaktoranalysen vil avdekke hvordan risikofaktorene skal håndteres: enten i<br />
et understøttende program eller ved et styringstiltak.<br />
4.7.4 Eksempler på gjennomføring av HACCP<br />
4.7.4.1 Eksempler fra Danmark<br />
I Danmark ble det i 2004 gjennomført et prosjekt i regi av Miljøstyrelsen hvor den spesifikke<br />
målsettingen var å bygge opp kunnskap og høste erfaringer om HACCP hos de 6 vannverkene<br />
som deltok i prosjektet (Bruun, 2005). Prosjektet er første trinn i utviklingen av en<br />
bransjespesifikk veiledning i anvendelsen av HACCP i dansk vannforsyning.<br />
Rapporten lister opp følgende erfaringer som er gjort i prosjektet:<br />
• HACCP konseptet kan med fordel anvendes til en prioritering av innsatsen overfor<br />
spesifikke risikofaktorer slik at det sikres en optimal ressursanvendelse.<br />
• Prosjektet har arbeidet med holdninger til sikkerhet ved vannforsyning. Ved å flytte<br />
fokus fra kontroll av vannkvalitet til styring av de prosesser, som potensielt kan<br />
påvirke kvaliteten, kan man redusere risikoen for å miste styringen og dermed unngå<br />
situasjoner hvor man potensielt leverer vann som ikke tilfredsstiller<br />
vannkvalitetsmålene.<br />
• Kunnskapsdeling mellom vannverkene angående risikostyring vil sikre at den samme<br />
feil ikke begås to steder.<br />
• HACCP supplerer eksisterende ledelsessystemer.<br />
• HACCP skaper et godt grunnlag for at diskutere hvilket risikonivå danske<br />
vannforsyninger skal arbeide mot.<br />
• Arbeidet med risikostyring i dansk vannforsyning har påvist et behov for å fastlegge et<br />
felles basisnivå for sikkerhet ved produksjon og leveranse av drikkevann. Dette<br />
basisnivå vil hjelpe den enkelte vannforsyning og den enkelte person i de situasjoner<br />
hvor det skal gjøres en konkret beslutning.<br />
Prosjektet valgte å benytte en enklere matriks for risikovurdering enn den som er vist i<br />
Tabell 4.2, og utviklet/benyttet det skjemaet for risikofaktor-analyse og fastleggelse av styring<br />
som er vist i pkt. 4.7.5. Sammenhengen mellom HACCP-prosedyren og annet<br />
produktsikrings-arbeide som inngår i vannverksrutinene er vist i Figur 4.4<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 112
Figur 4.4 Sammenhengen mellom HACCP og annet produktsikringsarbeide (Bruun, 2005)<br />
4.7.4.2 Eksempler fra Sveits<br />
Vannverket i Zürich har benyttet en HACCP prosedyre for å sikre vannforsyningen. For hver<br />
av delene i vannforsyningssystemet (råvann, behandling, distribusjon, drikkevann) utførte de<br />
en HACCP prosess. Denne var basert på 4 kriterier: Mannskap (Men), Materialer (Materials),<br />
Maskiner (Machinery), Metoder (Methodology), og hele systemet ble gjennomgått for å<br />
identifisere og vurdere uønskede hendelser knyttet til de 4 M. Noen momenter fra<br />
gjennomføringen av prosedyren er gitt nedenfor:<br />
• En av risikofaktorene/hendelsene som ble listet opp for tekniske installasjoner<br />
(Maskiner) var design av vannbehandlingsreaktorene, dvs. om hydrauliske forhold i<br />
reaktorene var som planlagt. Dette kontrollerte de ved hjelp av tracer-undersøkelser og<br />
dataprogram for modellering av reaktor-hydraulikken. Modelleringen viste at<br />
reaktoren best kunne beskrives som en serie av fire reaktorer med fullstendig blanding<br />
etterfulgt av en ikke-ideell stempelstrøm-reaktor.<br />
• For å vurdere om vannbehandlingsprosessen (Metoder) fungerte slik den skulle, ble<br />
det benyttet litteraturdata for inaktiveringskonstanter (fra lab-skala forsøk) for aktuelle<br />
mikroorganismer (for eks. Cryptosporidium, Giardia, Poliovirus). Disse ble koplet til<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 113
Rapid Filtration<br />
Ozonation<br />
GAC Filtration<br />
hydrauliske data for hver enhetsprosess vha dataprogrammet Aquasim for å beregne<br />
den samlede inaktiveringen (log reduksjon) (Figur 4.5).<br />
Raw Water<br />
SS- Filtration<br />
Drinking Water<br />
Preozonation<br />
I mplementati on of the HAC CP-Method<br />
H .P. Kaiser<br />
Figur 4.5<br />
Beregnede reduksjoner av ulike forbindelser i ulike deler av<br />
vannbehandlingsprosessen, Zurich. Ozonering benyttes for desinfeksjon.<br />
• For patogene er kravet til reduksjon i Zurich det samme som i ”US EPA surface water<br />
treatment rule” fra 1991, dvs. minst 3 log reduksjon og/eller inaktivering av Giardia<br />
cyster og minst 4 log reduksjon og/eller inaktivering av virus.<br />
• Den ønskede reduksjonen er avhengig av at ozonkonsentrasjonen er på et gitt nivå. For<br />
å kontrollere dette er det satt en nedre konsentrasjonsgrense knyttet til alarm.<br />
Vannverket legger altså stor vekt på at prosessene fungerer, og dette blir sjekket ved<br />
online målinger, f.eks av ozon-innhold og turbiditet, knyttet til et alarmsystem.<br />
• Hvis grenseverdier for ozon-innhold og turbiditet over-eller underskrides, finnes det<br />
detaljerte prosedyrer for hva som skal gjøres.<br />
Holdningen ved vannverket er at hvis prosessen fungerer, da vil også vannkvalitetskravene bli<br />
overholdt.<br />
4.7.5 Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk<br />
For å anskueliggjøre hvordan styringstiltak og styringspunkt kan inngå i vannforsyningen er<br />
det nedenfor gitt noen eksempler hvor en har brukt de skjemaene som ble utviklet i den<br />
danske undersøkelsen (pkt. 4.7.4.1).<br />
4.7.5.1 Vannkilden<br />
NN Vannverk<br />
Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjonsansvarlig System<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
-skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
vannkilde Tilførsel av innblanding av Stor X Hvis desinfeks jon Prøv etaking Overvåking ved vannverk<br />
dyp innsjø patogene overflatevann i Midlere svikter vil program av turbiditet<br />
mikroorg. dyp-lagene ved inntak Liten konsekvensen være stor for ulike dypog temperatur<br />
Sannsynligheten er<br />
midlere for at det skal skje<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Liten<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Sa nnsynlig het<br />
ved inntak,<br />
med alarm<br />
til vakt og<br />
økt dosering<br />
av klor, ozon<br />
eller UV<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 114
4.7.5.2 Klorering<br />
NN Vannverk<br />
Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjonsansvarlig System<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
-skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
Klorering Tilførsel av svikt i klordosering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette<br />
patogene Midlere klor dosering stopper av klor- av rest- klor prosessmikroorg.<br />
Liten og råvannet er forurenset doserings- etter 2 min trinnet<br />
vil konsekvensen være og måleutstyr<br />
og 30 min<br />
stor. Sannsynligheten er<br />
med alarm<br />
liten for at det skal skje<br />
til<br />
vakt<br />
4.7.5.3 Ozonering<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Lite n<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Sa nnsynlig het<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjonsansvarlig System<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
-skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
Ozonering Ti lførs el av sv ik t i ozondos ering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette<br />
patogene Midlere ozondosering stopper av ozon- av rest-ozon prosessmikroorg.<br />
Liten og råvannet er forurenset doserings- trinnet<br />
vil konsekvensen være og måleutstyr<br />
med alarm<br />
stor. Sannsynligheten er<br />
liten for at det skal skje<br />
til vakt<br />
Sa nnsynlig het<br />
4.7.5.4 UV-anlegg<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Lite n<br />
Midlere<br />
Stor<br />
NN Vannverk<br />
Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjo nsansvarlig Syst em<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
/Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
UV bestråling Tilførsel av sv ik t i UVlys -dosering Stor X Hvis en UV-lampe svikter Rutiner for Overvåking På dette<br />
patogene på grunn av Uvlampe- Midlere og råvannet er forurenset lager av av UV- prosessmikroorg.<br />
svikt Liten kan konsekvensen være reserve- intensitet trinnet<br />
stor . S annsynli gheten er lamper med alarm<br />
liten for at det skal skje<br />
til vakt<br />
Sannsynlighet<br />
UV bestråling Tilførsel av Anlegget tilfredsstiller Hvis fargetall og Rutiner Overvåking På dette<br />
patogene ikke dimensjonerings- Stor X vannmengde er høyere for sjekk av vann- prosessmikroorg.<br />
kriteriene Midlere enn det anlegget er av UV- mengde og trinnet<br />
Liten dimensjonert for transmisjon UV-trans.<br />
vil kons ek vens en være og<br />
med alarm<br />
stor . S annsynli gheten er<br />
mi dl er e for at det sk al vannmengde til vakt<br />
Sannsynlighet skje<br />
4.7.5.5 Membranfiltrering<br />
Konsekvens<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Liten<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Ingen<br />
Lite n<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Lite n<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Sannsynlighet<br />
NN Vannverk<br />
Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjo nsansvarlig Syst em<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
/Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
Membran Tilførsel av sv ik t i membranfiltr ering Stor Hvis integritetsbrudd skjer Rutiner for Overvåking På dette<br />
filt rering patogene på grunn av integritets- Midlere X og råvannet er forurenset implementer- av far getal l pr os es s-<br />
mikroorg. brudd(svikt i pakninger , Liten kan konsekvensen være ing av og partikler/ trinnet<br />
hull i membraner)<br />
midlere. Sannsynligheten integritets-<br />
er liten for at det skal skje<br />
test<br />
turbiditet<br />
med alarm<br />
til vakt<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 115
4.7.5.6 Ledningsnett<br />
NN Vannverk<br />
Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak<br />
Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av:<br />
NN Funksjonsansvarlig System<br />
-ansvarlig<br />
Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings-<br />
-skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt<br />
hendelse<br />
(CCP)<br />
Distribusjon Tilførsel av Inntrengning av Stor X Hvis desinfeksjon Instruks Vannnivå På dette<br />
patogene vann eller jord fra ut- Midlere svikter vil for repara- holdes i prosess-sted<br />
mikroorg. graving i for bindelse Liten konsekvensen være stor sjon ved underkant av<br />
med reparasjon av<br />
Sannsynligheten er brudd<br />
midlere for at det skal skje<br />
brudd<br />
Konsekvens<br />
Ingen<br />
Liten<br />
Midlere<br />
Stor<br />
Sa nnsynlig het<br />
rør, Vannnivå<br />
måles/<br />
holdes med<br />
sensor og<br />
pumpe<br />
4.8 Water Safety Plan<br />
I de nye WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004) lanseres begrepet Water Safety<br />
Plan (WSP) som et metodisk redskap for å sikre at vannforsyningen inklusive<br />
vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i<br />
mindre grad måtte reagere i ettertid basert på overvåking av rentvannkvalitet.<br />
I WHO retningslinjene er WSP et av tre hovedpunkter som danner basis for å sikre god<br />
vannforsyning:<br />
• Bestemme mål for hva slags vannkvalitet en ønsker, basert på at folkehelsen skal<br />
beskyttes og den helseeffekt målene forventes å føre til<br />
• Lage plan (WSP) for å sikre tilførsel av godt drikkevann. Denne skal omfatte:<br />
o Vurdering av hele vannforsyningssystemet for å bestemme om en er i stand til<br />
levere vann med den definerte kvalitet<br />
o Overvåking av de delene av systemet som er spesielt viktige for å sikre et<br />
helsemessig sikkert drikkevann (f.eks desinfeksjonsprosessen)<br />
o Tiltak som skal gjennomføres både i normale og unormale situasjoner<br />
(drift/dokumentasjon/kommunikasjon)<br />
• Systematisk, uavhengig inspeksjon for å verifisere at innholdet i punktene over<br />
gjennomføres og fungerer tilfredsstillende (dette skal foretas av en uavhengig instans)<br />
Dette er også vist i Figur 4.6.<br />
Helsebaserte mål<br />
Planer for å sikre tilførsel av godt drikkevann<br />
(Water Safety Plans -WSP)<br />
Vurdering av hele<br />
vannforsyningssystemet<br />
Overvåking<br />
Drift/dokumentasjon/<br />
kommunikasjon<br />
Inspeksjon<br />
Figur 4.6<br />
Elementer som inngår i en metodisk sikring av helsemessig god<br />
drikkevannsforsyning.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 116
De tre punktene er ikke nye. De har inngått i ”god praksis” begrepet som har vært<br />
gjennomført ved mange vannverk i årevis, særlig gjelder det de to første punktene ovenfor. I<br />
noen land (f. eks. Sveits) har vannverkene funnet ut at deres eksisterende ISO 9000<br />
kvalitetssystemer, særlig når disse blir koblet til HACCP prosedyre, kan være en god basis for<br />
utviklingen av en WSP.<br />
Det er vannverkseier som har ansvaret for å gjennomføre en WSP, mens det er primært<br />
myndighetenes ansvar å fastsette hvilke helsebaserte mål og grenseverdier for rentvann som<br />
skal innfris. Det overordnede mål med bruk av WSP er å nå de helsebaserte målene som er<br />
satt.<br />
4.8.1 Oppbyggingen av en WSP<br />
En WSP vil være bygd opp med en logisk sekvens av trinn og er basert på prinsipper som<br />
lenge har vært brukt i næringsmiddel-industrien (HACCP, pkt. 4.7). Den kan fremstilles som<br />
vist i Figur 4.7.<br />
1. Samle team og andre ressurser<br />
2. Beskriv vannforsyningen<br />
3. Definer bruk<br />
4. Konstruer flytdiagram for system et<br />
og verifiser<br />
5. Identifiser og prioriter farer<br />
(vanlige og uvanlige)<br />
6. Identifiser kontrolltiltak<br />
7. Sett kritiske grenseverdier<br />
8. Etabler overvåking<br />
9. Etabler korrigerende tiltak<br />
10. Etabler evaluering og verifis ering<br />
11. Etabler dokumentasjons-system<br />
Figur 4.7<br />
Ledd i en Water Safety Plan<br />
Fordelene med å innføre WSP i vannforsyningen kan være flere:<br />
• Tiltakene er proaktive heller enn reaktive<br />
• Systematisk og detaljert fastlegging av risikofaktorer og kontrolltiltak<br />
• Prioritering av risikofaktorer (kost/nytte)<br />
• Involvering av operatører i sikkerhetsarbeidet<br />
• Operativ overvåking av barrierer og kontrollpunkt: online demonstrasjon av sikkerhet<br />
For å håndtere de risikofaktorene som eventuelt avdekkes ved gjennomføring av hele<br />
prosessen, er det en rekke spørsmål som kan stilles hvor svarene helst bør kunne kvantifiseres<br />
(Figur 4.8).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 117
Bestem helsebaserte mål<br />
Sett mål for vannkvalitet<br />
System vurdering<br />
1. Samle team og andre ressurser<br />
Hvilket antall<br />
syke/sykdomsutbrudd/sykedager?<br />
Hva skal være nivået for den<br />
helsebaserte vannkvalitet?<br />
Er vannbehandlingsprosessen<br />
tilstrekkelig for å produsere godt<br />
drikkevann?<br />
2. Beskriv vannforsyningen<br />
3. Definer bruk<br />
4. Konstruer flytdiagram for system et<br />
og verifiser<br />
5. Identifiser og prioriter farer<br />
(vanlige og uvanlige)<br />
6. Identifiser kontrolltiltak<br />
7. Sett kritiske grenseverdier<br />
8. Etabler overvåking<br />
9. Etabler korrigerende tiltak<br />
10. Etabler evaluering og verifis ering<br />
11. Etabler dokumentasjons-system<br />
Hva er prioriteringen av farene?<br />
Hvor kritisk er grenseverdiene?<br />
Hvilket nivå av korrigerende<br />
tiltak er nødvendig (multiple<br />
barrierer)?<br />
Figur 4.8<br />
Risikohåndtering: Eksempler på spørsmål som må besvares av myndigheter<br />
(helsebaserte mål og mål for vannkvalitet) og vannverkseier (systemvurdering).<br />
4.9 Dagens praksis mhp risikohåndtering<br />
4.9.1 Norge<br />
Vannverkene i Norge er pålagt å utarbeide intern-kontrollsystemer med sikte på å forebygge<br />
mot svikt i vannforsyningen og beredskapsplaner for å kunne håndtere uønskede hendelser.<br />
De store vannverkene har innført bruk av ISO standarder (f.eks 9001, 14000) som blant annet<br />
formaliserer hvordan en skal ta tak i uønskede hendelser, komme med forbedringsforslag og<br />
dokumentere hvordan dette er gjort, mens mange av de mindre vannverkene benytter andre<br />
intern-system for å sikre at lover og forskrifter oppfylles.<br />
I Norge ble det i 2003 publisert en undersøkelse om sårbarhet i norsk vannforsyning og<br />
aktuelle tiltak for å øke sikkerheten (Havenstrøm et al. 2003). I prosjektet ble hovedvekten<br />
lagt på mulige hendelser knyttet til situasjoner som flom, sabotasje og terroranslag, men også<br />
risikofaktorsituasjoner knyttet til organisatoriske hendelser og teknisk svikt ble vurdert. Selv<br />
om det finnes flere norske veiledere om risiko og sårbarhet, konkluderte undersøkelsen blant<br />
annet med at:<br />
• Veilederne generelt gir for lite støtte til brukerne.<br />
• De er ikke egnet til å identifisere barrierer eller verifisere godheten av disse opp mot<br />
egne og eksterne krav.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 118
Et resultat av denne undersøkelsen er at det nå, som nevnt tidligere, utarbeides en veileder for<br />
beredskap i vannforsyningen.<br />
4.9.1.1 Eksempel på risiko analyse: Trondheim<br />
I Trondheim er det gjennomført en såkalt grovanalyse hvor en har analysert risikofaktorer for<br />
både vannmengde og vannkvalitet (Trondheim kommune, 2003). Konsekvensene er rangert i<br />
fire konsekvensklasser ut fra hendelsens innvirkning på vannmengde og vannkvalitet i<br />
forsyningsområdet. Sannsynligheten for at hendelsen skal inntreffe er uttrykt som frekvens,<br />
dvs antall ganger pr.år hendelsen forventes å inntreffe. Nedenfor er det gitt eksempler på<br />
hvordan grovanalysen er presentert for vannbehandlingen (Tabell 4.5). Uønskede hendelser<br />
med varighet på over en dag og konsekvensgrad 3 for mengde og/eller kvalitet er kritiske for<br />
vannforsyningen, og er angitt å måtte føre til bruk av reservevann. Analysen omfatter også<br />
nedbørsfelt, vannmagasin og distribusjonssystemet. Tilsvarende analyser er gjort ved andre<br />
norske vannverk.<br />
En grovanalyse slik den er gjennomført i Trondheim har mye til felles med en HACCP<br />
prosedyre, og den omfatter for eksempel det potensielle styringspunkt (CCP): kontroll av<br />
restklorinnholdet i desinfeksjonstrinnet. Vannverkenes rutiner for korrigerende tiltak vil<br />
avgjøre om potensielle styringspunkt tilfredsstiller de kriteriene som er beskrevet i pkt. 4.7.2.<br />
Tabell 4.5<br />
Grovanalyse for vannbehandlingsanlegg (Trondheim)<br />
4.9.2 Euro pa<br />
4.9.2.1 EU regelverk<br />
Kommisjonen i EU har startet en prosess som med tiden skal føre frem til et nytt<br />
drikkevannsregulativ. Et av temaene som blir tatt opp i denne prosessen er<br />
vannkvalitetsforvaltning basert på WSP (pkt. 4.8) hvor risikovurdering og risikohåndtering er<br />
inkludert.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 119
4.9.2.2 Storbritannia. Cryptosporidium regelverk<br />
I 1999 ble vannverkene i Storbritannia pålagt å gjennomføre risikovurdering med bakgrunn i<br />
frykten for sykdomsutbrudd forårsaket av Cryptosporidium. Et kritierium som automatisk<br />
fører til klassifisering av et vannverk i ”betydelig risiko-gruppen”, er tidligere utbrudd av<br />
cryptosporidiosis i tilknytning til vannverket hvor årsaken er uoppklart og ingen spesielle<br />
tiltak er gjort for å hindre nye utbrudd. Tilhører et vannverk denne gruppen, blir vannverket<br />
pålagt å gjennomføre kontinuerlig måling av Cryptosporidium. Dersom konsentrasjonen i<br />
behandlet vann overskrider 1 oocyst /10 L, så fører dette til rettslig forfølgelse. Vannverk kan<br />
utføre nye risikovurderinger, for eksempel dersom det har vært gjort nye tiltak i<br />
vannforsyningssystemet, for å slippe den kontinuerlige overvåkingen av Cryptosporidium.<br />
For andre vannverk, med unntak av dem som kan dokumentere at de fjerner partikler > 1<br />
micron, ble det krevd at de gjennomførte en detaljert risikovurdering, i hovedsak knyttet til<br />
risikoen for forurensing av kilden, og til vannbehandlingens effektivitet mhp å fjerne<br />
Cryptosporidium oocyster. Myndighetene (Drinking water inspectorate) gir veiledning<br />
angående faktorer som skal tas i betraktning, men spesifiserer ikke hvordan risikovurderingen<br />
skal gjennomføres.<br />
England og Wales<br />
Vannverkene i England og Wales brukte disse faktorene som en sjekkliste og ga i sine svar en<br />
kvalitativ beskrivelse av forholdene knyttet til hver faktor.<br />
Verktøy som ”Feilure Mode and Effect Analysis” (FMEA pkt. 4.4.1) for identifikasjon og<br />
fastsetting av risiko ble ikke benyttet i disse vurderingene. HACCP og FMEA er imidlertid<br />
blitt benyttet ved en del vannverk i Storbritannia fordi statlige forordninger gjorde det<br />
fordelaktig for bedrifter å benytte risikobasert tilnærming for å identifisere fremtidige<br />
investeringsbehov. Noen av vannverkene benyttet en WRc software kalt ProRisk for<br />
gjennomføring av FMEA.<br />
Skottland<br />
I Skottland er det utviklet en metodologi for risikovurdering som er basert på 1) en<br />
omfattende liste over mulige faktorer som kan medføre tilførsel av Cryptosporidium til vann<br />
og 2) et tallkarakter- system som brukes til å beregne risiko forbundet med nedbørsfelt og<br />
vannbehandling. Jo høyere tallkarakter, jo høyere er risikoen. Tallkarakteren avgjør hvilken<br />
minimum prøvetakingsfrekvens mhp Cryptosporidium vannverket må gjennomføre for råvann<br />
og rentvann (Tabell 4.6). Dette systemet inngår i et direktiv som Scottish Water (2003) har<br />
kunngjort og som gjelder for alle skotske vannforsyninger.<br />
Dersom tallkarakteren for risikoen i nedbørsfeltet for eksempel ligger i området 35-54 og<br />
vannforsyningen er dimensjonert for 50 000 m 3 /døgn så betyr det at det må tas prøver 26<br />
ganger i året. Dersom den totale tallkarakteren for nedbørsfelt og vannbehandling > 55 så må<br />
det tas 365 prøver per år.<br />
Ved hjelp av en formel som foruten tallkarakterene for nedbørfelt og vannbehandling også tar<br />
hensyn til antall personer som omfattes av vannforsyningen, blir det beregnet en total<br />
tallkarakter for risikoen (Tabell 4.7). Den totale risiko-verdien brukes for å sikre at det blir tatt<br />
et tilstrekkelig antall prøver fra Høyrisiko-vannforsyninger.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 120
Tabell 4.6<br />
Påkrevet minimum årlig prøvetakingsfrekvens av råvann og rentvann avhengig<br />
av tallkarakter for henholdsvis nedbørsfelt og nedbørsfelt sammen med<br />
vannbehandling (Scottish Water 2003)<br />
Risiko Maks. dimensjonert vannføring (1000 m 3 /døgn)<br />
Verdi ≤ 1 > 1 ≤ 10 > 10 ≤ 50 > 50<br />
Nedbørsf elt:<br />
> 55 12 26 52 52<br />
Prøv etakings- 35-54 0 12 12 26<br />
frekv ens for råvann < 35 0 0 12 12<br />
Nedbørsf elt og > 55 52 104 365 365<br />
v annbehandling: 35-54 12 52 52 104<br />
Prøv etakingsfrekv<br />
ens for rentv ann<br />
< 35 12 12 52 52<br />
Tabell 4.7<br />
Sammenheng mellom total tallkarakter og klassifisering av risiko (Scottish<br />
Water 2003)<br />
Total tallkarakter for<br />
risiko<br />
Risiko- beskrivelse av<br />
vannforsyningen<br />
> 100 Høy risiko<br />
50-100 Moderat risiko<br />
5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag<br />
I dette kapittelet skal vi kort gjennomgå norsk desinfeksjonspraksis slik den manifesterer seg i<br />
dag og spesielt knytte diskusjoner til det vi anser kan være springende punkter i forbindelse<br />
med utviklingen av en ”optimal” desinfeksjonspraksis her i landet.<br />
5.1 Desinfeksjon ved norske vannverk<br />
I forbindelse med dette prosjektet har vi hentet data fra Vannverksregisteret (høst 2005) og<br />
bearbeidet disse slik at vi har fått en oversikt over hvilken desinfeksjonsmetode de ulike<br />
vannverkene har og hvilken øvrig behandling de har som kan ha en barriereeffekt. Så har vi<br />
gruppert resultatene i henhold til kildetype og størrelse på anlegget ettersom disse to<br />
forholdene blir brukt i den prosedyre for å finne fram til optimal desinfeksjonspraksis som blir<br />
foreslått i kapitel 8. Oversikten er vist i Tabell 5.1. For 17 vannverk er data lagt inn før 2000,<br />
152 vannverk har lagt inn data i perioden 2000-2004, mens øvrige vannverk (85 % av alle)<br />
har data lagt inn i 2004.<br />
Enkeltvannverk kan ha flere kilder og behandlingsanlegg. Antall behandlingsanlegg stemmer<br />
derfor ikke overens med antall vannverk. Vannbehandlingsanlegg for nødvann eller<br />
reserveanlegg eller anlegg som står i beredskap er ikke inkludert i utgangspunktet selv om vi<br />
her ikke utelukker feilregistreringer.<br />
Tabell 5.1 Oversikt over desinfeksjonsanlegg og vannbehandlingsmetoder som gir<br />
barriereeffekt overfor patogener i Norge (basert på Vannverksregisteret, høsten 2005)<br />
Innsjø/tjern Elv/bekk Grunnvann<br />
10.000 Alle 10.000 Alle 10.000 Alle<br />
10.000<br />
10.000<br />
10.000<br />
105 20 125 89 3 92 292 20 1 313 530<br />
UV 142 45 4 191 132 14 146 109 7 116 453<br />
Klor 28 41 26 95 16 7 23 70 36 8 114 232<br />
UV+Klor 39 27 2 68 44 9 53 27 4 1 32 153<br />
UV+<br />
Hovedvannkilde/<br />
behandling<br />
Ingen behandling<br />
Desinfeksjon<br />
alene<br />
12 6 18 10 10 0 28<br />
Membran<br />
UV+<br />
Koagulering<br />
13 11 3 27 17 2 19 1 1 47<br />
Klor+<br />
9 5 14 7 1 8 1 1 23<br />
Desinf eksjon Membran<br />
Klor+<br />
+annen<br />
8 18 24 50 1 1 3 5 1 1 2 57<br />
behandling<br />
Koagulering<br />
UV+Klor+<br />
3 1 4 3 1 4 1 1 2 10<br />
Membran<br />
UV+Klor+<br />
Koagulering<br />
19 8 1 28 7 6 13 0 41<br />
Ozon+<br />
Biofiltrering<br />
2 2 1 1 2 0 4<br />
Annen Membran 8 10 1 19 6 1 7 1 1 27<br />
behandling Koagulering 0 2 2 0 2<br />
Sum 388 192 61 641 327 53 4 384 502 70 10 582 1 607<br />
En rekke vannverk har hurtigsandfilter eller annen form for filtrering uten koagulering. Disse<br />
vannverkene har derfor en viss barriereeffekt, men siden slike prosesser alene gir en lav<br />
inaktiveringsgrad (log reduksjon) på flere av patogengruppene, og dermed ikke er vurdert å<br />
representere en hygienisk barriere, er de ikke tatt hensyn til her.<br />
Til tross for feilkilder knyttet til eldre data og usikkerhet knyttet til innlegging av data, gir<br />
tabellen en god oversikt over situasjonen hva angår desinfeksjonspraksis i Norge.<br />
Av totalt 1607 vannverk hadde 641 (40 %) innsjø/tjern som kilde, 384 (24 %) elv/bekk som<br />
kilde og 582 (36 %) grunnvann som kilde. Vi ser imidlertid at av grunnvannsverkene var det<br />
hele 86 % som var små (
vannverk > 10.000 (totalt 75 vannverk) var 80 % (60 vannverk) basert på innsjø, 5,5 % på elv<br />
og 13,5 % på grunnvann.<br />
Vi ser at av totalt 1607 registrerte vannverk var det 530 (33 %) som ikke hadde noen form for<br />
desinfeksjon i det hele tatt, hvorav 313 anlegg med grunnvann, 92 anlegg med elv/bekk og<br />
125 anlegg med innsjø/tjern som kilde. I lys av at Drikkvannsforskriften krever desinfeksjon<br />
på alle anlegg (bortsett fra de grunnvannsverk som det spesielt er blitt gjort unntak for), er det<br />
oppsiktsvekkende at 1/3 av alle vannverkene ikke har noen form for behandling. De aller<br />
fleste av disse anleggene (> 90 %) er imidlertid små (< 1.000 pe), men det finnes også 44<br />
mellomstore (1.000-10.000 pe) og store (>10.000 pe) uten noen form for desinfeksjon eller<br />
annen vannbehandling. Mest oppsiktsvekkende er det kanskje at blant disse er det 23<br />
overflatevannverk. Vannverksregisteret viser at de fleste av anleggene som ikke har<br />
desinfeksjon befinner seg i fylkene med kyststripe fra Sogn og Fjordane og nordover.<br />
Det var kanskje ikke uventet av det var en god del grunnvannsverk som var uten desinfeksjon<br />
(59 % av alle uten desinfeksjon), men svært overraskende var det at det var så mange<br />
overflatevannverk (41 % av alle uten desinfeksjon) som var i denne situasjonen. Det er all<br />
mulig grunn til å løfte en advarende finger mht hygienesikkerheten i disse vannverkene.<br />
Av de vannverk som hadde desinfeksjon men ingen annen behandling (totalt 838 vannverk,<br />
eller ca halvparten av alle vannverk), var det 453 vannverk med UV alene, 232 hadde klor<br />
alene, mens 153 hadde både UV og klor. Tar vi med de vannverkene som hadde annen<br />
behandling i tillegg blir tallene 528 UV anlegg, 312 kloranlegg og 204 anlegg med både UV<br />
og klor. Det betyr at vi totalt har installert 732 UV anlegg og 516 kloranlegg her i landet,<br />
hvorav 194 vannverk har både UV og klor-anlegg.<br />
Det er altså nå langt flere UV anlegg i Norge enn kloranlegg, men vi ser at bruken av klor<br />
dominerer på de større anleggene. Det er kun 4 anlegg > 10.000 pe som har UV alene og 3<br />
som har UV sammen med klor. Blant de større anleggene (>10.000) som ikke har annen<br />
behandling enn desinfeksjon (totalt 41 anlegg), utgjør vannverk med kloranlegg 83 %, de med<br />
UV alene ca 10 % og de med både UV og klor 7 %.<br />
Det er også interessant å legge merke til at UV-anlegg er minst like vanlig å benytte på<br />
overflatevann som på grunnvann. Det har imidlertid ikke vært mulig basert på<br />
Vannverksregisteret å sammenligne råvannskvalitet med bruk av ulike desinfeksjonsmetoder.<br />
Når det gjelder kombinasjonen av en desinfeksjonsmetode og en annen vannbehandling som<br />
gir en barriereeffekt, utgjør dette 210 anlegg (ca 12,5 % av alle anlegg). Av disse har 126<br />
anlegg UV i kombinasjon med en annen behandlingsmetode (membran, koagulering med eller<br />
uten klor i tillegg), mens 131 anlegg har klor i kombinasjon med en annen behandlingsmetode<br />
(membran, koagulering med eller uten UV i tillegg).<br />
Det er registrert 4 anlegg basert på ozonering/biofiltrering. Det er ikke registrert hvorvidt<br />
disse anleggene har annen desinfeksjon eller ikke, men minst ett av disse har i tillegg UV.<br />
Når det gjelder anlegg som har en barriereeffekt basert på partikkelfjerning alene (dvs<br />
membrananlegg eller koaguleringsanlegg uten desinfeksjonssteg), finnes det totalt 27 slike<br />
membrananleggene og kun 2 koaguleringsanlegg. Disse anleggene tilfredsstiller åpenbart ikke<br />
Drikkevannsforskriftens krav om 2 hygieniske barrierer.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 123
Totalt sett skulle vi i henhold Tabell 5.1 ha 88 registrerte membrananlegg her i landet, hvorav<br />
27 anlegg (31 %) ikke har noen annen hygienisk barriere i form av desinfeksjon, 28 anlegg<br />
(32 %) har UV i tillegg, 23 anlegg (26 %) har klor i tillegg og 10 anlegg (11%) har både U V<br />
og klor i tillegg.<br />
5.1.1 Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann<br />
I Vannverksregisteret registreres avvik fra kravet om null E.coli i levert vann. Ikke alle<br />
vannverk rapporterer dette, men i rapport fra Vannverksregisteret for 2003 (Einan et al, 2004),<br />
som er den sist utgitte, fremgår det at det var 70 vannverk med mer enn 5 % overskridelser.<br />
Av disse var det 47 UV anlegg (67 % av alle), 15 kloranlegg (21 %), 4 anlegg med kun<br />
membranfiltrering (6%) og 4 anlegg med koagulering med etterfølgende UV eller klor. Disse<br />
vannverkene representerte imidlertid kun 37.500 pe.<br />
Det er ingen grunn til å trekke vidtgående konklusjoner på dette grunnlaget, men betrakter vi<br />
tallene relativt til antall anlegg, kan det kan tyde på at det forekommer hyppigere<br />
overskridelser av E.coli kravet i UV-anlegg enn i kloranlegg.<br />
5.1.2 Svikt i hygieniske barrierer<br />
NORVAR gjennomførte et prosjekt i 2004 : Hygieniske barrierer og kritiske punkter i<br />
vannforsyningen: Hva har gått galt (Gjerstad, K.M., 2004) hvor det ble gjennomført en<br />
landsdekkende spørreundersøkelse. Det ble avdekket 87 forskjellige eksempler på svikt i<br />
vannforsyningen, herunder i desinfeksjonen. Vi henviser til denne rapporten, men skal her<br />
kort nevne noen sentrale punkt vedrørende svikt i desinfeksjonen.<br />
Av de 24 vannverk med klordesinfeksjon som hadde rapportert (de fleste natriumhypoklorittanlegg),<br />
var det 21 episoder (i løpet av de siste 5 år) med svikt i kloreringen. Disse skyldtes<br />
delvis ulike former for teknisk svikt i selve desinfeksjonsanlegget og endringer i vannkvalitet<br />
på vannet som skulle kloreres enten som følge av store endringer i råvannskvalitet eller svikt i<br />
forbehandlingen.<br />
Undersøkelsen viste at 15 av 23 anlegg hadde automatisk måling av klorrest og av disse<br />
hadde 12 anlegg alarm til vakt. 8 av 23 anlegg hadde manuell klorrestmåling og kun 3 av<br />
disse hadde daglige målinger.<br />
Når det gjelder UV-anlegg viste undersøkelsen følgende svar :<br />
• 6 av 47 anlegg hadde ikke reservelampe tilgjengelig på anlegget<br />
• 3 av 47 anlegg kjente ikke UV anleggets dimensjoneringsdata<br />
• 4 av 47 anlegg hadde ingen faste rutiner for rengjøring av kvartsrørene<br />
• 33 av 46 anlegg hadde ikke intensitetsmåler knyttet til vakt<br />
Av andre informasjoner om vannverkene, kan nevnes:<br />
• Av de innkomne svarene var det en besøksfrekvens på gjennomsnittlig 2,3 per uke.<br />
Det vanligste var besøk én gang per uke<br />
• Over halvparten av vannverkene svarte nei på spørsmålet om de hadde installert<br />
nødstrømsaggregat eller batteri-backup.<br />
• Totalt 78 % av vannverkene hadde opplevd ett eller flere strømbrudd de siste 2 år. I<br />
gjennomsnitt ble det registrert en strømbruddfrekvens på 4.3 de siste 2 år sett under ett<br />
Selv om undersøkelsen neppe kan sies å være representativ for hele vannverk-Norge, gir den<br />
et bilde av situasjonen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 124
5.1.3 Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg<br />
NORVAR gjennomførte også et annet relevant prosjekt i 2004 som gir et innblikk i<br />
situasjonen mht desinfeksjon i Norge, nemlig prosjektet: Erfaringar med klorering og UVstråling<br />
av drikkevatn (Gøytil og Liane, 2004). Her ble det innhentet driftserfaringer fra 45<br />
vannverk av ulik størrelse, type og geografisk plassering.<br />
Rapporten går inn på en lang rekke forhold knyttet til bruk av klor- og UV-anlegg i Norge.<br />
Vi viser til rapporten og skal her bare slå fast at:<br />
• Avvikene på kloreringsanleggene var primært knyttet til svikt på selve<br />
doseringsanlegget, slike som luft i doseringspumper og funksjonssvikt i<br />
inndoseringsventiler. Alvorlige avvik har oppstått når alarm i enkelte tilfeller ikke har<br />
kommet fram til rette instans i tide<br />
• Når det gjelder UV-anlegg så det ut som det var spesielt mange problemer knyttet til<br />
spenningsvariasjoner. Det fantes også eksempler på svikt i mekanisk<br />
rengjøringssystem og underdimensjonering av anlegg<br />
• Det viste seg også at driftsoperatørene syntes det var problematisk å forholde seg til<br />
doseberegninger som blir presenterte på PLS-panel og på driftskontrollanlegg.<br />
Operatørene var usikre på om de verdier som her ble presenterte kunne benyttes til å<br />
avgjøre om man hadde tilstrekkelig barriere eller ikke.<br />
Når det gjelder kloreringsanlegg, ga ikke rapporten svar på hvilken typisk dosering som ble<br />
brukt ved anleggene eller hvordan doseringen var i forhold til råvannets kvalitet. Forfatterne<br />
har imidlertid, basert på egne erfaringer angitt en rettesnor for praktisk doserings innstilling<br />
før nærmere styring etter klorrest i forhold til det fargetall man har i vannet:<br />
< 5 mg Pt/l : 0,3 mg Cl 2 /l<br />
5 - 15 mg Pt/l : 0,5 mg Cl 2 /l<br />
15 - 25 mg Pt/l : 0,8 mg Cl 2 /l<br />
25 - 40 mg Pt/l : 1,2 mg Cl 2 /l<br />
> 40 mg Pt/l : 1,5 mg Cl 2 /l<br />
Det er svært sannsynlig at mange vannverk i Norge doserer betydelig mindre enn dette.<br />
Når det gjelder UV-anlegg anbefaler forfatterne av rapporten at man generelt ikke bør<br />
dimensjonere for en høyere UV-transmisjon enn 50 % (cm kuvette – tilsvarende 87 % ved 1<br />
cm kuvette) med mindre det kan dokumenteres at vannkvaliteten faktisk er bedre enn dette<br />
hele tiden.<br />
5.2 Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis<br />
Veiledningen til Drikkevannsforskriften til denne er vel kjent og vi skal ikke bruke mye plass<br />
til å repetere innholdet i den her. Selv om veiledningen er utarbeidet for å klargjøre lovteksten<br />
(forskriften) bidrar den også til at en viss desinfeksjonspraksis etablerer seg. I tillegg til selve<br />
Veiledningsteksten har Folkehelseinstituttet skrevet noen publikasjoner (som er å finne på<br />
Folkehelseinstituttets hjemmesider) som utdyper og diskuterer forhold som er nevnt i<br />
Veiledningen.<br />
Vi skal her begrense oss til å peke på enkelte forhold i Veiledningen som vurderes å være<br />
problematiske mht å utvikle en ”optimal desinfeksjonspraksis”. Det er spesielt Veiledningens<br />
kommentarer til Drikkevannsforskriftens paragraf 14 om Vannkilde og vannbehandling som<br />
er relevant i denne sammenhengen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 125
5.2.1 Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere<br />
Ett av problemene med å forholde seg til begrepet én hygienisk barriere, er at dette begrepet<br />
ikke er klart definert spesielt hva angår barriere i tilsigsområde/vannkilde. For disse er ikke<br />
barriereeffekten kvantifisert. Utsagn som at en innsjø har en teoretisk oppholdstid på mer enn<br />
5 mnd trenger derfor ikke resultere i en tilstrekkelig god barriere mot mikroorganismer med<br />
en viss overlevelsesevne i vann, gir ikke brukeren av Veiledningen noen holdepunkter for hva<br />
som kan være akseptabelt.<br />
Et annet eksempel er utsagnet om at dersom vannets transporttid gjennom løsmassene i<br />
umettet og mettet sone til sammen utgjør minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å<br />
inaktivere bakterier og virus. Dette er kvantitativt i den forstand at ingeniøren (eventuelt<br />
juristen) kan finne ut om grunnvannet har hatt tilstrekkelig oppholdstid, men det sier ingen<br />
ting om hvor stor grad av inaktivering man da skal regne med.<br />
Det heter videre at dersom nedbørfelt og vannkilde skal betraktes som én hygienisk barriere<br />
for et større (understreket her) vannverk, bør det for eksempel ikke påvises E. coli eller et<br />
kontinuerlig innhold av termostabile koliforme bakterier i råvannet. Spørsmålet blir her hva<br />
som menes med større vannverk og hva som, i fall definisjonen blir klar, skal gjelde for det<br />
som ikke er større vannverk.<br />
Det er også eksempler på det vi vil kalle inkonsistens. For eksempel sier Veilederen at<br />
nedbørfelt og vannkilde kan anses å ha akseptabel hygienisk barriere mhp fekal forurensing<br />
dersom man i råvannet bare har sporadiske funn av parasitter av typen Giardia eller<br />
Cryptosporidium i antall på 1 eller mindre pr. 10 L. Likeledes kan sporadiske funn av<br />
termotolerante koliforme bakterier i et antall på 3 pr. 100 mL aksepteres. Kvantifiseringen<br />
her kan man forholde seg til, men det blir vanskeligere å forstå hvorfor vannverk uten<br />
behandling som har disse konsentrasjonene kan egne med å ha en akseptabel hygienisk<br />
barriere mens vannverk med vannbehandling som har tilsvarende nivå, ikke har en<br />
tilstrekkelig god barriere.<br />
Poenget er at Veiledningen er vanskelig å forholde seg til når det gjelder barrierevirkning i<br />
nedslagsfelt/vannkilde. Vi tror det ville være en fordel om man kunne komme fram til en<br />
prosedyre som de som planlegger og godkjenner vannverk kunne bruke i sitt arbeid med<br />
dette.<br />
5.2.2 Vannbehandling som hygienisk barriere<br />
I Veiledningen heter det at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier og<br />
virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli<br />
betraktet som hygienisk barriere. Så angis det indikatorverdier for hvordan ulike prosesser<br />
må dimensjoneres eller drives for at disse kravene til inaktivering skal kunne oppnås.<br />
Det heter at to eller flere behandlingstrinn kan til sammen utgjøre én eller flere hygieniske<br />
barrierer… men samtidig står det at behandlingstrinn som har flere prosesser forventes å<br />
tilfredsstille de angitte indikatorverdier for hver av prosessene.<br />
Problemet her er, slik vi ser det, at det ikke er knyttet noen verdi til inaktiveringsgraden til<br />
ulike prosesser (inaktiveringskreditt). Dette gjør det vanskelig å regne seg fram til om man<br />
med en bestemt behandling har tilstrekkelig god barriereeffekt eller ikke. Det ville være en<br />
fordel å ha en slik beregningsmåte (slik amerikanerne har det) fordi man da kunne legge<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 126
sammen inaktiveringseffektene av de ulike behandlingstrinn for å komme fram til den totale,<br />
kvantifiserte hygieniske barriere som man har.<br />
Det kan her også være grunn til å peke på noen inkonsistenser i de verdier som er oppgitt i<br />
Veiledningen. Det nevnes at de enkelte prosessene har ulik barriere effekt, for eksempel at<br />
ozon er et kraftigere desinfeksjonsmiddel enn klor (ved like mengder og lik virketid). Likevel<br />
har man fortsatt en lavere Ct-verdi for klor (0,05 mg/l etter 30 min, tilsvarende en Ct på 1,5<br />
mg min/l) enn for ozon (0,2 mg/l etter 10 min, tilsvarende en CT på 2 mg min/l).<br />
Veiledningen til Drikkevannsforskriften er selvsagt svært nyttig, men vi tror at den er<br />
vanskelig å bruke. Vi vil derfor foreslå en prosedyre som brukere kan benyttes seg av i<br />
analysen av hva som er en optimal desinfeksjonsløsning i det aktuelle tilfellet. Dette forslaget<br />
kommer vi tilbake til i kapittel 8 og 9.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 127
6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i<br />
Norge<br />
Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med<br />
den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra<br />
andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal<br />
utmeisles.<br />
Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende spørreundersøkelse som ble<br />
besvart av eksperter i en rekke land. I tillegg har man gjort bruk av tre andre internasjonale<br />
undersøkelser:<br />
1. En studie gjort av EU i 1997 – hovedsakelig rettet mot desinfeksjonsbiprodukter<br />
(Premazzi et al, 1997)<br />
2. En nordisk sammenstilling fra 2000 om klorering av drikkevann (Hult et al, 2000)<br />
3. En sammenstilling gjort av IWA Specialist group i 2001 basert på en<br />
spørreundersøkelse blant 21 land (Jacangelo and Trussel, 2001)<br />
Det vil føre for langt å presentere disse andre undersøkelsene i denne rapporten, men de ble<br />
benyttet som grunnlag for den spørreundersøkelsen som vi gjennomførte og erfaringene fra<br />
disse tidligere undersøkelsene har påvirket innholdet i denne rapporten.<br />
6.1 Opplegget for spørreundersøkelsen<br />
Følgende land ble kontaktet: Sverige, Danmark, Finland, UK, Tyskland, Sveits, USA, Canada<br />
(staten Ontario), Japan, Australia. I tillegg fikk vi i etterhånd data fra Litauen som<br />
kommenteres separat. Et sett av spørsmål ble utsendt til sentrale personer (primært<br />
akademikere) i de ulike land, som plukket ut spesielt kompetente personer til å svare på<br />
spørsmålene. Det var en svært god tilbakerapportering. Danmark mangler imidlertid, men er<br />
mindre interessant ettersom landet stort sett bare bruker grunnvann og desinfiserer vannet i<br />
liten grad. Det manglet også direkte utfylte svar på spørreundersøkelsen fra Tyskland og<br />
Canada men mye materiale ble oversendt noe som gjør det mulig å danne seg et bilde av<br />
situasjonen i disse landene også. For de øvrige landene var tilbakemeldingen tilnærmet<br />
fullstendig.<br />
Spørreundersøkelsen inneholdt:<br />
• 3 spørsmål om utviklingen av desinfeksjonspraksis generelt<br />
• 4 spørsmål om lover, forskrifter og retningslinjer<br />
• 2 spørsmål om indikatororganismer og patogener<br />
• 3 spørsmål om bruken av desinfeksjonsmetoder<br />
• 4 spørsmål om tilsettingspunkt og doseringsmengde<br />
• 3 spørsmål om desinfeksjonsrest<br />
• 3 spørsmål om dimensjoneringskriterier og –metoder (CT)<br />
• tilleggskommentarer<br />
Det var et betydelig datamateriale som kom inn og det er en utfordring å presentere dette på<br />
en oversiktig måte. Vi har funnet at den beste presentasjonsmåten er i form av tabeller. I det<br />
følgende skal sammendragene av svarene i undersøkelsen presenters sammen med<br />
kommentarer om situasjonen i Norge. For hvert hovedavsnitt presenteres først en<br />
sammendragstabell som gir det generelle inntrykk av dette hovedspørsmålet. Deretter<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 128
presenteres tabeller som angir svarene for hvert delspørsmål. For hvert hovedavsnitt skal vi<br />
diskutere norsk desinfeksjonspraksis opp mot den som er registrert i andre land.<br />
6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis.<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne hovedavsnittet var:<br />
a) Hvilke spørsmål innen desinfeksjonspraksis er for tiden de viktigste i ditt land?<br />
b) Hva er de største endringene som har funnet sted innen desinfeksjonspraksis i ditt<br />
land i løpet av de siste 10 år og hvilke faktorer er det som har drevet fram disse<br />
endringene?<br />
c) Hvilke utviklingstrender (vedrørende desinfeksjonspraksis) er de mest typiske i ditt<br />
land?<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.1 hvor det<br />
også er laget en kolonne for situasjonen i Norge for sammenligningens skyld. Når det gjelder<br />
de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.2-Tabell 6.4.<br />
Tabell 6.1<br />
Sammendrag om desinfeksjonspraksis<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• Flere land (AUS, US, CAN) preges av endringer i<br />
lov er og regler som innebærer en endring i praksis<br />
• De f leste land peker på parasitt-problemet som<br />
driv ende kraft i disse endringene – noen (JP, CH)<br />
peker spesielt på virus<br />
• Mange peker imidlertid også på DBPproblematikken<br />
som svært v iktig f or utviklingen<br />
• De f leste land peker på at det skjer en reduksjon i<br />
bruk av klor og en økning i alternativ ene; ozon, UV,<br />
ClO 2 . De fleste peker også på økningen i bruken av<br />
membran filtrering som hygienisk barriere.<br />
Varierende f ra land til land mht bruk av<br />
kloraminering<br />
Sammenligning med Norge<br />
• Som i Norge<br />
• I Norge er forskriften (m/Veiledning) nok den<br />
viktigste driv ende kraft f or endring selv om<br />
parasitt-problematikken er viktig også hos oss<br />
• DBP-spørsmålet er lite i fokus i Norge<br />
sammenlignet med de andre land<br />
• I Norge skjer også en endring – ikke nødv endigvis<br />
en reduksjon i bruken av klor men i hv ordan<br />
bruken av klor skjer. Det skjer en økning i bruken<br />
av UV (og ozon)<br />
Tabell 6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis – spørsmål 1<br />
Hva er de mest sentrale spørsmålene knyttet til desinfeksjonspraksis for tiden?<br />
N Konsekv ensene av formaliseringen av ”to hygieniske barrierer” i drikkevannsforskriften<br />
S Prinsippet om ”multiple hy gieniske barrierer”. Diskusjon om hvordan ulike metoder påv irker ulike patogener.<br />
Klorresistens. Klorsmak og – lukt<br />
Fin Om grunnv annsf orsy ningene trenger desinfeksjon og om UV er den riktige metoden f or dette formålet.<br />
Ov erflatevannv erk har f lere ”barrierer”<br />
UK Desinf eksjon er ikke spesielt høy t på agendaen – få problemer, men man er opptatt av DBP og<br />
Cryptosporidium. Alle v annkilder må vurderes mht risiko f or Cryptosporidium<br />
GER Parasitt problemet – som søkes løst v ed å forbedre vannbehandlingen forut f or en evt desinfeksjon,<br />
primært gjennom koag./f iltrering eller membranf iltrering<br />
CH Diskusjonen rundt viktigheten av v irus. Men ingen spesielle tiltak er implementert<br />
JP Bruken av UV – om metoden gir tilstrekkelig sikkerhet i vannf orsy ningen<br />
AUS Implementeringen av ”Drinking Water Quality Framework” som v il sikre at desinf eksjonen v il bli optimalisert<br />
og driv es effektivt<br />
US Utarbeidelse av ny f orskrift (Long term (2) Enhanced Surface Water Treatment Rule) som vil styrke<br />
barrierene mot Cryptosporidium og opprettholde DBP-krav<br />
CAN Implementeringen av ”Procedure for disinf ection of drinking water in Ontario”<br />
(Ont.)<br />
LIT Alle by er desinf iserer drikkevannet med klor (klorgass eller hypokloritt). I Sovjettiden ble all desinf eksjon<br />
utf ørt ved hjelp av klorgass. Nå skjer det en storstilt omlegging til bruk av hypokloritt<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 129
Tabell 6.3<br />
Generelt om desinfeksjonspraksis – Spørsmål b<br />
Hvilke er de mest markerte endringer i desinfeksjonspraksis og hva driver disse endringene?<br />
N To hy gieniske barrierer skal implementeres. Sterk økning i bruk av UV. Økning i interesse for bruk av ozon.<br />
Endringene drev et av ny f orskrift m/v eiledning og sterk markedsf øring (UV)<br />
S Tiltak f or å minske DBP. Økning i bruk av UV for grunnvannsanlegg. Overgang fra klorgass til hypoklorittløsning.<br />
Bruk av f orblandet kloramin øker.<br />
Fin Økt bruk av UV for grunnvannsforsyninger. Klor aksepteres ikke pga lukt/smak.<br />
FIWA ga ut en v eiledning om UV-desinf eksjon i 2003<br />
UK Behov et for Cry pto-f jerning har medf ørt en markert økning i bruk av membranfiltrering som fysisk barriere –<br />
krav : < 1 oocyst/10l<br />
GER I løpet av de siste ti år har den største endringen kommet som en f ølge av de meget strenge krav til THM<br />
(
En annen forskjell er den dominerende bruk av UV-desinfeksjon i Norge. Flere land har en<br />
utstrakt bruk av UV, men ingen i så stor utstrekning som i Norge. I enkelte land (for eksempel<br />
Japan) er man fortsatt skeptisk til bruk av UV, mens man i de fleste land øker bruken av UV<br />
for å møte frykten for parasittepidemier.<br />
Norge er også det eneste land blant de som deltar i undersøkelsen som ikke har godkjent<br />
klordioksid som desinfeksjonsmiddel. Heller ikke kloramin er i særlig bruk i Norge. I flere<br />
land øker bruken av klordioksid og i noen grad kloramin som en følge av ønsket om å<br />
redusere DBP-dannelsen.<br />
Norge skiller seg også ut med en langt mer utstrakt bruk av nanofiltrering enn de fleste andre<br />
land.<br />
6.3 Om lover, forskrifter og standarder<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Hvordan blir desinfeksjon vanligvis definert i ditt land? Blir fysisk fjerning av<br />
mikroorgansimer, for eksempel ved membranfiltrering, ansett for å å være<br />
desinfeksjon?<br />
b) Hva er de viktigste forordningene (lover og forskrifter) som regulerer<br />
desinfeksjonspraksis i ditt land?<br />
c) Hvilken av vannkvalitetsstandardene finner vannverkene det vanskeligst å overholde?<br />
d) Finnes det standarder for desinfeksjonsbiprodukter i ditt land? I så fall hvilke og hva<br />
er standarden?<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.5. Når det<br />
gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.6- Tabell 6.9.<br />
Tabell 6.5<br />
Generelt om lover, forskrifter og standarder<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• EU-direktivet sty rer Europa men de f leste<br />
landene har egne lover. Mange har relativt<br />
”runde” bestemmelser. USA’s arbeid mot sv ært<br />
detaljerte regler kan bli viktig.<br />
• Noen land har absolutte krav til at vannet skal<br />
desinfiseres (US,CAN,JP)<br />
• USA legger vekt på utvikling av prosedyrer for<br />
ov ervåkning og kontroll. Canada har laget egen<br />
”Procedure f or disinfection”<br />
• Varierende hv a som oppf attes som de<br />
vanskeligste krav å tilfredstille<br />
• Alle land har krav til DBP, men krav ene v arierer<br />
my e (også innenfor EU) også mht hv ilket stoff<br />
man har krav til<br />
- TTHM (µg/l) : 10 (GER) - 250 (AUS)<br />
- BrO 3 - (µg/l) : 5 (USA) - 25 (GER)<br />
- HAAC (USA, JP, Aus)<br />
- Kloritt (USA, GER)<br />
- Andre (AUS)<br />
Sammenligning med Norge<br />
• Som i Norge – Drikkevannsforskriften er meget<br />
streng, men også ganske uklar. Ingen andre<br />
land har satt et krav om et bestemt antall<br />
hy gieniske barrierer<br />
• Norge har også et slikt krav<br />
• I Norge gir Veiledningen liten instruksjon for<br />
hv ordan man skal gå f ram for å f inne optimal<br />
desinf eksjon<br />
• I Norge oppf attes nok i dag krav et til to hygieniske<br />
barrierer som det v anskeligste å oppfylle<br />
• I Norge:<br />
- TTHM (µg/l) : 50<br />
- BrO 3 - (µg/l) : 5<br />
- Ingen andre DBP i Norge<br />
• Norge har det strengeste bromat-kravet i verden<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 131
Tabell 6.6<br />
Om lover og forskrifter – Spørsmål a<br />
Hvordan defineres desinfeksjon? Blir fysiske prosesser som membranfiltrering oppfattet som en<br />
desinfeksjonsprosess?<br />
N 3 log inaktiv ering av v irus, 2 log inaktiv ering av parasitter (protozoer). Membranf iltrering akseptert som<br />
hy gienisk barriere for poreåpninger < 10 nm<br />
S Ingen spesif ikk def inisjon. Noen metoder er akseptert som barrierer (for eksempel kjemisk rensing,<br />
langsomsandfiltrering, primærdesinfeksjon, membranf iltraring med absolutt poreåpning < 100 nm)<br />
Fin Det finnes ingen spesiell f insk standard for drikkevann utov er EU-direktivet f or drikkev ann (DWD) og<br />
dermed heller ingen spesiell definisjon<br />
UK Ingen f ormell definisjon. Drikkev ann skal være ”free of any pathogenic organism” med standarder f or<br />
E.coli, koliforme bakterier og Cryptosporidium<br />
GER Desinf eksjon def inert som bruk av kjemiske eller fysiske metoder (membran-filtr.) for å hindre patogener i<br />
drikkev ann. Desinfeksjon er ikke obligatorisk og mange v annverk desinfiserer ikke.<br />
CH Ingen spesif ikk def inisjon. Det behandlede v annet må møte krav ene mht kimtall, E.coli og Enterokokker.<br />
UF-membraner anses som verdif ull desinfeksjonsmetode<br />
JP Ingen spesif ikk def inisjon. Klor må tilsettes. E.coli må ikke detekteres. Membranf iltrering brukes som<br />
fysisk barriere mot Cryptosporidium<br />
AUS Ingen deteksjon av E-Coli eller termotolerante coli. Opp til 10 coli/100 ml aksepteres nå f ra tid til annen<br />
(tidligere: 0 coli i >95 % av prøv er)<br />
US 4 log inaktiv ering av v irus og 3 log inaktiv ering av Giardia (snart også Cryptosporidium) knyttet til CTberegninger.<br />
Membranf iltrering aksepteres å gi en viss log-reduksjon i barriere-beregningen<br />
CAN Ov erflatevann: 2 log Cryptosporidium inaktiv ering, 3 log Giardia inaktiv ering og 4 log virus inaktiv ering<br />
(Ont.) hv orav minst 0,5 log Giardia og 4 log v irus i desinfeksjonssteget<br />
LIT Fysiske prosesser som filtrering ansees ikke som desinfeksjon<br />
Tabell 6.7<br />
Om lover og forskrifter – Spørsmål b<br />
Hva er den viktigste lovforordning for desinfeksjonspraksisen?<br />
N Drikkev annsforskriften (Sosial og helsedepartmentet, 2001) som er basert på EU’s Drikkev annsdirektiv<br />
(98/83/EF)<br />
S Drikkev annsforskriften (Livsmedelsverket, SLVFS 2001:30) som er basert på EU’s Drikkev annsdirektiv<br />
(98/83/EF) – i tillegg en veiledning som brukes i praksis omlag som en f orskrift<br />
Fin Det europeiske drikkev annsdirektiv et (98/83/EF) (DWD).<br />
UK ”Water Quality Regulation” (2001) basert på EU’d Drikkevannsdirektiv pluss standard for Cryptosporidium:<br />
< 1 oocyst/10l<br />
GER Regulert gjennom German Drinking Water Act (f orskrift sist regulert 2001). Det finner en rekke forskrifter og<br />
retningslinjer, bl.a. for de ulike metodene<br />
CH Den sveitsiske hygiene forskriften (Swiss ordonance for hygiene)<br />
JP Vannv erksloven. Veiledning for barriere mot Cryptosporidium Prov isional Guideline for Protection of<br />
Waterworks f rom Cryptosporidium)<br />
AUS Ingen f orskrift/lov. Drinking water quality guidelines som tilnærmet alle v annverk tilfredstiller. Hver stat<br />
setter egne standarder.<br />
US ”The Surf ace Water Treatment Rule (1989) og snart (2005/2006) ”The Long-term(2) Enhanced Surface<br />
Water Treatment Rule”<br />
CAN ”Saf e Drinking Water Act” med retningslinjer : ”Procedure f or disinfection of drinking water in Ontario”<br />
(Ont.)<br />
LIT Hy giene veiledningen HN: 2003 (Rule on drinking water safety and quality) basert på EU’s<br />
Drikkev annsdirektiv (98/83/EF)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 132
Tabell 6.8<br />
Om lover og forskrifter – Spørsmål c<br />
Hvilken av kravene i lovforordningen finner vannverkene det vanskeligst å overholde?<br />
N Krav et til ”to hygieniske barrierer”. Ingen deteksjon av C. perfringens, E. Coli, Intestinale enterokokker og<br />
kolif orme bakterier i den påbudte kontroll<br />
S Mange grunnv annsv erk tilf redstiller ikke kravet til hygienisk barriere. Endring i analytisk metode (2 til 3<br />
døgn) f or kimtall har f ørt til økte verdier<br />
Fin Ingen store problemer med standardene i drikkevannsdirektivet. 99,9 % av alle innleverte prøv er tilf redstilte<br />
hhv E.coli og 98,9 Enterococci i rapporteringen som krev es av Drikkev annsdirektiv et<br />
UK Kravet til Cryptosporidium: < 1 oocyst (levende eller døde) i 10 l vann<br />
GER Vanskelig å svare, men sannsy nligvis er THM-kravet på 10 µg/l v anskeligst, noe som har f ørt til at bruken<br />
av klor har blitt svært redusert og at DOC-f jerningen har blitt svært omfattende<br />
CH Ingen svar<br />
JP Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l. Ikke egentlig vanskelig å oppnå, men v annverkene<br />
prøv er å ligge tett på f or å redusere lukt/smak<br />
AUS Tidligere: krav et om 0 coli i >95 % av prøv er. Dette kravet har nå f alt bort. Noen v annverk har problemer<br />
med DBP-krav ene<br />
US Kravene som stilles for å kontrollere parasitter samt DBP<br />
CAN Ukjent<br />
LIT Ukjent<br />
Tabell 6.9<br />
Om lover og forskrifter – Spørsmål d<br />
Er det krav til DBP? I så fall hvilke og til hvilket nivå?<br />
N<br />
S<br />
Fin<br />
UK<br />
GER<br />
CH<br />
JP<br />
AUS<br />
US<br />
CAN<br />
LIT<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 50 µg/l. Bromat, BrO3- : 5 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 50 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l. Bromat, BrO3- : 10 µg/l<br />
Totale trihalometaner, THM (4): 10 µg/l. Bromat, BrO3- : 25 µg/l, Kloritt, ClO2-: 200 mg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 20 µg/l (beregnet som Cl). Bromat, BrO3- : 10 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l, Kloroform : 60 µg/l<br />
HAAC (3 f orbindelser) : 20 µg/l (monoklor-AC), 40 µg/l (diklor-AC), 200 µg/l (triklor-AC),<br />
Bromat, BrO3- : 10 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 250 µg/l<br />
HAAC (3 f orbindelser) : 150 µg/l (monoklor-AC), 100 µg/l (diklor-AC), 100 µg/l (triklor-AC)<br />
Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloral hy drat: 20 µg/l, Cyanogen klorid: 80 µg/l<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 80 µg/l, HAAC (5 forbindelser) : 60 µg/l<br />
Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloritt, ClO2- : 1,0 mg/l<br />
Ukjent<br />
Totale trihalometaner, TTHM : 60 µg/l. Bromat, BrO3- : 25 µg/l<br />
6.3.1 Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre land<br />
Vi har allerede nevnt over det faktum at Norge er det eneste landet som har nedfelt kravet om<br />
2 hygieniske barrierer i selve lovteksten.<br />
Noen land (USA, Canada og Japan) har, som Norge, et krav til at alt vann skal være<br />
desinfisert, mens noen land (for eksempel Tyskland) har en praksis (utstrakt fjerning av DOC<br />
og økt bruk av grunnvann) som inspirerer til å unngå tilsetting av desinfeksjonsmiddel i størst<br />
mulig grad.<br />
Noen land (USA og Canada er de fremste eksponenter) har et meget rigorøst regelverk knyttet<br />
til det å sikre hygieniske barrierer i drikkevannsforsyningen. I USA og Canada setter de ikke<br />
bestemte krav til det behandlede vannets innhold av ulike organismer. De setter detaljerte<br />
krav til hvordan behandlingen skal være, for at barrieren skal være god nok. Dette er en mer<br />
proaktiv holdning til spørsmålet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 133
Den norske veiledningen til drikkevannsforskriften er langt mindre presis og brukbar for de<br />
som skal planlegge, bygge, drive og forvalte vannverk, enn de regler som gjelder i enkelte<br />
andre land (USA, Tyskland, Canada). Mange andre land har også et ganske omfattende<br />
regelverk som imidlertid i liten grad er samlet.<br />
Det er interessant å bemerke at alle EU-landene følger EU-direktivet, men de har alle<br />
særskilte forordninger i sine land. Disse kan til dels være ganske annerledes enn teksten i<br />
direktivet. Det gjør at desinfeksjonspraksis i de ulike EU-landene er ganske forskjellig.<br />
6.4 Om indikatororganismer og patogener<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Hvilke mikroorganismer benyttes som indikator-organismer?<br />
b) Rangér fra 1 til 4 de mikroorganismer som skaper de største bekymringer. Forandrer<br />
desinfeksjonspraksis seg for å adressere disse?<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.10. Når det<br />
gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.11- Tabell 6.12.<br />
Tabell 6.10 Generelt om indikatororganismer og patogener<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
Indikatororganismer<br />
• De f leste land benytter :<br />
- E.coli,<br />
- Kolif orme bakterier<br />
- Enterokokker<br />
som indikasjon på fekal f orurensning<br />
• Noen land (S,Fin,UK) bruker C. perfringens<br />
• USA bruker ikke indikatorer. Krav knyttes til<br />
desinf eksjonsmetoden (CT-prinsippet)<br />
Patogener<br />
• De mest bekymringsf ulle patogener er:<br />
1. Crypto/Giardia<br />
2. Norovirus<br />
3. Campy lobacter<br />
4. Legionella<br />
Sammenligning med Norge<br />
Indikatororganismer<br />
• Som i Norge:<br />
- E.coli,<br />
- Kolif orme bakterier<br />
- Intestinale enterokokker<br />
som indikasjon på fekal f orurensning<br />
• Norge bruker nå C. perfringens<br />
Patogener<br />
• De mest bekymringsf ulle patogener er:<br />
1. Norovirus<br />
2. Campy lobacter<br />
3. Crypto/Giardia<br />
4. Legionella<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 134
Tabell 6.11 Om indikatororganismer og patogener – Spørsmål a<br />
Hvilke mikroorganismer benyttes som indikatororganismer?<br />
N E.coli og koliforme: indikator f or patogener f ra f ersk, fekal f orurensning<br />
Intestinale enterokokker: indikator på fekalpatogener med lang ov erlevelsestid<br />
C. perfringens: indicator f or parasittsporer<br />
S E.coli, koliforme og Intestinale enterokokker : indikator f or av løpsforurensning<br />
C. perfringens: analyseres som sporer og aktive bakterier<br />
Det forskes på bruk av mikroalger som indikator f or Cryptosporidium<br />
Fin C. perfringens, E.coli og total koliforme, Intestinale enterokokker<br />
UK E.coli og koliforme og kimtall (22oC og 37oC) brukes som indikatorer. C. perfringens brukes i spesielle<br />
tilf eller i jakten på parasitter<br />
Cryptosporidium oocy ster analyseres det på i alle v annkilder som anses utsatte<br />
GER E.coli, koliforme og fekale streptokokker (0/100 ml). Kimtall (22oC og 36oC)
Norge har tatt i bruk C. perfringens noe som ikke er alment innført i alle andre land. Det var<br />
bare Sverige, Finland og England som rapporterte at denne mikroorgansimen ble benyttet.<br />
Ettersom sporedannendene bakterier som C. perfringens har høy resistens overfor<br />
desinfeksjonsmidler, brukes den i Norge som en indikator på resistente patogener f.eks.<br />
parasitter. C. perfringens er en sporedannende bakterie som forekommer regelmessig i<br />
avføring, men i mye lavere antall enn E. coli. Sporer av denne bakterien kan imidlertid<br />
overleve i mange år ute i naturen og relevansen som indikator på fekal forurensing er derfor<br />
uklar.<br />
På samme måte som parasitter har bakterier blitt foreslått benyttet som indikator på hvor<br />
desinfeksjonseffektivitet overfor parasitter, men dette er også svært kontroversielt ettersom jo<br />
det ikke sier noe som helst om den faktiske forekomsten av parasitter. Det er grunn til å hevde<br />
at en bedre strategi her vil være å sørge for, gjennom bruk av Ct prinsippet at forutsetningene<br />
for inaktivering av parasitter faktisk er til stede.<br />
På grunn av at Norge har tatt C. perfringens i bruk som indikator både i råvann og i behandlet<br />
vann, har vi i den foreslåtte prosedyre for å sikre tilstrekkelig hygienisk barriere (se kapittel 8)<br />
tatt med C. perfringens som et indikatorelement for mulighet for forekomst av parasitter i<br />
råvannskilden. Men også dette er kontroversielt ettersom sporene av bakterien kan overleve<br />
svært lenge i naturen slik at det ikke nødvendigvis er noen god sammenheng mellom<br />
innholdet av C. perfringens og parasitter i vannet.<br />
Disse forhold fører til at nytteverdien av bruk av C. perfringens som indikator er omstridt og<br />
har ført til igangsetting av et arbeid i EU der en vurderer å trekke tilbake denne<br />
analyseparameteren i drikkevannssammenheng.<br />
De mest bekymringsfulle patogener<br />
Også når det gjelder dette punktet var det liten forskjell mellom Norge og de andre land.<br />
Spørsmålene ble stilt før Giardia-epidemien i Bergen og Folkehelseinstituttet mente da at<br />
Norovirus representerte den største bekymringen i Norge (slik også Finland svarte) mens<br />
mange andre land hadde størst bekymring overfor parasittene. Ellers var det de samme<br />
mikroorganismene som stort sett fantes blant de som ble ansett som mest bekymringsfulle i<br />
alle land.<br />
Det kom fram at det er økende bekymring overfor virus i flere land blant annet fordi forskning<br />
har vist indikasjoner på at desinfeksjonseffektiviteten med flere metoder (bl.a. UV) er mindre<br />
enn tidligere antatt.<br />
6.5 Om bruk av desinfeksjonsmetoder<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Rangér de 5 mest brukte desinfeksjonsmetodene<br />
b) Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk til desinfeksjon?<br />
c) Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder?<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.13. Når det<br />
gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.14 - Tabell 6.16.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 136
Tabell 6.13 Generelt om desinfeksjonsmetoder<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• De v anligste desinfeksjonsmetodene<br />
o Klorering<br />
o UV (primært små anl)<br />
o Ozonering<br />
o Klordioksy d<br />
o Kloraminering (ikke tillatt i GER)<br />
• UV og ozon forv entes å øke sine andeler<br />
• Ozon mest brukt som oksidasjons middel –<br />
sjelden til slutt<br />
• Andre metoder (AOT) lite f okusert<br />
• Noen land (GER, CH) ønsker å minimere<br />
behov et for/bruken av desinf eksjon<br />
• FoU – ikke spesielt stor, men rettes spesielt<br />
mot UV, ozon og membran<br />
Sammenligning med Norge<br />
• De v anligste desinfeksjonsmetodene<br />
o Klorering<br />
o UV (størst mht antall anlegg)<br />
o Ozonering lite brukt<br />
o Klordioksyd ikke tillatt<br />
o Kloraminering lite brukt<br />
• Som i Norge<br />
• Som i Norge<br />
• Ozon lite brukt<br />
• AOT ikke i bruk<br />
• Norge har krav til at desinfeksjon skal inngå<br />
• Sv ært lite FoU om desinfeksjon i Norge<br />
Tabell 6.14 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål a<br />
Rangér de fem mest brukte desinfeksjonsmetodene?<br />
N 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Membran(nano)filtrering, 4. Ozonering, 5. Andre-<br />
Kloramin sjelden brukt, klordioksyd ikke tillatt<br />
S 1. Klorering, 2. Klordioksy d, 3. UV<br />
Fin 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Ozonering, 4. Membran(nano)f iltrering, 5. Ingen<br />
andre<br />
UK 1. Klorering, 2. UV<br />
GER 1. Hypokloritt, 2. Klorgass, 3. Klordioksyd, 4. UV (Kloraminering ikke tillatt)<br />
CH 1. UV, 2. Klorering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membran(nano)filtering<br />
JP 1. Klorering (alle), 2. Ozonering (ved store anlegg), 3. Membranf iltrering (ved små anlegg)<br />
AUS 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. UV , 5. Klordioksy d<br />
US 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membraner<br />
CAN Ukjent<br />
(Ont.)<br />
LIT 1. Hypokloritt, 2. Klorgass<br />
Tabell 6.15 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål b<br />
Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk for desinfeksjon?<br />
N UV og nanofiltrering er allerede mye brukt – og f orventes å øke ytterligere. Ozonering er økende. Avanserte<br />
oksidasjonsprosesser (AOP) ikke brukt ennå<br />
S UV f orventes å øke og sannsy nligvis også membranf iltrering<br />
Fin UV er allerede mye brukt. Membranfiltrering f oreløpig lite brukt.<br />
Av anserte oksidasjonsprosesser (AOP) foreløpig ikke benyttet<br />
UK Bruk av UV er økende men f oreløpig benyttes alltid klorering i tillegg til UV for å oppnå rest på nettet<br />
GER Økende bruk av klordioksid og UV. Ozon brukes både som oksidasjonsmetode og desinf eksjonsmetode<br />
men normalt ikke som siste steg (brukes normalt med etterf ølgende filtrering. Kun v ed svært lav e DOC kan<br />
ozon tillates som siste steg<br />
CH UV svært v anlig, Ozonering brukt i mange ti-år<br />
JP Bruk av UV er under sterk debatt. Japanerne har funnet at UV ikke alltid er effektiv ov erfor protozoer<br />
AUS Bruk av UV er økende.<br />
AOT : Det forskes på bruk av Fentons reagent for oksydasjons-f ormål, men ikke for desinf eksjon<br />
US Forv entet økt buk av UV og membraner (den siste øker allerede). Den nye forskriften (rettet mot<br />
Cryptosporidium) v il her være drivende kraft<br />
CAN Ukjent<br />
(Ont.)<br />
LIT Ozon og UV er ikke tatt i bruk<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 137
Tabell 6.16 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål c<br />
Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder?<br />
N Liten FoU-innsats men noe FoU rettet mot virus-fjerning ved UV, Ozonering og membranfiltrering<br />
S Studier knyttet til innf lytelse av råvannskv alitet og driftsf orstyrrelser på desinf eksjon samt studier av<br />
endringer på nettet v ed ulike desinfeksjonsmetoder<br />
Fin FoU rettet mot desinfeksjon i små vannv erk<br />
UK Generelt liten FoU-innsats rettet mot desinf eksjon, men noe FoU rettet mot Crypto-fjerning ved UV – som<br />
en del av internasjonale FoU-program<br />
GER Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering<br />
CH Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering<br />
JP Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering<br />
AUS FoU rettet mot effekt av ulike metoder spesielt ov erfor Cryptosporidium. Dannelse av NDMA i<br />
kloramineringssystemer er også et v iktig FoU-punkt<br />
US Det forskes på alle metoder, men f okus i det siste har spesielt v ært rettet mot UV og membraner<br />
CAN Ukjent<br />
(Ont.)<br />
LIT Det foregår forskning vedrørende NaOCl, Cl 2 og O 3<br />
6.5.1 Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike<br />
desinfeksjonsmetoder<br />
På dette punktet skiller Norge seg ut ved at det er to helt dominerende desinfeksjonsmetoder i<br />
landet (klorering og UV) mens man i de fleste land har en noe større variasjon i bruk av<br />
metoder. Norge skiller seg også ut blant de land som her var med, ved at Norge ikke har<br />
godkjent bruk av klordioksyd. Klorering er den dominerende metode i alle land. I de fleste<br />
land er bruk av UV økende og i Sveits er metoden, som i Norge, dominerende hva angår<br />
antall anlegg. Ozonering, som er lite brukt i Norge og Sverige, er mye brukt i de fleste andre<br />
land, ikke kun for desinfeksjon men som en kombinert oksidasjons- og desinfeksjonsmetode.<br />
Kloraminering brukes primært i USA og Australia, mens denne metoden ikke er tillatt i<br />
Tyskland.<br />
I alle land hevdes det at bruken av UV forventes å øke som en følge av bekymringen for<br />
parasitter. Japan er kanskje det land som er mest skeptisk til bruk av UV, spesielt pga<br />
bekymringen for metodens evne til å inaktivere virus. Noen land (for eksempel England) ser<br />
på UV kun som et tillegg til klorering primært rettet mot parasitter. I alle land forventes en<br />
øket bruk av membraner som et element i en strategi retter mot multiple hygieniske barrierer.<br />
Det var forbausende at nesten alle land hevdet at det var en relativt liten FoU-aktivitet rettet<br />
mot desinfeksjon generelt. Den som pågikk var i hovedsak rettet mot UV, membranfiltrering<br />
og ozon, med tanke på parasittinaktivering. Det foregår også interessant forskning knyttet til<br />
avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) som imidlertid er mer oksidasjonsrettet enn<br />
desinfeksjonsrettet.<br />
6.6 Om tilsettingspunkt og doseringsmengde<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlingsanlegget? Har<br />
tilsettingspunktene endret seg de siste ti år?<br />
b) Hva er vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen?<br />
c) Hva er typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen?<br />
d) Hvilke rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess?<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 138
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.17. Når det<br />
gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.18- Tabell 6.21.<br />
Tabell 6.17 Generelt inntrykk om tilsettingspunkt og doseringsmengde<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• Klor tilsettes vanligvis som siste<br />
behandlingssteg (påbudt i GER)<br />
• Enkelte land (USA, AUS, JP) tillater<br />
f orklorering<br />
• Ozon og ClO 2 tilsettes i prosessen – også for<br />
foroksidasjon (CH)<br />
• Vanlige doseringsmengder<br />
- Klor (mg/l) : 0,1 (GER) – 16 (USA)<br />
- Ozon (mg/l): 1 (CH) – 10 (GER)<br />
- ClO 2 (mg/l): 0,05 (GER) – 3 (USA)<br />
- UV (mWs/cm 2 ); 25 (Fin) – 40 (CH)<br />
• Kontakttider<br />
- Klor: 30–60 min<br />
- Ozon: 2 – 20 min<br />
- UV: Ukjent f or de fleste<br />
• Desinf eksjonssteget i flerstegsprosess:<br />
- Ozon/ClO 2 brukes inne i prosessen<br />
- Klor/ClO 2 ikke tillatt inne i prosessen (GER)<br />
Sammenligning med Norge<br />
• I Norge brukes klor normalt som siste<br />
behandlingssteg bortsett fra i de tilf ellene der<br />
pH korreksjon pga korrosjonskontroll finner<br />
sted etter kloreringen<br />
• Ikke brukt i Norge så v idt oss bekjent<br />
• Ozon tilsettes i Norge både som forozonering<br />
og etterozonering<br />
• Vanlige doseringsmengder i Norge<br />
- Klor (mg/l) : 0,2 – 0,6<br />
- Ozon (mg/l): 3-5 (1 gO 3 /gTOC)<br />
- ClO 2 (mg/l): ikke tillatt<br />
- UV (mWs/cm 2 ); 30 – 40<br />
• Ty piske kontakttider i Norge<br />
- Klor: 30 min<br />
- Ozon: 10<br />
- UV: Ukjent<br />
• Ikke brukt my e i Norge bortsett f ra v ed<br />
ozonering/biof iltrering hvor ozon nærmest er<br />
f orbehandling<br />
Tabell 6.18 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål a<br />
Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlings-anlegget? Har tilsettingspunktene endret seg de<br />
siste 10 år?<br />
N Vanligv is som siste behandlingssteg. Når pH korrigeres f or korrosjonskontroll, skjer imidlertid dette v anligvis<br />
etter kloreringen. Enkelte anleggstyper (for eksempel Moldeprosessen) umuliggjør dette. Ingen endring de<br />
siste 10 år<br />
S Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ingen<br />
endring de siste 10 år<br />
Fin Alltid som siste behandlingssteg etter NOM-f jerning. I noen tilfeller tilsettes ClO2 midt i prosessen for å<br />
oksidere mangan. Forklorering ble avsluttet ca 1980<br />
UK Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ved<br />
manganf jerning i f iltre, doseres klor ofte f ør filteret. Endring: Redusert bruk av f orklorering<br />
GER Klor og klordioksid tilsettes kun til slutt i totalprosessen i motsetning til ozon som oftest brukes også som<br />
oksidasjonsmiddel og som sjelden brukes til slutt<br />
CH Ozon brukes (overf latev ann) både som f orozonering og intermediær ozonering.<br />
Sluttdesinfeksjon for nettet brukes ikke. Mange v annverk desinfiserer ikke.<br />
JP Vanligv is som siste behandlingssteg, men når algev ekst forv entes, tilsettes klor eller klordioksyd som<br />
f orbehandling. Ingen endring siste 10 år<br />
AUS Vanligv is som siste behandlingssteg. Forklorering praktiseres også for å kontrollere algevekst i anlegget.<br />
Ingen endring siste 10 år<br />
US Tilsetting av desinf eksjonsmiddelet brukes både som f orbehandling, som intermediær prosess og som<br />
sluttprosess<br />
CAN Det skilles klart mellom ”primærdesinfeksjon” og ”sekundærdesinfeksjon”. Forskrift regulerer om både<br />
(Ont.) primær- og sekundærdesinf eksjon kreves (normalt)<br />
LIT Kloreringen beny ttes bare som sluttdesinf eksjon. Det har ikke v ært noen endring i dette i det siste<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 139
Tabell 6.19 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål b<br />
Hva er de vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen?<br />
N Klor : 0,2 – 0,5 mg/l<br />
Ozon : 3-5 mg/l (brukt for NOM-f jerning i ozonerings/biofiltreringsanlegg)<br />
UV: 30.000 µWs/cm 2<br />
S Klor : 0.3 – 0,6 mg/l (maks 1,0 mg/l tillatt)<br />
ClO 2 : Maks NaOCl for produksjon av ClO 2 :0,7 mg/l<br />
UV : 30.000 µWs/cm 2<br />
Fin Klor : 0.2 – 1,0 mg/l, Ozon : 1-2 mg/l<br />
UV : 25.000 - 40.000 µWs/cm 2<br />
UK Klor : 0.5–1,5 mg/l (av og til ”superklorering”, 2-3 mg/l, for å f jerne ammonium)<br />
UV : 25.000 µWs/cm 2 , Ozon :lite brukt<br />
GER Klor : 0,1 (min) -1,2 (maks) mg Cl 2 /l, Klordioksyd: 0,05 (min) – 0,4 (maks) mg/l<br />
Ozon : 10 mg/l (maks)<br />
UV : 40.000µWs/cm 2<br />
CH Klor : 0.1 – 0,2 mg/l ,<br />
Ozon :1 – 2 mg/l<br />
UV : 40.000 µWs/cm 2<br />
JP Klor : Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l<br />
AUS Klor : 0.5 – 10 mg/l , Kloramin : 0,5 – 5 mg Cl 2 /l, ClO 2 : 0,5 – 2 mg ClO 2 /l<br />
Ozon : Restozon på 0,3 mg/l når brukt i O 3 /GAC anlegg<br />
UV : 40.000 µWs/cm 2<br />
US Klor : 1-16 mg Cl 2 /l, 0,5-5 mg Ca(OCl) 2 /l, 0,5-2 mg NaOCl/l<br />
Klordioksy d : 0,2 – 3 mg/l, Kloramin: 1-3 mg/l<br />
Ozon : 0,5-5 mg/l<br />
CAN Ukjent<br />
(Ont.)<br />
LIT Klor : 0,7 – 1,0 mg Cl 2 /l<br />
Tabell 6.20 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål c<br />
Hva er de typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen?<br />
N<br />
S<br />
Fin<br />
UK<br />
GER<br />
CH<br />
JP<br />
AUS<br />
US<br />
CAN<br />
(Ont.)<br />
LIT<br />
Klor : 30 min, Ozon : 10 min, UV : Ukjent<br />
Klor : Vanligvis lang i ledningsnettet (> 30 min), UV : Ukjent<br />
Klor : Ukjent, Ozon : 20 min, UV : Ukjent<br />
Klor : 30-60 min, Ozon : lite brukt, UV : Ukjent<br />
Klor : Normalt ca 30 min til første for bruker (ikke krav), Ozon og UV : Ukjent<br />
Klor : Bare i ledningsnettet (> 60 min), Ozon : 10 - 30 min, UV : Ukjent<br />
Klor: Minst 12 timer v ed ca 1,0 mg Cl 2 /l ved høy debasseng (at distribution pond)<br />
Klor : 30 min, Kloramin : >30 min i anlegget og 1-2 timer f ør f ørste f orbruker<br />
Ozon : 10 min , UV : Ukjent<br />
Klor : fra et par minutter til flere timer. Kloramin: 20 min – 12 timer<br />
Ozon : 2 – 20 min, UV : fra sekunder til 1-2 minutter<br />
Praksis by gger på Ct-prinsippet<br />
Klor : 30 min<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 140
Tabell 6.21 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål d<br />
Hvilken rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess?<br />
N Normalt ingen – bortsett fra i ozonerings/biofiltreringsanlegg hvor ozon brukes som oksidasjonsmiddel for<br />
bleking av NOM samt oksidasjon Fe, Mn etc<br />
S Normalt ingen, men ozon og ClO 2 brukes f or lukt og smaksreduksjon. O3 kombineres med aktivt kull for å<br />
f jerne biodegradérbare produkter av ozonering.<br />
Fin Ozon brukes for å f jerne lukt og smak, redusere DBP-potensial, redusere nødv endig UV-dose (reduserer<br />
UV-absorbans). ClO 2 brukes f or mangan f jerning<br />
UK Normalt ingen bortsett f ra når klor brukes i manganf jerningen. Ozon brukes ikke som desinfeksjonssteg<br />
men kan brukes for oksidasjonf ormål<br />
GER Klor og klordioksid kan ikke brukes (som oksidasjonsprosess) inne i totalprosessen (kun til slutt) i<br />
motsetning til ozon (som sjelden brukes til slutt)<br />
CH Sv ært viktig. En undersøkelse v iste at 90 % av v annverkene som bruker ozon, gjør dette for<br />
desinf eksjonsformål<br />
JP Ozonering er v anligv is installert som oksidasjonsprosess (f or lukt og smak-reduksjon), men vurderes i dag<br />
som en av desinfeksjonsprosessene<br />
AUS Desinf eksjonsprosessene brukes aktivt som oksydasjonsmidler i hele prosessen. Forklorering benyttes mot<br />
algev ekst. Ozonering/GAC brukes mot algetoksiner<br />
US Intet svar – f orsto ikke spørsmålet, men det er klart at klor og klordioksid brukes på flere steder i anlegget i<br />
USA. Det samme gjelder ozon.<br />
CAN Man f år log-kreditt f or ulike behandlingsprosesser i prosess-toget<br />
(Ont.)<br />
LIT Ikke besvart<br />
6.6.1 Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og<br />
doseringsmengde<br />
6.6.1.1 Tilsettingspunkt<br />
Som ventet tilsettes klor vanligvis som siste behandlingssteg. Dette er til og med påbudt i<br />
Tyskland. Dersom man må foreta en pH-korreksjon pga korrosjonskontroll bør imidlertid<br />
klortilsettingen skje før pH-økningen for å oppnå best desinfeksjonseffekt. Dette er nok et<br />
viktigere punkt i Skandinavia hvor vi ofte har råvann med lav alkalitet som krever<br />
korrosjonskontroll. I enkelte anleggstyper, for eksempel i Moldeprosessen er det umulig å<br />
foreta klorering før etter at pH er øket. Dette vil medføre at denne metoden krever høyere<br />
klordoser.<br />
Der er få land (USA, Australia, Japan) som nå benytter forklorering. Slik praksis har vi aldri<br />
hatt i Norge og det er det heller ingen grunn til.<br />
Når ozon og klordioksid benyttes, tilsettes disse ofte i selve behandlingsprosessen for å oppnå<br />
oksidasjon. Dette kan i og for seg være første behandlingstrinn, slik det jo nå er tilfellet i de<br />
anlegg for ozonering/biofiltrering som er bygget her i landet. Ettersom ozon/klordioksid ikke<br />
danner trihalometaner ved reaksjon med humus, representerer det ikke et tilsvarende problem<br />
som man har ved forklorering.<br />
6.6.1.2 Doseringsmengder<br />
Grovt sagt så brukes det mindre klor i Norge enn i de fleste andre land, til dels som en følge å<br />
at mange vannverk har et lavt klorforbruk. Det finnes, så vidt kjent, imidlertid ingen statistikk<br />
over klorforbruket ved norsk vannverk. Med tanke på at et er en rekke vannverk som har høyt<br />
innhold av humus i råvannet og en beskjeden behandling, er det grunn til å tro at mange<br />
anlegg doserer mindre enn det som skal til for å opprettholde en klorrest på 0,05 mg Cl 2 /l etter<br />
30 min kontakttid.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 141
De anlegg som bruker ozon i Norge, doserer mye (typisk 1 gO 3/ g TOC), relativt sett, ettersom<br />
ozonet benyttes som oksidasjonsmiddel for å fjerne farge. Dette sikrer en svært god hygienisk<br />
barriere, helt sikkert tilstrekkelig mht bakterier, virus og Giardia. Dimensjoneringen mht Ct<br />
vil være avgjørende for om dosen er tilstrekkelig mht Cryptosporidium (se senere).<br />
Når det gjelder UV ligger kravet til UV-dose i Norge (30 mWs/cm 2 ) om lag på det samme<br />
nivå som i andre land som bruker UV. Tyskland og Sveits (samt Australia) har lagt seg på 40<br />
mWs/cm 2 som er den dose Folkehelseinstituttet anbefaler for inaktivering av bakteriesporer.<br />
6.6.1.3 Kontakttid<br />
I Norge setter Veiledningen til Drikkevannsforskriften et krav om målbar restklormengde<br />
(0,05 mg fritt klor/l etter 30 min kontakttid) og restozonmengde (0,2 mg ozon/l etter 10 min<br />
kontakttid). Det ser ikke ut til at de andre landene setter noe tilsvarende krav. De land som har<br />
regler for dette (USA, Canada), knytter kravene til Ct-prinsippet, noe som innebærer at man<br />
ser konsentrasjon og kontakttid i sammenheng. Dette kommer vi tilbake til i kap 7.<br />
De land som oppgir hva som er vanlig å benytte, oppgir kontakttider i områder 30 – 60 min<br />
for klor og 2 – 20 min for ozon. Det er interessant at ingen oppgir en minimums kontakttid i<br />
UV-aggregat.<br />
6.7 Om desinfeksjonsrest<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes<br />
b) Hvilken klorrest opprettholdes på ledningsnettet bog hvor ofte bestemmes eventuelt<br />
klorrest på ledningsnettet<br />
c) Hvilke metoder benyttes vanligvis for bestemmelse av klorrest<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.22. Når det<br />
gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de<br />
sammenfattes som vist i Tabell 6.23-Tabell 6.24.<br />
Tabell 6.22 Generelt inntrykk om desinfeksjonsrest<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• Klor (mg/l) :<br />
- SWE: Ingen krav etter behandling<br />
< 0,4 ved tapping (0,1-0,25 på nett)<br />
- FIN: Ukjent (0,01-0,3 på nett)<br />
- UK: 0,5-1,0 redusert (med SO 2 ) til 0,4-0,6 ut<br />
av vannv erk - 0,05 – 0,1 v ed tappested<br />
- GER: >0,1 og < 0,3<br />
Ikke krav til klorrest på nett<br />
- CH: ingen krav etter behandling<br />
< 0,1 ved tapping-ikke krav på nett<br />
- JP: > 0,1 på tappested (0,4 kombinert Cl 2 )<br />
- AUS: 0,5 etter 30 min<br />
0,1-0,2 ved enden av distribusjonssystem<br />
- USA: > 0,2 ut (0,2-1,0 på nett)<br />
• Ozon (mg/l):<br />
- FIN: 0,2-0,3 etter 20 min<br />
- GER: 0,05 etter 30 min<br />
Ikke krav til klorrest på nett<br />
• Ozon (mg/l);<br />
- NOR : > 0,2 etter 10 min (bakterier og virus)<br />
> 5 etter 10 min (parasitter)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 142
Tabell 6.23 Om desinfeksjonsrest – spørsmål a<br />
Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes<br />
N Klor : >0,05 mg Cl 2 /l etter minst 30 min kontakttid (bakterier og v irus)<br />
Ozon : > 0,2 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (bakterier og v irus)<br />
> 5 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (parasitter)<br />
S Klor : Maksimal konsentrasjon på f orbrukers tappested: 0,4 mg Cl 2 /<br />
Fin Klor : Ukjent<br />
Ozon : 0,2 – 0,3 mg O 3 /l etter 20 min kontakttid<br />
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<br />
Ozon : bestemmes på bakgrunn av innholdet av DOC og minimering av BrO 3-<br />
GER Klor : >0,1,
noen land (Norge, Sveits, Tyskland, Litauen) har kun krav til at man skal ha en viss klorrest<br />
etter behandlingen, for eksempel har Norge krav om 0,05 mg fritt klor etter 30 min kontakttid.<br />
Det er litt uklart hva som ligger bak svarene på dette punktet. For noen lands vedkommende,<br />
er det trolig vanlig praksis som er referert mens det for andre lands vedkommende<br />
sannsynligvis dreier seg om krav nedfelt i retningslinjer. Det er for så vidt mindre viktig.<br />
Det som er interessant er forskjellen i oppfatning hva angår verdien av å ha en klorrest på<br />
nettet. I Tyskland og Sveits har man ikke noe krav/praksis for at det skal være noen klorrest. I<br />
disse landene (som i Nederland) har man den filosofi at vannet skal være så godt behandlet<br />
mht organisk stoff at vekstpotensialet er så lavt at et restklorinnhold for å hindre vekt på nettet<br />
er unødvendig. I noen land har man derimot et krav om maksimalverdi på tappested. I Sveits<br />
er det krav om maksimalt 0,1 mg/l på tappested mens Japan har et krav om minst 0,1 mg/l på<br />
tappested. I Tyskland skal innholdet av fritt klor være minst 0,1 mg/l og maksimalt 0,3 mg/l<br />
når vannet forlater vannverket. Ønsket om å unngå klorrest på nettet i Tyskland understrekes<br />
ved at man i dette landet ikke tillater tilsetting av ammonium og dermed at kloraminering i<br />
praksis ikke er mulig.<br />
Når det gelder ozon, har landene, naturlig nok, ingen praksis for ozonrest på nettet ettersom<br />
ozon er så reaktivt at det dekomponeres svært hurtig. De fleste land har en praksis som tilsier<br />
en viss konsentrasjon etter en viss kontakttid – altså en praksis som bygger på filosofien bak<br />
Ct-prinsippet. Praksis når det gjelder ozonrest i behandlingsanlegget ligger normalt i området<br />
0,1 – 0,3 mg/l etter 30 – 10 min kontakttid. Tyskland har et krav til at ozonkonsentrasjonen<br />
etter behandling ikke skal overstige 0,05 mg O 3 /l.<br />
Man kan legge merke til at det bare er Norge som har en spesiell regel mht restozon med<br />
tanke på parasitter (5 mg/l etter 10 min). Dette er i realiteten et urealistisk krav, ettersom det<br />
for det første er svært vanskelig å opprettholde en så høy konsentrasjon pga ozon’s reaktivitet<br />
med oksiderbare forbindelser i vann, og for det andre vil være økonomisk uakseptabelt å<br />
operere med en så høy ozonrest. Når det gjelder ozonering må man ta Ct-prinsippet i bruk<br />
fullt ut og gi mer detaljerte anbefalinger for dimensjonering. Dette kommer vi tilbake til i kap<br />
7 og 9.<br />
Når det gjelder spørsmålet om måling av desinfeksjonsrest, var svarene svært samstemmige.<br />
De aller fleste bestemte klorrest spektrofotometrisk på vannverket. I England var det dessuten<br />
vanlig å bestemme klorrest amperometrisk on-line i anlegget.<br />
6.8 Om dimensjoneringskriterier<br />
Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var:<br />
a) Brukes CT-prinsippet i dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg? Kan i så fall<br />
den log-kreditt som oppnås for en gitt CT verdi summeres med den som oppnås i et<br />
annet rensetrinn i samme anlegg for å komme fram til den totale log-kreditt<br />
b) Dersom CT-prinsippet brukes, hvordan bestemmes C og T og hva er kravene til CTverdi<br />
for ulike typer av organismer og ulike desinfeksjonsmetoder?<br />
Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.25 hvor det<br />
også er laget en kolonne for situasjonen i Norge, for sammenligningens skyld.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 144
Tabell 6.25 Generelt inntrykk om dimensjonering av desinfeksjonsanlegg<br />
Svarene gir følgende generelle inntrykk:<br />
• CT-prinsippet brukes i de f leste land kun<br />
indirekte (f.eks. x mg/l etter y min)<br />
• CT brukes i UK for dimensjonering men ingen<br />
krav er knyttet til prinsippet<br />
• CH – nei, lev erandøren må garantere en<br />
”saf e” vannkvalitet<br />
• AUS – Ct-prinsippet benyttes i noen stater<br />
• I USA og CAN benyttes Ct-prinsippet f ullt ut<br />
- C kan bestemmes på ulike måter<br />
Det er laget egne v eiledninger<br />
- T er v anligvis t 10 , men kan bestemmes på<br />
ulike måter i henhold til v eiledning<br />
- Tabeller er utarbeidet for ulike patogener<br />
som knytter en viss CT til en viss forventet<br />
log-reduksjon<br />
Sammenligning med Norge<br />
• CT brukes kun indirekte<br />
• Krav til x mg/l restkonsentrasjon etter y min<br />
Ettersom det bare var USA og Canada som utnytter Ct-prinsippet fullt ut til dimensjonering<br />
og drift, finner vi det ikke hensiktsmessig å ta med detaljerte tabeller for de to spørsmålene på<br />
dette punktet. De amerikanske reglene vil bli gjennomgått i kap 7. Her vil det også fremgå<br />
hvordan C og t bestemmes og hvilken log-reduksjon det anbefales å regne med ved en gitt Ctverdi<br />
for det ulike desinfeksjonsmetodene.<br />
6.8.1 S ammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier<br />
I Norge har vi egentlig ingen aksepterte dimensjoneringskriterier for desinfeksjonsanlegg<br />
utover de krav som veiledningen i drikkevannsforskriften setter til en viss restkopnsentrasjon<br />
etter en viss kontakttid<br />
I England og Tyskland brukes Ct-prinsippet av rådgivende ingeniører til dimensjonering av<br />
kontakttanker, men prinsippet er ikke knyttet til bestemte krav (anbefalinger i forskrift eller<br />
veiledning). Det samme gjelder Australia hvor imidlertid enkelte anleggseiere (for eksempel<br />
South Australian Water Corporation) praktiserer regler som tilsvarer de som gjelder i USA.<br />
Der Ct prinsippet benyttes, er det vanlig at man kan legge sammen de ”log-credits” som en<br />
gitt Ct-verdi gir for en enhets prosess med tilsvarende for en annen enhetsprosess. Det betyr<br />
for eksempel at man ved å sette flere prosesser som gir en viss barrierevirkning overfor<br />
mikroorganismer, kan oppnå en høyere barriereeffekt enn hva sluttdesinfeksjonen alene ville<br />
kunne gi.<br />
6.9 Generelle kommentarer<br />
Spørreskjemaet inneholdt også en mulighet til å avgi generelle kommentarer. Disse er<br />
oppsummert i Tabell 6.26.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 145
Tabell 6.26 Tilleggskommentarer<br />
Hvilke andre informasjoner er verdt å nevne?<br />
N En sv ært sterk drivende kraft vedrørende desinfeksjonspraksis er f orskriftskavet om ”to hy gieniske<br />
barrierer”. Berørte parter er usikre på hv ordan man skal forholde seg til dette kravet<br />
S Man er sterkt opptatt av å endre desinfeksjonspraksis, spesielt i retning av redusert klorbruk. Flere studier<br />
rettes mot mer robuste metoder overf or v annkv alitetsendringer<br />
Fin Ingen kommentar<br />
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<br />
skal leveres med en desinf eksjonsrest basert på f øre-var prinsippet og med tanke på forurensning av<br />
distribusjonsnettet<br />
GER Det er en sterk trend at man prøv er å kv ittes seg med desinf eksjon<br />
CH Man unngår desinf eksjon av grunnv ann og brønnv ann så langt det er mulig. Ov erflatevann behandles med<br />
f lerstegs partikkelf jerning og desinf eksjon. Da man ikke praktiserer desinfeksjonsrest på nettet må vannet<br />
v ære biostabilt<br />
JP Patogen standardene (og dermed desinfeksjonspraksis) er under revisjon<br />
AUS Implementeringen av ”Drinking Water Quality Framework” vil forbedre desinf eksjonspraksis i AUS. Det<br />
antas at bruk av UV, ozon og membraner v il øke<br />
US Utf ordringen mht desinf eksjonspraksis oppf attes å v ære å finne en god balanse mellom inaktiv ering av<br />
patogener og minimering av DBP<br />
CAN Canada angir ”log-credits” mht ulike patogener f or ulike v annbehandlingsmetoder<br />
(Ont.)<br />
LIT Omleggingen f ra klorgass til natriumhy pokloritt er det som oppta bransjen i Litauen akkurat nå<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 146
7 Amerikanske regler for dimensjonering og drift av<br />
desinfeksjonsanlegg<br />
7.1 Grunnlagsdokumenter<br />
De amerikanske reglene og anbefalingene for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg<br />
er basert på en rekke lovdokument med tilhørende hjelpedokumenter og veiledere. Oversikten<br />
i dette kapittelet er basert på de viktigste dokumentene som inkluderer følgende:<br />
• SWTR, Surface Water Treatment Rule, 1989.<br />
⇒ Compliance with the filtration and desinfection requirements for public water<br />
systems using surface water sources, 1991.<br />
• IESWTR, Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule, 1998.<br />
⇒ Desinfection Profiling and Benchmarking, 1999.<br />
⇒ Alternative Desinfectants and Oxidants, 1999.<br />
• LT1ESWTR, Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule, 2002.<br />
• LT2ESWTR, Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, proposed 2003<br />
(predraft 2001).<br />
⇒ Long term 2 enhanced surface water treatment rule, 2001.<br />
⇒ The long term 2 enhanced surface water treatment rule (LT2ESWTR) –<br />
Implementation guidance, 2003.<br />
⇒ Long term 2 enhanced surface water treatment rule – Toolbox guidance<br />
manual, 2003.<br />
⇒ Ultraviolet desinfection guidance manual, 2003.<br />
I SWTR introduseres begrepet multiple barrierer og man tar i bruk Ct-prinsippet. Det stilles<br />
krav til 4 log inaktivering av virus og 3 log inaktivering av Giardia. IESWTR gjelder for<br />
>10.000 pe og det stilles krav om Cryptosporidium kontroll eller 2 log inaktivering av<br />
Cryptosporidium, og det stilles strengere krav til turbiditet og oppfølging av<br />
desinfeksjonsanlegget. LT1ESWTR stiller samme krav som IESWTR men inkluderer <<br />
10.000 pe. I LT2ESWTR kommer det tilleggskrav til Cryptosporidium og det stilles bestemte<br />
krav til behandlings- og desinfeksjonsmetoder med tanke på Cryptosporidium kontroll.<br />
Generelt kan man si de amerikanske retningslinjene er svært grundige og omfattende, og det<br />
er en gjennomgående bruk av Ct-verdi både i forbindelse dimensjonering og drift. De har<br />
imidlertid fokus på oppgradering av desinfeksjonsanlegg, samt på drift og dokumentasjon av<br />
desinfeksjonseffekt. Det relativt lite på dimensjonering av nye anlegg.<br />
7.2 Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg<br />
7.2.1 Bestemmelse av kontakttiden, T<br />
Tiden som en gitt konsentrasjon av et desinfeksjonsmiddel er i kontakt med vannet er selvsagt<br />
avgjørende for selve dosen eller CT-verdien. Det er to sentrale spørsmål som er avgjørende<br />
for hvilken kontakttid (oppholdstid) som kan angis:<br />
• Hvilken vannføring (Q) skal legges til grunn ved beregning av kontakttiden?<br />
• Hvordan skal kontakttiden beregnes?<br />
EPA (USEPA August 1999a) krever at maks timesvannføring (Q peak hour ) i løpet av en 24<br />
timers periode skal legges til grunn ved beregning av kontakttid. Q peak hour bestemmes basert<br />
på tidligere driftsdata.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 147
Teoretisk oppholdstid, HDT, blir da:<br />
HDT = V / Q peak hour<br />
Ved beregning av CT-verdi benytter imidlertid ikke EPA teoretisk oppholdstid, HDT, men<br />
T 10 . T 10 er definert som den oppholdstiden som 90 % av vannet som passerer gjennom<br />
enheten opplever. Det vil si tiden det tar for at 90 % av en tracer har passert gjennom enheten.<br />
T 10 kan bestemmes ved tracer studie eller ved å anslå en såkalt ”baffling factor”.<br />
7.2.1.1 Tracer studier<br />
Selv om oppholdstiden er proporsjonal med vannføringen, er den sammenhengen normalt<br />
ikke lineær. Hvis praktisk mulig, anbefaler derfor EPA at det gjennomføres tracer<br />
undersøkelser ved fire vannføringer som dekker hele spennvidden av vanlig forekommende<br />
vannføringer gjennom anlegget (en ved nær gjennomsnittlig vannføring, to ved høyere og en<br />
ved lavere vannføring). Høyeste test vannføring skal være minst 91 % av høyeste vannføring<br />
som vil forekomme i segmentet. Basert på resultatet lages det et plot av T 10 mot Q for det<br />
aktuelle segmentet. Det trekkes en kurve gjennom punktene, og T 10 ved Q peak hour leses av.<br />
Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer målinger ved fire vannføringer, kan det<br />
alternativt gjennomføres kun en tracer studie ved en vannføring på minst 91 % av høyeste<br />
vannføring som vil forekomme i segmentet. T 10 for andre systemvannføringer beregnes da<br />
ved:<br />
T 10S = T 10T (Q T / Q D )<br />
Der: T 10S = T 10 ved system vannføring.<br />
T 10T = T 10 ved tracer vannføring.<br />
Q T = Tracer studie vannføring.<br />
= System vannføring.<br />
Q D<br />
I forbindelse med gjennomføringen av tracer målinger bør vannføringen være konstant. I<br />
tillegg stilles det krav til vannivået i anlegget. Det skal være lik, eller litt lavere, enn ved<br />
vanlige driftsbetingelser. Ved store variasjoner i vann vannivå (i for eksempel<br />
rentvannsbasseng, utjevningsbasseng, osv) anbefales det å lages T 10 mot Q plot for ulike<br />
vannivå.<br />
Der systemet består av flere segment kan T 10 bestemmes for hvert enkelt segment separat eller<br />
kun på summen av segment. Hvis det er målbar oppholdstid mellom to punkter for måling av<br />
restkonsentrasjon av desinfeksjonsmiddel defineres dette som et segment.<br />
Det kan benyttes to likeverdige metoder for tracer undersøkelser, dvs ”step-dose” metoden og<br />
”slug-dose” metoden, som begge har sine fordeler og ulemper. I begge tilfeller bestemmes T 10<br />
ved å evaluere utløpskonsentrasjonsprofilen. Ved ”step-dose” metoden doseres en konstant<br />
dose tracer inntil konsentrasjonen i målepunktet når en ”steady state” verdi. Ved ”slug-dose”<br />
metoden derimot, doseres det en stor øyeblikksdose og konsentrasjonsresponsen over tid<br />
måles i målepunktet. Forskjellen i responsen ved ”step-dose” og ”slug-dose” metoden er<br />
illustrert i Figur 7.1. Som figuren viser, kan T 10 bestemmes direkte fra kurven ved bruk av<br />
”step-dose” metoden, mens en slik direkte grafisk bestemmelse ikke kan gjøres ved bruk av<br />
”slug-dose” metoden.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 148
Det stilles krav om at valgte tracer skal være konservativ (dvs at den ikke reagerer eller<br />
fjernes i behandlingstrinnet), lett å måle og er akseptabel å bruke i drikkevannsforsyning. De<br />
vanligste tracer er klorid og fluorid, men Rodamine WT er også brukt. Tracer konsentrasjonen<br />
må tilpasses tracer type, analyseutstyr, behandlingsanlegg/volum, forventet konsentrasjon,<br />
osv. Det stilles også krav til tracer recovery (minimum ca 90 % av dosert tracer bør gjenfinnes<br />
ved prøvetaking/analyse), og ved ”slug-dose” metoden er det viktig med god innblanding og<br />
at doseringsvarigheten er kort (maksimalt 2 % av teoretisk oppholdstid). Nærmere beskrivelse<br />
av gjennomføring av tracer undersøkelser finnes i blant annet USEPA March 1991 og USEPA<br />
August 1999a.<br />
Figur 7.1<br />
Eksempel på tracer respons ved bruk av ”step-dose” og ”slug-dose” metoden.<br />
Evaluering av tracer data vil være avhengig av metoden som er benyttet ved tracer<br />
doseringen. Først må imidlertid bakgrunnsverdien trekkes fra målt tracer konsentrasjon i<br />
utløpet fra segmentet slik at tracer konsentrasjonen etter en gitt tid da blir:<br />
C = C målt - C bakgrunn<br />
Ved ”step-dose” metoden beregnes C/C 0 , der C 0 er tracer dosen, og ved grafisk evaluering<br />
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<br />
7.1 over. Alternativt kan dataene evalueres numerisk. Da beregnes log(1-C/C 0 ) og t/HDT for<br />
hvert måletidspunkt, og det gjennomføres en lineær regresjon på dataene for bestemmelse av<br />
helningen, m, og interceptet, b:<br />
Log(1 – C / C 0 ) = m (t / HDT) + b<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 149
Der: C = Målt tracer konsentrasjon etter tiden t, justert for bakgrunnsverdi, mg/L.<br />
C 0 = Dose av tracer, mg/L.<br />
t = Tid fra start dosering til prøvetaking, min.<br />
HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid, min.<br />
m = Konstant (helning).<br />
b = Konstant (intercept).<br />
Basert på konstantene (m og b) bestemt i ligningen ovenfor bestemmes T 10 ved:<br />
T 10 / HDT = [log(1 – 0.1) – b] / m<br />
Numerisk bestemmelse er mer arbeidskrevende enn grafisk bestemmelse, men den gir en mer<br />
nøyaktig bestemmelse siden hele datasettet anvendes i motsetning til ved en grafisk<br />
bestemmelse.<br />
Ved evaluering av data fra ”slug-dose” metoden, må dataene først konverteres til matematisk<br />
ekvivalente ”step-dose” data. Deretter kan dataene evalueres på samme måte som for ”stepdose”<br />
metoden slik som vist ovenfor.<br />
Før konvertering av ”slug-dose” data må først C beregnes på samme måte som ved ”stepdose”<br />
metoden ved å trekke bakgrunnskonsentrasjonen fra målt konsentrasjon. Selve<br />
konverteringen kan gjøres grafisk eller numerisk. Ved grafisk konvertering beregnes først<br />
C/C 0 . Her er imidlertid C 0 lik den valgte dosen (i gram) dividert på totalvolumet av segmentet<br />
(i m 3 ), dvs en teoretisk tenkt konsentrasjon. C/C 0 plottes så mot tid for ”slug-dose” metoden<br />
som vist i Figur 7.1 over. Deretter bestemmes arealet under kurven for eksempel ved bruk av<br />
planimeter. T 10 blir da oppholdstiden ved 10 % av arealet under kurven.<br />
Ved numerisk konvertering velges små tidsinkrement (dvs prøvetakingsintervallet) som<br />
multipliseres med C og summeres for å gi den totale massen av tracer (kumulativt areal). De<br />
ekvivalente ”step-dose” dataene fremkommer da ved å dividere C på det kumulative arealet.<br />
Det vil si at de konverterte dataene presenteres som C/C 0 mot tid, der C 0 er det kumulative<br />
arealet. Evaluering av dataene og bestemmelse av T 10 gjøres da som for ”step-dose” metoden,<br />
enten direkte grafisk avlesning eller numerisk.<br />
7.2.1.2 Baffling factor<br />
Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer undersøkelser, eller man ikke har tilgang på<br />
tracer data, tillater EPA at det benyttes tommelfingerregler for å anslå T 10 . Dette gjøres ved å<br />
multiplisere hydraulisk teoretisk oppholdstid (HDT eller her kun benevnt med T) med en<br />
erfaringsfaktor, såkalt ”baffling factor” = T 10 / T. I tillegg til bassengutforming, er ”baffling<br />
factor” avhengig av skjermingsgraden spesielt i innløps-/utløps-sonen, men også i selve<br />
bassenget. Tabell 7.1 viser ”baffling factor” som EPA benytter for å anslå T 10 for ulike<br />
bassengsystem.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 150
Tabell 7.1 ”Baffling” karakterisering som kan benyttes til å anslå T 10 .<br />
7.3 Andre behandlingsprosesser<br />
Når USEPA stiller krav til inaktivering/fjerning av patogener fra drikkevannet gjelder det ved<br />
bruk av hele vannbehandlingsprosessen, hvorav desinfeksjon er en del. Fysiske og<br />
fysisk/kjemiske behandlingsmetoder kan imidlertid også gi betydelig fjerning av patogener.<br />
EPA gir derfor log inaktiveringskreditt til ulike filtreringsmetoder. I utgangspunktet krediterer<br />
EPA (USEPA 1991) prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering,<br />
langsom filtrering og diatomitt filtrering en grad av Giardia og virus-fjerning som er i<br />
henhold til Tabell 7.2 nedenfor. Disse prosessene kan oppnå vesentlig høyere fjerningsgrad,<br />
men for å være konservativ har EPA valgt å gi inaktiveringskreditt i henhold til tabellen.<br />
Dette forutsetter imidlertid at turbiditet etter konvensjonell sedimentering/filtrering og<br />
direktefiltrering er < 0.5 NTU i 95 % av tiden (det anbefales < 0.2 NTU) og at den aldri er<br />
høyere enn 1 NTU. For langsom filter og diatomitt filter forutsettes det at utløpsturbiditeten er<br />
< 1 NTU i 95 % av tiden og aldri over 5 NTU. Godt drevede konvensjonell<br />
sedimentering/filtrerings- og direktefiltreringsanlegg kan i tillegg gis 0.5 log<br />
inaktiveringskreditt for Giardia. I utgangspunktet gis det også 2.0 log inaktiveringskreditt for<br />
Cryptosporidium ved bruk av konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering,<br />
langsom filtrering eller diatomitt filtrering forutsatt driftsbetingelsene som angitt for Giardia<br />
kredittering.<br />
En rekke andre prosesser, som for eksempel kalkfelling/avherding, patronfilter, posefilter,<br />
pakkefilter, osv, kan også gis kredittering for fjerning av Giardia og Cryptosporidium<br />
(USEPA 1991). Det forutsettes da at graden av fjerning/inaktivering<br />
dokumenteres/demonstreres i pilotforsøk på stedet. Membranfiltrering generelt er ikke omtalt<br />
i USEPA 1991, men omvendt osmose er spesielt nevnt og gis 3.0 log inaktiveringskreditt for<br />
Giardia og Cryptosporidium, og 4.0 log inaktiveringskreditt for virus, uten at det er behov for<br />
nærmere demonstrasjon av effekten.<br />
Det kan også gis 0.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved<br />
beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til vannkilden, eller ved infiltrasjonsanlegg i grunnen<br />
(USEPA, June 2003c), jfr. Tabell 7.3.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 151
Tabell 7.2<br />
1991).<br />
Log inaktiveringskreditt gitt for ulike filtreringsprosesser (USEPA, March<br />
Tabell 7.3 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved<br />
beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til kilden, eller ved infiltrasjon i grunnen (USEPA, june<br />
2003c).<br />
Hvis man oppsummerer, og samtidig inkluderer siste forslag til LT2ESTWR (USEPA, june<br />
2003c), gir EPA log inaktiveringskreditt overfor virus og Giardia i henhold til Tabell 7.2 for<br />
prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, langsom filtrering og<br />
diatomitt filtrering. Overfor Cryptosporidium gis det 2.0 log inaktiveringskreditt for de<br />
samme prosessene. Utover dette gis det tilleggskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium<br />
for beskyttelsestiltak rundt kilden og infiltrasjon i grunnen (Tabell 7.3), for<br />
forbehandlingsprosesser, tilleggsprosesser og poleringsprosesser (Tabell 7.4), samt for god<br />
prosessdrift, god rentvannskvalitet, hyppig måling og overvåking, osv (Tabell 7.4). I praksis<br />
betyr det for eksempel at konvensjonell sedimentering/filtrering og direkte filtrering vil gis<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 152
3.0 log inaktiveringskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium hvis driftoppfølging og<br />
rentvannskvalitet er god.<br />
Tabell 7.4 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium for ulike<br />
prosesser og ved forbedret prosessdrift (USEPA, june 2003c).<br />
Enkelte tilleggsprosesser (pose- og patronfiltre) krever at det gjennomføres utfordringstest<br />
(challenge test) der det må demonstreres en log fjerning mer enn det gis kreditt for. Det gis<br />
maksimalt 1.0 log kreditt for pose filtre og 2.0 log kreditt for patronfiltre.<br />
Når det gjelder membranfiltrering skilles det mellom omvendt osmose (RO), nanofiltrering<br />
(NF), ultrafiltrering (UF), mikrofiltrering (MF) og membranfilterpatron (MFC). Anvendelse<br />
av ulike membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann er illustrert i Figur<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 153
7.2. For at membranfilteranlegget skal gis log inaktiveringskreditt, må fjerning dokumenteres<br />
ved utfordringstest og direkte integritetstesting. Det må også gjennomføres periodevis direkte<br />
integritetstesting og kontinuerlig indirekte integritetsovervåking under drift. Det er ingen øvre<br />
grense på log inaktiveringskreditt som kan gis. Maksimum log inaktiveringskreditt er det<br />
laveste av:1) fjerning demonstrert i utfordringstesten og 2) maksimums log fjerningsverdi<br />
verifisert i direkte integritetstesten. Nærmere beskrivelse av kravene til utfordringstest og<br />
direkte og indirekte integritetstest finnes i USEPA, June 2003b.<br />
I praksis kan man oppnå svært høy log inaktiveringskreditt. Selv MF og UF vil kunne gi høy<br />
log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium (Figur 7.2), og i følge USEPA, June<br />
2003c vil MF/UF lett gi 2.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium. I en del<br />
tilfeller gis det opp til 5-6 log inaktiveringskreditt. Det er imidlertid opp til de enkelte statene<br />
å godkjenne inaktiveringskreditt og praksisen kan være ganske forskjellig. For å få<br />
inaktiveringskreditt for virus må det benyttes UF, NF eller RO. Selv med UF vil man kunne<br />
ha 5-7 log fjerning av virus. Det er imidlertid et problem å verifisere virus-størrelse integritets<br />
gjennombrudd under drift (pga liten størrelse på virus). I forbindelse med angivelse av<br />
inaktiveringskreditt overfor virus må derfor konsekvensen av små integritets gjennombrudd<br />
vurderes mot angitt inaktiveringskreditt. Dette vurderes forskjellig i de enkelte statene. Hvis<br />
det doseres koagulant, eller membranfiltrering er en del av et multibarriere anlegg, vil det<br />
normalt kunne gis høyere inaktiveringskreditt for membrananlegget.<br />
Figur 7.2<br />
Anvendelse av membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann<br />
(USEPA, june 2003b).<br />
7.4 Klorering<br />
Ved beregning av CT-verdi for klor benyttes restklorkonsentrasjonen som C og T 10 som<br />
kontakttiden T. Systemet kan imidlertid deles inn i flere segment der man beregner CT for<br />
hvert segment med bruk av restkonsentrasjonen ut fra det aktuelle segmentet. Den totale CTverdiene<br />
blir da summen av CT-verdier for hvert segment. Når man har en oppholdstid og<br />
muligheten til å måle en utløpskonsentrasjon fra denne, kan det defineres som et segment. T 10<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 154
kan bestemmes ved tracer studie eller anslås ved hjelp av ”baffling factor” som beskrevet<br />
tidligere. Beregnet CT-verdi sammenlignes så med tabeller over nødvendig CT-verdi for å nå<br />
en gitt grad av inaktivering. Siden effekten av fritt klor er avhengig av pH, temperatur og<br />
klorkonsentrasjon, er disse faktorene også inkludert i tabellene.<br />
Tabell 7.5 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log inaktivering av virus ved<br />
forskjellige temperaturer med bruk av fritt klor ved pH 6 – 9. Beregnet CT-verdi for systemet<br />
og tilsvarende CT-verdi for 4 log inaktivering av virus leses av fra<br />
Tabell 7.5, og log inaktivering av virus kan da beregnes for systemet:<br />
Log inaktivering av virus = 4 · CT Beregnet / CT 4-log, virus<br />
Siden bakterier generelt er mer følsomme overfor klor antas det at man også har<br />
tilfredsstillende inaktivering av bakterier når man oppnår tilfredsstillende inaktivering av<br />
virus.<br />
Tabell 7.6 angir nødvendig CT-verdi for å nå 3 log inaktivering av Giardia ved forskjellige<br />
temperaturer, pH og klorkonsentrasjoner med bruk av fritt klor. På samme måte som for virus<br />
tas beregnet CT-verdi for systemet og tilsvarende CT-verdi for 3 log inaktivering av Giardia<br />
leses av fra Tabell 7.6, for så å beregne log inaktivering av Giardia for systemet:<br />
Log inaktivering av Giardia = 3 · CT Beregnet / CT 3-log, Giardia<br />
Som Tabell 7.6 viser, er nødvendige CT-verdier for å oppnå inaktivering av Giardia høye ved<br />
bruk av klor. For inaktivering av Cryptosporidium er disse verdiene mye høyere, og klorering<br />
blir derfor regnet som en uegnet metode for inaktivering av Cryptosporidium.<br />
Nødvendig CT for å nå en gitt grad av inaktivering, I, av Giardia med bruk av klor kan også<br />
beregnes med følgende regresjonsligninger (dvs i stedet for å benytte Tabell 7.6):<br />
For temperatur
Tabell 7.6<br />
CT krav for 3-log inaktivering av Giardia med fritt klor.<br />
Kloramin betraktes som et sekundært desinfeksjonsmiddel for å opprettholde en<br />
restkonsentrasjon i nettet. Det vil si at det benyttes etter et annet desinfeksjonsmiddel. For<br />
nærmere beskrivelse av bruk og drift av anlegg med kloramin vises det til USEPA April<br />
1999b og USEPA August 1999b. Beregning av CT-verdi, sammenligning med nødvendig<br />
CT-verdi fra tabell og beregning av log inaktivering ved bruk av kloramin gjøres på samme<br />
måte som ved bruk av fritt klor. Tabell 7.7 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log<br />
inaktivering av virus ved forskjellige temperaturer med bruk av kloramin, mens<br />
Tabell 7.8 angir nødvendig CT-verdi for å nå ulike grader av log inaktivering av Giardia ved<br />
forskjellige temperaturer med bruk av kloramin. Kloramin er vesentlig mindre effektivt enn<br />
fritt klor og regnes derfor selvsagt som en uegnet metode for inaktivering av<br />
Cryptosporidium, men den er også svært lite effektiv overfor Giardia (jfr.<br />
Tabell 7.8).<br />
Tabell 7.7<br />
CT krav for inaktivering av virus med kloramin.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 156
Tabell 7.8<br />
CT krav for inaktivering av Giardia med kloramin.<br />
7.5 Ozonering<br />
7.5.1 Inaktivering av Giardia og virus<br />
Dette avsnittet er basert på Surface Water Treatment Rule (EPA,1989) og SWTR Guidance<br />
Manual (1991) som fortsatt er USEPA’s gjeldende dokumenter når det gjelder inaktivering av<br />
Giardia og virus.<br />
EPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Giardia og virus:<br />
• T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming).<br />
• CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor<br />
stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort).<br />
• SFA-metoden (Segregated Flow Analysis).<br />
EPAs anbefalinger for valg av metode for beregning av log inaktivering av virus og Giardia<br />
ved ozonering er fremstilt grafisk i Figur 7.3.<br />
Det fremgår at det i likhet med anbefalingene m.h.p. inaktivering av Cryptosporidium<br />
(kapittel 7.4.2) legges stor vekt på følgende kriterier:<br />
• Kontaktkammer med eller uten ozontilsats?<br />
• 1. eller etterfølgende ozonkontakkammer?<br />
• Grad av dokumentert kjennskap til oppholdstidsfordeling og ozonkonsentrasjonsprofil<br />
for hvert enkelt kontaktkammer.<br />
Imidlertid kan det (i motsetning til hva som synes å bli EPAs anbefaling m.h.p.<br />
Cryptosporidium) beregnes inaktiveringseffekt for Giardia og virus også for det første<br />
ozonkontaktkammeret (dvs det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet).<br />
Dette forutsetter imidlertid dokumentert kjennskap til ozonkonsentrasjonsprofilen for<br />
kammeret. Retningslinjene angir en detaljert beskrivelse for hvordan denne bør bestemmes<br />
(se nedenfor). Dersom gjennomsnittlig konsentrasjon av løst ozon er bestemt ved opptak av<br />
en slik profil kan gjennomsnittsverdien benyttes til beregning av inaktiveringseffekt på<br />
samme måte som for evt. etterfølgende kammer. I motsatt fall kan det første kammeret kun<br />
tilskrives maksimalt 0,5 log og 1,0 log inaktivering av henholdsvis Giardia og virus. Dette<br />
forutsetter at det kan dokumenteres at utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,3 mg/l.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 157
Sekundært kan det første kontaktkammeret tilordnes 1,0 log inaktivering av virus, men ingen<br />
inaktivering av Giardia, dersom utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,1 mg/l (men<br />
levere eller lik 0,3 mg/l). Videre fortutsettes det at prosessen også inkluderer et etterfølgende<br />
kontaktkammer og at volumet i det første kontaktkammeret er like stort som det etterfølgende.<br />
MED ozontilsats<br />
Kontaktkammer<br />
med/uten ozontilsats ?<br />
(C inn =0)<br />
UTEN ozontilsats<br />
JA<br />
NEI<br />
C AVG<br />
bestemt ?<br />
Første kammer med<br />
ozontilsats ?<br />
(C inn =0)<br />
JA<br />
NEI Tracerstudier ?<br />
NEI<br />
JA<br />
NEI<br />
Høy < 3 oppløsning?<br />
( EPA,19 91,O.2.6)<br />
JA<br />
C UT ?<br />
(m g O 3 /l)<br />
Estimer T 10 Beregn T 10<br />
Beregn T 10<br />
T 10 > T h /3?<br />
T 10 > T h /3?<br />
JA<br />
T 10 -metoden<br />
NEI<br />
CSTR-metoden<br />
JA<br />
NEI<br />
T 10 -metoden<br />
eller<br />
≤ 0,1<br />
> 0,1<br />
> 0,3<br />
SFA-metoden<br />
0 log virus<br />
0 log Giardia<br />
1 log virus *<br />
0 log Giardia<br />
1 log virus *<br />
0,5 log Giardia<br />
JA<br />
Log-krav<br />
< 2,5 **<br />
T 10 -metoden<br />
eller<br />
SFA-metoden<br />
NEI<br />
SFA-metoden<br />
Figur 7.3 Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av Giardia<br />
og virus ved ozonering (EPA, 1991). * Forutsatt at volumet i kammeret er (større eller?) lik<br />
volumet i etterfølgende kontaktkammer (jfr side O.3-7, EPA 1991). ** Log inaktivering som<br />
søkes oppnådd i det aktuelle kammeret.<br />
Valg av metode for å beregne inaktivering etter CT-prinsippet avhenger primært av<br />
strømningsforholdene i kontakttanken og hvor grundig disse er kartlagt, dels også av grad av<br />
inaktivering som søkes oppnådd i kammeret (se også Figur 7.3).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 158
7.5.1.1 Bestemmelse av C<br />
Bestemmelse av effektiv konsentrasjon C for bruk i CT-beregning eller til direkte beregning<br />
av log inaktivering er uavhengig av hvilken metode for beregning av inaktivering som<br />
benyttes. EPA anbefaler to metoder for bestemmelse av effektiv ozonkonsentrasjon C:<br />
1) Direkte bestemmelse av gjennomsnittlig konsentrasjon, C AVG , ved opptak av en<br />
konsentrasjonsprofil i kontaktkammeret.<br />
2) Indirekte prediksjon av effektiv (gjennomsnittlig) C basert på måling av løst ozon i<br />
kammerets utløp (og eventuelt innløp).<br />
For direkte bestemmelse av effektiv eller gjennomsnittlig C AVG i et kontaktkammer anbefales<br />
det å følge detaljerte retningslinjer gitt i bilag O, kapittel O.3.2 i SWTR Guidance manual<br />
(EPA, 1991). Disse omfatter blant annet følgende anbefalinger:<br />
• Ozonkonsentrasjonen bestemmes i 5 ulike posisjoner (helst jevnt fordelt) langs<br />
strømningsretningen i kammeret og i noen tilfeller 2 ulike posisjoner i planet for hvert<br />
av disse.<br />
• Effektiv konsentrasjon C AVG bestemmes som aritmetisk middel dersom prøvepunktene<br />
er ekvidistant plassert langs kammerets strømningsretning. Dersom prøvepunktene<br />
ikke er plassert ekvidistant langs strømningsretningen, men like fullt dekker<br />
kammerets ustrekning i strømningsretningen, anbefales det at C AVG beregnes ved<br />
arealbetraktninger (integralet for konsentrasjonsprofilen delt på distansen profilen<br />
dekker).<br />
Hvilke korrelasjoner som kan benyttes ved indirekte prediksjon av effektiv C (=C AVG ved<br />
direkte bestemmelse) avhenger av kontaktkammerets virkemåte som gitt i Figur 7.3.<br />
Tabell 7.9 Korrelasjoner for prediksjon av effektiv konsentrasjon C basert på utløps- og<br />
evt. innløpskonsentrasjon<br />
Turbininnblanding<br />
(Turbine)<br />
C = C ut<br />
C =<br />
Med-strøms boblekolonne<br />
(Co-current flow)<br />
C = C ut eller<br />
C = (C inn + C ut )/2<br />
Mot-strøm boblekolonne<br />
(Counter-current flow)<br />
C = C ut /2<br />
Reaktiv kontakttank<br />
(Reactive flow)<br />
C = C ut<br />
Effektiv konsentrasjon (= C AVG ved direkte bestemmelse) som skal benyttes i<br />
beregning av CT.<br />
C inn = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets innløp.<br />
C ut = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets utløp.<br />
Det poengteres at denne metoden forutsetter en målbar C ut (>0).<br />
7.5.1.2 Inaktivering etter T 10 metoden<br />
Metoden kan benyttes når T 10 /HDT > 0,3 (HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid, V/Q),<br />
men også når T 10 /HDT < 0,3 forutsatt at kravet til log inaktivering i ozontrinnet er mindre enn<br />
2,5. Bestemmelsen av T 10 er som angitt i kapittel 7.1.2 og C bestemmes som angitt i kapittel<br />
7.4.1.1 (for eksempel C AVG ). Beregnet CT-verdi blir da CT calc = C AVG T 10 . CT calc<br />
sammenlignes så med nødvendig CT-verdi fra tabell, CT tabell , (Tabell 7.10 og Tabell 7.11 for<br />
henholdsvis Giardia og virus) for å oppnå ønsket inaktivering. Selve sammenligningen av<br />
CT calc og CT tabell kan gjøres direkte eller for eksempel som skissert i kapittel 7.4.2.<br />
Når ozoneringstrinnet består av flere kammer, vil summering av T 10 for hvert kammer<br />
underestimere T 10 i forhold til T 10 for hele systemet (dvs at T 10, total > T 10, kammer 1 + T 10, kammer 2<br />
+ … + T 10, kammer n ). EPA tillater derfor at man benytter den totale T 10 for hele systemet og<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 159
korrigerer for volumfraksjonen til de ulike segmentene når CT beregnes. Hvis man for<br />
eksempel har et system bestående av 3 kammer med en total T 10 for hele systemet lik T 10, total ,<br />
og henholdsvis volum V 1 , V 2 og V 3 , samt gjennomsnittlig ozonkonsentrasjon på C 1 , C 2 og C 3 ,<br />
for de tre kamrene, kan CT for systemet beregnes som følger:<br />
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 ]<br />
Dette gjelder selv om ozonkonsentrasjonen i ett av kamrene er null. Det forutsettes da<br />
imidlertid at V null / V to tal < 0,5.<br />
Tabell 7.10 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av Giardia ved<br />
bruk av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and<br />
disinfection requirements for public water systems using surface water sources).<br />
Log<br />
Temperatur (ºC)<br />
inaktivering<br />
≤ 1 5 10 15 20 25<br />
0,5 0,48 0,32 0,23 0,16 0,12 0,08<br />
1,0 0,97 0,63 0,48 0,32 0,24 0,16<br />
1,5 1,5 0,95 0,72 0,48 0,36 0,24<br />
2,0 1,9 1,3 0,95 0,63 0,48 0,32<br />
2,5 2,4 1,6 1,2 0,79 0,60 0,40<br />
3,0 2,9 1,9 1,4 0,95 0,72 0,48<br />
Tabell 7.11 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av virus ved bruk<br />
av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and<br />
disinfection requirements for public water systems using surface water sources).<br />
Log<br />
Temperatur (ºC)<br />
inaktivering<br />
≤ 1 5 10 15 20 25<br />
2,0 0,9 0,6 0,5 0,3 0,25 0,15<br />
3,0 1,4 0,9 0,8 0,5 0,4 0,25<br />
4,0 1,9 1,2 1,0 0,6 0,5 0,3<br />
7.5.1.3 Inaktivering etter CSTR-metoden<br />
Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Giardia og virus anbefales<br />
for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger<br />
resultater fra tracerstudier (se også Figur 7.3). Metoden anses som svært konservativ, og bør<br />
unngås hvis andre metoder er tilgjengelige.<br />
Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.10 og Tabell 7.11)<br />
ikke til dirkete anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten direkte som følger:<br />
- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k · C · HDT)<br />
Der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering<br />
k<br />
= inaktiveringskoeffisient (L/mg min)<br />
C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel 7.4.1.1)<br />
HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid (V/Q)<br />
Inaktiveringskoeffisienten k er beregnet fra CT- verdi tabellen i henhold til Chick’s lov der k<br />
= -log(I/I 0 )/(CT). Verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell 7.12. Alternativt kan<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 160
ligning over re-arrangeres slik at nødvendig CT-verdi (basert på teoretisk hydraulisk<br />
oppholdstid, HDT) beregnes når ønsket grad av inaktivering er kjent:<br />
C (HDT) = [1-(I/I 0 )] / [2,303 k (I/I 0 )]<br />
Tabell 7.12 Inaktiveringskonstant for Giardia og virus for anvendelse i CSTR-metoden.<br />
Konstanten er bestemt fra k = -log(I/I 0 )/(CT).<br />
Vanntemperatur (ºC)<br />
0,5 5 10 15 20 25<br />
Giardia 1,03 1,58 2,08 3,12 4,17 6,25<br />
Virus 2,22 3,33 4,00 6,67 8,00 13,3<br />
7.5.1.4 Inaktivering etter SFA-metoden<br />
Metoden Segregated Flow Analysis (SFA) krever at det er tilgjengelig høy oppløselig tracer<br />
data for ozon tankene, dvs tilstrekkelig hyppig prøvetakingsfrekvens (spesielt fram til T 10 ) og<br />
begrenset spredning i datapunktene. Metoden antar at inaktivering i kontakttank kan<br />
bestemmes av produktet av sannsynligheten for to hendelser: 1) sannsynlighetsfordeling for at<br />
vannet forblir i kontakttanken, og 2) sannsynlighetsfordelingen for at organismer skal<br />
overleve ferden gjennom kontakttanken. Den første sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver<br />
sjansen for at en mikroorganisme skal forbli i tanken en gitt tid, bestemmes med tracer studie<br />
der oppholdstiden til hver fraksjon av vann gjennom tanken indikeres. Den andre<br />
sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver sjansen for at en mikroorganisme skal overleve en<br />
eksponering til et desinfeksjonsmiddel i en gitt tid, er gitt ved en modifisert Chick’s ligning,<br />
(I/I 0 ) = 10 -kCt . Hver vannfraksjon vil da ha forskjellig ”t”.<br />
Analysen kan gjennomføres i et regneark ved bruk av tracer-kurve, inaktiveringskonstant og<br />
ozonkonsentrasjon. Regnearket vil da være bygd opp av følgende sentrale kolonner:<br />
a) Tid fra dosering av tracer (”slug dose”) til prøvetaking og analyse av tracer<br />
konsentrasjon i utløpet.<br />
b) Utløpskonsentrasjonen av tracer etter ulike tidspunkt (F(t)) korrigert for<br />
innløpskonsentrasjonen, dvs den relative utløpskonsentrasjonen, C ut / C inn .<br />
c) Den fremoverderiverte av tracerresponsen (”density of the expectancy function”),<br />
estimert ved:<br />
⇒ E(t) = [F(t + dt) – F(t)] / dt<br />
⇒ Fremoverderivasjonen medfører at kurven forskyves en halv dt i konservativ<br />
retning.<br />
d) Beregnet overlevelse basert på Chick’s ligning, 10 –kCt .<br />
e) Beregnet forventet overlevelsesfunksjon (”survival expectancy function”), Es(t).<br />
⇒ Es(t) = E(t) (10 -kCt ).<br />
f) Beregnet overlevelse i hvert vannsegment som passerer gjennom tanken.<br />
⇒ Summering av kolonnen gir kumulativ overlevelsesforhold (I/I 0 ), dvs forventet<br />
log inaktivering for alt vannet som passerer gjennom tanken.<br />
7.5.2 Inaktivering av Cryptosporidium<br />
LT2ESWTR (USEPA August 2003) og LT2ESWTR Toolbox Guidance Manual (USEPA<br />
June 2003c) er USEPA’s siste foreslåtte dokumenter om inaktivering av Cryptosporidium.<br />
Når ikke annet er nevnt, er dette del-kapitlet basert på disse dokumentene. Man må imidlertid<br />
være oppmerksom på at disse dokumentene er forslag som fortsatt er på høring, slik at det<br />
fortsatt kan komme endringer i de endelige utgavene.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 161
USEPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium:<br />
• T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming).<br />
• CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor<br />
stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort).<br />
• Extended CSTR-zone metoden (for systemer med tre eller flere kontaktkamre i serie).<br />
I tillegg har EPA SFA-metoden til vurdering som en fjerde metode. Den anbefales foreløpig<br />
ikke da det er en del detaljer ved metoden som fortsatt ikke er avklart. EPAs anbefalinger for<br />
valg av metode for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium ved ozonering er<br />
fremstilt grafisk i Figur 7.4.<br />
MED ozontilsats<br />
Kontaktkammer<br />
med/uten ozontilsats ?<br />
(C inn =0)<br />
UTEN ozontilsats<br />
JA<br />
Ingen log<br />
inaktiveringskreditt<br />
for<br />
Crypto<br />
Første kammer med<br />
ozontilsats ?<br />
(C inn =0)<br />
NEI<br />
Etterfølgende kammer med<br />
ozontilsats<br />
(C inn > 0)<br />
# konsekutive<br />
reaktive kamre?<br />
< 3<br />
≥ 3<br />
Extended-<br />
CSTR-zone<br />
metode for<br />
hvert kammer<br />
Tracerstudier ?<br />
*<br />
JA<br />
NEI<br />
Stempelstrømning?<br />
(T 10 / HDT >= 0,3)<br />
JA<br />
NEI<br />
T 10 -metoden<br />
for hvert kammer<br />
CSTR-metoden<br />
for hvert kammer<br />
Figur 7.4<br />
Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av<br />
Cryptosporidium ved ozonering (USEPA, 2003)<br />
Som det fremgår av Figur 7.4 er følgende kriterier som sentrale ved valg av<br />
beregningsmetode:<br />
Kontaktkammer med eller uten ozondosering (reaktivt kammer)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 162
Ved valg av beregningsmetode får dette først og fremst betydning i forhold til om Extended<br />
CSTR-zone metoden kan benyttes i systemer med 3 eller flere etterfølgende kontaktkammer.<br />
Dette er imidlertid også et sentralt kriterium med hensyn på hvordan den effektive<br />
konsentrasjonen C som benyttes i beregningsmetodene skal estimeres.<br />
Første kammer med ozondosering?<br />
Det foreslås at det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet ikke godskrives<br />
log inaktiveringseffekt med hensyn på Cryptosporidium. Dette representerer en betydelig<br />
innskjerping i forhold til anbefalingene gitt med hensyn på inaktivering av Giardia og virus<br />
(USEPA, 1991).<br />
Dokumenterte hydrauliske forhold i kammeret?<br />
Valg av beregningsmetode avhenger endelig av om det kan dokumenteres stor grad av<br />
stempelstrømning gjennom kontaktkammeret. LT2ESWTR Guidance manual uttrykker ikke<br />
eksplisitt noe krav til forholdet mellom T 10 og teoretisk hydraulisk oppholdstid (HDT) for at<br />
T 10 metoden kan benyttes. I veiledningen til den såkalte Surface Water Treatment Rule<br />
(USEPA,1991), som prinsippene i LT2ESWTR Guidance manual til en stor grad bygger på,<br />
er det imidlertid anbefalt at T 10 /HDT bør være større eller lik 0,3 for at T 10 -metoden kan<br />
benyttes.<br />
Generelt er det slik at T 10 metoden krever større innsats (dokumentere T 10 ved tracerstudier),<br />
mens CSTR-metoden medfører at det må benyttes en høyere ozondose for å oppnå en gitt log<br />
inaktivering.<br />
7.5.2.1 Inaktivering etter T 10 metoden<br />
Som nevnt over er T 10 -metoden for å beregne log inaktivering av Cryptosporidium egnet for<br />
kontaktkamre med tilnærmet stempelstrømning. Metoden er basert på at kontakttiden settes<br />
lik T 10 bestemt ved tracerstudier, der T 10 er definert som tiden det tar for 10% av en tracer å<br />
passere kammeret. Dersom det ikke foreligger resultater fra tracerstudier anbefales det å<br />
benytte CSTR-metoden. Det poengteres spesifikt at T 10 /T estimatene (der T er teoretisk<br />
hydraulisk oppholdstid) for tanker med ulike ”baffling”-karakteristikker gitt tabell C-5 i<br />
SWTR Guidance manual (EPA, 1991) er basert på studier i rentvannsmagasiner (clearwells)<br />
og at EPA per dato (august 2003) ikke er kjent med tilsvarende studier for ozonkontaktorer<br />
som godtgjør bruken av nevnte T 10 /T estimater.<br />
Trinnvis er T 10 -metoden for beregning av CT og log inaktivering av Cryptosporidium som<br />
følger:<br />
1) Bestem T som T 10 ved hjelp av tracerstudier.<br />
2) Bestem C som C AVG direkte ved opptak av konsentrasjonsprofil i hvert kammer eller<br />
estimer C avhengig av reaktortype i henhold til Tabell 7.9.<br />
3) Beregn CT calc ved å multiplisere verdiene for C og T for hvert kontaktkammer unntatt<br />
det første innblandingskammeret (kan ikke godskrives inaktivering av<br />
Cryptosporidium).<br />
4) Avles CT for den aktuelle log inaktiveringen som ønskes oppnådd og gjeldende<br />
temperatur, CT tabell , fra Tabell 7.13.<br />
5) Beregn forholdet CT calc /CT tabell for hvert kammer.<br />
6) Summer CT calc /CT tabell forholdene for kamrene i systemet (unntatt første<br />
innblandingskammeret).<br />
7) Dersom summen av CT calc /CT tabell forhold er større eller lik 1 kan det antas at ønsket<br />
log inaktivering (jfr punkt 2) er oppnådd.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 163
Alternativt kan CT calc sammenlignes direkte med CT Tabell . Før øvrig vises det til kapittel<br />
7.4.1.2.<br />
Tabell 7.13 Tilhørende verdier for CT og log inaktivering av Cryptosporidium for bruk av<br />
T 10 –metoden. (CT-verdiene skal ikke benyttes direkte ved beregning etter CSTR-metoden).<br />
Log<br />
inaktivering<br />
Vanntemperatur (ºC) 1<br />
≤ 0,5 1 2 3 5 7 10 15 20 25<br />
0,5 12 12 10 9,5 7,9 6,5 4,9 3,1 2,0 1,2<br />
1,0 24 23 21 19 16 13 9,9 6,2 3,9 2,5<br />
1,5 36 35 31 29 24 20 15 9,3 5,9 3,7<br />
2,0 48 46 42 38 32 26 20 12 7,8 4,9<br />
2,5 60 58 52 48 40 33 25 16 9,8 6,2<br />
3,0 72 69 63 57 47 39 30 19 12 7,4<br />
CT verdier mellom indikerte temperaturer kan bestemmes ved interpolering.<br />
7.5.2.2 Inaktivering etter CSTR-metoden<br />
Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Cryptosporidium anbefales<br />
for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger<br />
resultater fra tracerstudier.<br />
Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.13) ikke til dirkete<br />
anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten som følger (på samme måte som for virus<br />
og Giardia men med en annen inaktiveringskoeffisient):<br />
- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k 10 · C · HDT)<br />
-Log (I/I 0 ) = log inaktivering<br />
k 10 = inaktiveringskoeffisient (L/mg min)<br />
C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel 7.4.1.1)<br />
HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid<br />
Inaktiveringskoeffisienten k 10 er beregnet fra CT-tabellen i henhold til formel under og<br />
verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell 7.14.<br />
Log inaktivering = k 10 · CT<br />
Tabell 7.14 Inaktiveringskonstant for Cryptosporidium for anvendelse i CSTR-metoden.<br />
Vanntemperatur (ºC)<br />
≤ 0,5 1 2 3 5 7 10 15 20 25<br />
k 10 0,0417 0,0430 0,0482 0,0524 0,0629 0,0764 0,101 0,161 0,254 0,407<br />
For interpolering mellom to temperaturer i tabellen benyttes formel under<br />
k 10 = 0,0397 · 1,09757 T<br />
der:<br />
T = Temperatur, (ºC)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 164
7.5.2.3 Inaktivering etter Extended CSTR-metoden<br />
I motsetning til for CSTR-metoden der ozonkonsentrasjonen måles (eventuelt ansås) i hvert<br />
kammer der inaktiveringen skal beregnes, vil man ved extended CSTR-metoden beregne<br />
ozonkonsentrasjonen i hvert kammer via modellering av ozon decay. Extended CSTRmetoden<br />
er derfor en mer sofistikert metode der man kan benytte lavere ozondoser for å nå<br />
samme grad av inaktivering. Til gjengjeld kreves det større grad av måling og evaluering.<br />
Ved bruk av metoden benyttes den teoretiske oppholdstiden (HDT), og det antas fullstendig<br />
omblanding i hvert kammer (serie av tanker med ”complete mix flow”). Det er en<br />
forutsetning for å benytte Extended CSTR-metoden at reaksjonssonen består av minimum 3<br />
etterfølgende kamre. Videre kan ikke metoden benyttes på kamre med ozontilsats (dissolution<br />
kamre), dvs metoden kan bare benyttes på reaksjonskamre. Det betyr i praksis at når man<br />
ønsker å benytte Extended CSTR-metoden, må denne kombineres med andre metoder for<br />
deler av ozoneringstrinnet. For eksempel, kan Extended CSTR-metoden benyttes på den delen<br />
hvor man har 3 eller flere etterfølgende reaksjonskamre, mens CSTR-metoden da må benyttes<br />
på oppløsningskamre og de øvrige reaksjonskamre. Dette er illustrert i Figur 7.5.<br />
Figur 7.5<br />
Eksempel på bruk av CSTR-metoden og Extended CSTR-metoden på et<br />
multikammer ozoneringstrinn.<br />
Extended CSTR-metoden innebærer at ozonkonsentrasjonen (C 1 , C 2 og C 3 ) måles i tre<br />
forskjellige kamre (innløpet til første reaksjonskammer skal ikke være ett av dem). Basert på<br />
disse tre målingene beregnes en ozon decay koeffisient (k * ) og innløpskonsentrasjonen (C in )<br />
til første reaksjonskammer. Dette er illustrert i Figur 7.6. De beregnede verdiene for ozon<br />
decay koeffisienten og ozon innløpskonsentrasjonen benyttes så til å beregne ozon<br />
utløpskonsentrasjonen fra hvert kammer. Disse konsentrasjonene benyttes deretter til å<br />
beregne graden av inaktivering i hvert kammer. Deretter summeres disse til en total<br />
inaktivering for hele ozoneringstrinnet. De matematiske sammenhengene er vist nedenfor.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 165
Figur 7.6<br />
Eksempel på måling av ozonkonsentrasjon for beregning av inaktivering med<br />
Extended CSTR-metoden.<br />
Ozonkonsentrasjonen i utløpet av kammer x i den extended CSTR sonen er gitt ved:<br />
C x = C in / [1 + k * (V 0-x / (N 0-x · Q))] N0-x<br />
Der: k * = Beregnet første ordens ozon decay koeffisient (min -1 ).<br />
C in = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen (mg/L).<br />
V 0-x = Volum fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x (m 3 ).<br />
N 0-x = Antall kammer fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x.<br />
Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min).<br />
Basert på beregnet C i ligningen over, beregnes log inaktivering for hvert kammer på samme<br />
måte som ved CSTR-metoden:<br />
- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k 10 · C · HDT)<br />
der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering.<br />
k 10 = Inaktiveringskoeffisient (L/mg min) fra samme tabell som for CSTRmetoden.<br />
C<br />
= Beregnet ozon konsentrasjon fra ligningen over (mg/L).<br />
HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid (min).<br />
Den totale inaktiveringen for den extended CSTR sonen finnes så ved å summere log<br />
inaktiveringen beregnet for hvert kammer.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 166
For å bestemme ozon decay koeffisienten, k * , og ozonrest konsentrasjon i innløpet til<br />
extended CSTR sonen, C in , må det gjøres ozonrestmåling i tre av kamrene, henholdsvis C 1 , C 2<br />
og C 3 (se også Figur 7.6). Ozon decay koeffisienten k * bestemmes da ved prosedyren som er<br />
angitt nedenfor.<br />
Først bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 2:<br />
k * 1-2 = [N 1-2 · Q / V 1-2 ][(C 1 / C 2 ) (1 / N1-2) – 1]<br />
der: k * 1-2 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 2 (min -1 ).<br />
C 1 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 1 (mg/L).<br />
C 2 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 2 (mg/L).<br />
V 1-2 = Volum mellom målepunkt 1 og 2 (m 3 ).<br />
N 1-2 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 2.<br />
Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min).<br />
Deretter bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 3:<br />
k * 1-3 = [N 1-3 · Q / V 1-3 ][(C 1 / C 3 ) (1 / N1-3) – 1]<br />
der: k * 1-3 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 3 (min -1 ).<br />
C 3 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 3 (mg/L).<br />
V 1-3 = Volum mellom målepunkt 1 og 3 (m 3 ).<br />
N 1-3 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 3.<br />
Ozon decay koeffisienten bestemmes da ved:<br />
k* = (k * 1-2 + k * 1-3) / 2<br />
Det er vanlig at k * 1-2 og k * 1-3 avviker noe fra hverandre, men det anbefales at<br />
[abs(k * - k * 1-i) / k * ] ≤ 20 %<br />
Ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen, C in , kan i teorien måles. Det<br />
anbefales imidlertid ikke å gjøre dette da den målte verdien normalt er høyere enn en<br />
predikert verdi basert på første ordens ozon decay. I stedet anbefales det derfor å beregne C in<br />
ved å ekstrapolere decayfunksjonen fra nedstrøms restozonkonsentrasjoner. C in beregnes da<br />
ved hjelp av de målte restozonkonsentrasjonene C 1 , C 2 og C 3 , samt den beregnede decay<br />
koeffisienten, k * . Følgende prosedyre anbefales:<br />
C in,1 = C 1 [1 + k * (V 0-1 / (N 0-1 · Q))] N0-1<br />
C in,2 = C 2 [1 + k * (V 0-2 / (N 0-2 · Q))] N0-2<br />
C in,3 = C 3 [1 + k * (V 0-3 / (N 0-3 · Q))] N0-3<br />
der: C in,1 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert<br />
på målepunkt 1 (mg/L).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 167
C in,2<br />
= Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert<br />
på målepunkt 1 (mg/L).<br />
C in,3 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert<br />
på målepunkt 1 (mg/L).<br />
V 0-1 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1 (m 3 ).<br />
V 0-2 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 2 (m 3 ).<br />
V 0-3 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 3 (m 3 ).<br />
N 0-1 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1.<br />
N 0-2 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 2.<br />
N 0-3 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 3.<br />
De øvrige parametrene er som definert over.<br />
C in er så beregnet som gjennomsnittet av C in,1 , C in,2 og C in,3 :<br />
C in = [C in,1 + C in,2 + C in,3 ] / 3<br />
7.5.2.4 Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto<br />
I USEPA sitt første utkast til forslag ved innføring av LT2ESWTR (USEPA, November 2001)<br />
ble det foreslått en annen metode for beregning av inaktivering av Cryptosporidium. Denne<br />
har EPA i ettertid gått bort fra. Den nevnes likevel her siden den kan være av interesse ved<br />
vurdering av norske krav. Beregningsmetoden var basert på historiske data som ble benyttet<br />
til å utvikle en prediktiv for log inaktivering basert på gjennomsnittlig CT-verdi:<br />
Log I = 0.051 · CT · (1.10) Temp<br />
Tilsvarende ligning på 75 % konfidens nivå er angitt til:<br />
Log I = 0.035 · CT · (1.10) Temp<br />
Og tilsvarende ligning på 90 % konfidensnivå er angitt til:<br />
Log I = 0.026 · CT · (1.10) Temp<br />
Ved beregning av CT-verdien anbefales det å benytte T 10 som kontakttid. Hvis man benytter<br />
restozonkonsentrasjonen (dvs utløpskonsentrasjonen fra det aktuelle segmentet), kan log<br />
inaktivering beregnes ved bruk av ligningen over for 75 % konfidens nivå. Hvis man derimot<br />
benytter ligningen over for 90 % konfidensnivå, kan det benyttes en effektiv<br />
ozonkonsentrasjon, C eff , basert på geometrisk gjennomsnittsverdi av innløps- og<br />
utløpskonsentrasjonen i stedet for utløpskonsentrasjonen:<br />
C eff = (C innløp · C utløp ) ½<br />
der: C eff = Effektiv ozonkonsentrasjon gjennom det aktuelle segmentet.<br />
C innløp = Ozonkonsentrasjonen i innløpet til segmentet.<br />
C utløp = Ozonkonsentrasjonen i utløpet fra segmentet.<br />
Det er imidlertid lagt opp til at C innløp og C utløp skal måles da det ikke er angitt noen måte å<br />
beregne disse på.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 168
7.6 UV-anlegg<br />
7.6.1 Generelt<br />
Bruk av ultrafiolett lys (UV) for desinfeksjon er en relativt ny metode i USA, og den er blitt<br />
svært aktuell på grunn av sin effektivitet overfor protozoer og bakterier (se kapittel 3 for<br />
nærmere beskrivelse av UV-metoden). For å oppnå inaktiveringskreditt må effekten<br />
dokumenteres ved biodosimetertest, og USEPA har utviklet prosedyre og dosekrav for<br />
Cryptosporidium, Giardia og virus som skal benyttes under slike tester.<br />
Som nevnt tidligere i rapporten er UV-dosen (D) gitt som produktet av strålingsintensitet (I)<br />
og strålingstid (t):<br />
D = I . t<br />
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 )<br />
I = Strålingsintensitet (mW/cm 2 )<br />
t = Strålingstiden (s)<br />
7.6.2 Biodosimeter test<br />
Hensikten med testen er å forsikre seg om at reaktoren gir den grad av inaktivering som<br />
kreves i det gitt tilfellet. Andre tilsvarende tester (for eksempel öNORM M5873-1, öNORM<br />
M5873-2, DVGW W294, NSF/ANSI standard 55, hvis tilfredsstillende grad av inaktivering<br />
er blitt dokumentert) kan også brukes i stedet for den som er angitt her (USEPA june 2003a).<br />
Testen skal bestemme et sett driftsbetingelser som vannverket kan benytte for å forsikre seg<br />
om at anlegget til enhver tid leverer den nødvendige dosen for tilstrekkelig inaktivering av<br />
patogener. Testen skal minimum bestemme effekten av følgende:<br />
• Varierende driftsforhold<br />
⇒ UV intensitet (målt med UV-intensitetssensor), vannmengde, lampestatus.<br />
• Variasjon i faktorer som påvirker levert UV-dose<br />
⇒ Lampe alder, belegg på lampehylse, vannets UV-transmisjon, innløps- og<br />
utløpskonfigurasjon til reaktoren, dose distribusjon forårsaket av<br />
hastighetsprofiler gjennom reaktoren, feil på lamper eller andre kritiske<br />
komponenter, måleusikkerhet på on-line sensorer.<br />
Den eksperimentelle delen skal bestå av en laboratoriedel (for å bestemme dose-respons<br />
karakteristikken til test organismen) og en fullskaladel (der test organismen doseres ved de<br />
ulike eksperimentelle betingelsene og responsen i form av inaktivering måles). Dette er<br />
illustrert i Figur 7.7.<br />
Som test organisme benyttes MS2 phage (B. subtilis brukes i en del andre tilsvarende tester).<br />
Fra laboratorie testene lages det en kurve over UV-dose mot log inaktivering av test<br />
organismen under optimale stasjonære forhold. Dataene evalueres og det lages en<br />
regresjonsligning basert på dem. Deretter gjennomfører man fullskalaforsøk (med den<br />
aktuelle UV-reaktoren) med den samme test organismen ved forskjellige forsøksbetingelser<br />
og beregner log inaktivering i hvert forsøk. De ulike forsøksbetingelsene skal inkludere<br />
variasjoner i for eksempel vannmengde (Q), vannets UV-transmisjon (UVT), målt UVintensitet,<br />
temperatur, lampe alder og fouling.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 169
Figur 7.7<br />
Skjematisk fremstilling av valideringstest (biodosimetrisk test).<br />
Med utgangspunkt i figuren som fremkom i laboratorietesten (eller riktigere sagt,<br />
regresjonsligningen som fremkom), tar man log inaktiveringen funnet i fullskalaforsøket og<br />
beregner hvilken UV-dose denne inaktiveringen tilsvarer for de ulike forsøksbetingelsene<br />
(basert på ovennevnte regresjonsligning). Denne ”UV-dosen” kalles RED (Reduction<br />
Equivalent Dose). Siden det ikke er mulig å måle UV-dosen direkte et UV-aggregat, settes på<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 170
denne måten RED lik den UV-dosen i laboratorietesten som gir samme grad av inaktivering<br />
av testorganismen som måles i gjennomstrømnings UV-reaktoren under<br />
biodosimetertestingen. Det lages så en ny regresjonsligning for RED som funksjon av<br />
driftsparametere som for eksempel Q, vannets UVT og målt UV-intensitet. Denne ligningen<br />
danner basis for hvilke doser anlegget leverer under de ulike betingelsene (dvs for hvilke<br />
betingelser anlegget leverer en tilfredsstillende dose).<br />
7.6.3 Krav til UV-dose<br />
Krav til dose for å nå en gitt log inaktiveringskreditt er kalt RED target. Denne er<br />
fremkommet ved statistisk bearbeiding av historiske laboratoriedata over UV-dose og<br />
inaktivering av bestemte patogene organismer (Cryptosporidium parvum, G.lamblia, Giardia<br />
muris og adenovirus 40 og 41), og er vist i Tabell 7.15. RED target fremkommer da ved å<br />
multiplisere dosene i Tabell 7.15 med en sikkerhetsfaktor. Denne sikkerhetsfaktoren er<br />
forskjellig avhengig av hvordan dataene bearbeides (j.fr. Tier 1 og Tier 2 i Figur 7.7). Tabell<br />
7.16 viser RED target hvis man følger den forenklede vurderingen av biodosimeterdataene<br />
(Tier 1, som medfører at det er benyttet en forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor) som angitt i<br />
Figur 7.7. For å bestemme anleggets log inaktiveringkreditt for de gitte betingelsene<br />
sammenlignes RED med Red target.<br />
Tabell 7.15 Basis for UV-dose krav (Dp) for inaktivering av Cryptosporidium, Giardia og<br />
virus etter Tier 2 (RED target fremkommer ved å multiplisere Dp med en sikkerhetsfaktor).<br />
Hvis man behandler dataene etter ”Tier 2” (som er vesentlig mer komplisert), kan man<br />
benytte noe lavere sikkerhetsfaktor for å bestemme RED target. Da har man imidlertid ikke en<br />
forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor, men må bestemme den i hvert enkelt tilfelle. RED target<br />
bestemmes ved å ta utgangspunkt i verdiene i Tabell 7.15 (Dp), og multipliserer disse med en<br />
sikkerhetsfaktor (SF) sammensatt av en RED bias, en polykromatisk bias og en<br />
usikkerhetsfunksjon, dvs sikkerhetsfaktoren er:<br />
SF = B RED · B Poly · (1 + e)<br />
Der B RED er RED bias og er en korreksjon som tar hensyn til forskjellen i forventet dose<br />
levert til målorganismen i forhold til målt dose ved bruk av testorganismen i biodosimeter<br />
testen. Hvis testorganismen er mer resistent mot UV-lys enn målorganismen, vil målt RED i<br />
biodosimetertesten være større enn forventet levert dose til målorganismen, hvilket korrigeres<br />
for med B RED , som finnes fra tabell. Når testorganismen er lik eller mer sensitiv til UV-lys<br />
enn målorganismen er B RED = 1.0. B Poly er polykromatisk bias som korrigerer for bølgespekter<br />
forskjeller mellom test og driftsforhold. Denne gjelder bare for mellomtrykkslamper og finnes<br />
fra tabell. For lavtrykkslamper er B Poly = 1.0. Utvidet usikkerhet, e, inkluderer usikkerhet<br />
forbundet med målingene under biodosimeter testen, samt usikkerhet assosiert med<br />
måleutstyr. RED target (for Tier 2) bestemmes da fra Dp i Tabell 7.15 og beregnet<br />
sikkerhetsfaktor, SF:<br />
RED target (Tier 2) = Dp · SF<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 171
Tabell 7.16 Tier 1 RED target (dvs krav ved forenklet vurdering av biodosimeter dataene)<br />
for lavtrykkslamper (LPHO) og mellomtrykkslamper (MP).<br />
Log<br />
inaktivering<br />
0,5<br />
Giardia<br />
LPHO<br />
MP<br />
6,6 7,5<br />
Crypto<br />
LPHO<br />
MP<br />
6,8 7,7<br />
Virus<br />
LPHO<br />
MP<br />
55 63<br />
1,0<br />
9,7 11<br />
11 12<br />
81 94<br />
1,5<br />
13 15<br />
15 17<br />
110 128<br />
2,0<br />
20 23<br />
21 24<br />
139 161<br />
2,5<br />
26 30<br />
28 32<br />
169 195<br />
3,0<br />
34 40<br />
36 42<br />
199 231<br />
3,5<br />
227 263<br />
4,0<br />
259 3000<br />
7.6.4 Enkelte driftsaspekt<br />
Det stilles krav til innløps- og utløpsarrangementet fordi de hydrauliske forholdene har stor<br />
innflytelse på dosen som leveres. Når man har flere UV-reaktorer i parallell, må man påse at<br />
de hydrauliske forholdene tilsier at man får en jevn fordeling av vannmengde mellom UVreaktorene.<br />
Dimensjonerende vannmengde for hver UV-reaktor er da gitt ved:<br />
Q reaktor = [Q total · (1 + E)] / N<br />
Der Q total og Q reaktor er henholdsvis den totale vannmengden og vannmengden som hver UVreaktor<br />
dimensjoneres for, N er antall UV-reaktorer i parallell og E er beregnet maksimale<br />
vannfordelingsfeil i prosent (bestemt via hydrauliske beregninger eller modellering).<br />
Det kreves kontinuerlig målinger (for eksempel Q, UVT, UV-intensitet) for å dokumentere at<br />
man er innenfor dosebetingelsene verifisert i biodosimeter testen. Man kan ikke sette anlegget<br />
i produksjon rett etter oppstart eller restart av lampene. Lavtrykkslamper kan settes i<br />
produksjon ca 15 sekunder etter oppstart/restart. For høy intensitets lavtrykkslamper (LPHO)<br />
og mellomtrykkslamper (MP) kreves det imidlertid en oppvarmingsperiode før de kan settes i<br />
produksjon (se Tabell 7.17).<br />
Tabell 7.17 Eksempel på oppstart og restart tider for høy intensitets lavtrykkslamper<br />
(LPHO) og mellomtrykkslamper (MP).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 172
Det stilles også en rekke andre driftskrav som for eksempel måling av UVT, UV-intensitet og<br />
vannføring, beregning av dose, lampe skifte, instrument kontroll og kalibrering, alarm<br />
funksjoner, automatisk stengning av anlegg ved alvorlige feil, reserve strømforsyning, osv.<br />
For mer detaljert beskrivelse av kravene til UV-anlegg, test prosedyre og drift, vises det til<br />
USEPA: ”Ultraviolet Disinfection Guidance Manual”, June 2003.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 173
8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal<br />
desinfeksjonspraksis<br />
Det er ikke lett å forholde seg til kravene om to hygieniske barrierer i forskrift og veiledning –<br />
verken for forvaltningsmyndighet (Mattilsynet), anleggseiere eller rådgivere. Det er derfor<br />
behov for en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som vil være god<br />
desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre som kan lede fram til bestemmelse av<br />
hva man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, vil kunne lette arbeidet for<br />
alle parter som deltar i dette arbeidet.<br />
Det presiseres at det forslag til prosedyre som her legges frem for bransjen, er ment å være et<br />
diskusjonsgrunnlag. Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har ment at det<br />
vil være riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan<br />
lede fram til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en<br />
slik prosedyre ville være av nytte for bransjen.<br />
Det er også lagt vekt på at de kriteriene som ligger til grunn for bruken må være svært enkle<br />
og at det ikke må kreves et svært omfattende forarbeid for å kunne ta den i bruk. Det er derfor<br />
viktig at man ikke ser på de kriteriene som er valgt som vitenskapelig begrunnede. De kan<br />
like gjerne være begrunnet ut fra logiske sammenhenger.<br />
8.1 Oppbygning av en prosedyre<br />
En prosedyre rettet mot optimal desinfeksjonspraksis, bør ta utgangspunkt i:<br />
• Hvilken ”risikosituasjon” vannverket står overfor<br />
• Hvilken ”sårbarhetssituasjon” vannverket står overfor<br />
• Hvilken vannkvalitet man har i kilden/råvannet<br />
• Hvilke tiltak som er gjort i nedslagsfelt og kilde<br />
• Hvilken vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt<br />
Alle disse forhold er med å bestemme den risikosituasjon man står overfor og som bør ligge<br />
til grunn for de desinfeksjonstiltak som bør treffes.<br />
8.1.1 ”Risikosituasjonen”<br />
Det er selvsagt svært omfattende å kartlegge eller bestemme hvilken risikosituasjon et gitt<br />
vannverk står overfor. Vi har satt ”risikosituasjonen” i anførselstegn ettersom vi her foreslår å<br />
knytte dette begrepet til størrelsen på vannverket, og dermed egentlig til konsekvensgraden av<br />
en uheldig desinfeksjonspraksis. Risiko er produktet av sannsynlighet og konsekvens. For den<br />
enkelte spiller det ingen rolle om man blir syk av en epidemi i et lite vannverk eller i et stort,<br />
men for samfunnet vil konsekvensene bli større jo større vannverket er.<br />
Vi har derfor valgt å bruke vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt) som et<br />
kriterium på ”risikosituasjonen”. Dette er også et svært enkelt kriterium å bruke fordi<br />
kunnskap om dette alltid finnes. For at prosedyremodellen ikke skal bli omfattende, har vi<br />
foreslått å benytte tre nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10000 pe og > 10.000 pe ettersom dette<br />
fanger godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning.<br />
8.1.2 Sårbarhetssituasjonen<br />
Sårbarheten til et vannverk er i svært stor grad bestemt av typen av vannkilde og vi har derfor<br />
foreslått at typen av vannkilde trekkes inn i prosedyren som et kriterium på sårbarhet. En<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 174
eskyttet grunnvannskilde er for eksempel mindre sårbar enn en overflatevannkilde og en<br />
innsjø med dypvannsinntak er mindre sårbar enn en elv/bekk.<br />
Det er klart at en inndeling kun basert på kildetype blir meget grov, men trekker vi inn andre<br />
faktorer som er relevante (for eksempel geografisk beliggenhet, grunnens beskaffenhet,<br />
innsjøens dybde, elvens vannføring, lokalt klima etc) blir kriteriet straks uhåndterlig.<br />
Vi har derfor valgt å ta utgangspunkt i tre kategorier - grunnvann, innsjø og elv/bekk. Det er<br />
klart at man også her kunne valgt en langt mer finmasket inndeling, men igjen har hensynet til<br />
enkelhet vært avgjørende. Har man vannkilder som ligger i grenseland mellom disse<br />
kategoriene må man utvise skjønn og plassere det aktuelle vannverk i den av de tre<br />
kategoriene som synes mest korrekt.<br />
Spesielt når det gjelder grunnvann, er det behov for noen oppklarende definisjoner. Vi har<br />
valgt å skille mellom:<br />
• Genuint grunnvann<br />
• Overflatevannpåvirket grunnvann<br />
• Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon<br />
Genuint grunnvann stammer fra et magasin i løsavsetninger. I Veiledningen heter det at<br />
dersom vannets transport gjennom løsmassene i umettet og mettet sone til sammen utgjør<br />
minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å inaktivere bakterier og virus. Det er grunn<br />
til å tro at man her også kunne inkludere parasitter. Det er imidlertid ikke alltid lett å<br />
bestemme den faktiske oppholdstid og dermed bør man vurdere om andre kriterier på genuint<br />
grunnvann kunne brukes. Vi tar imidlertid ikke stilling til dette her, men ser heller på hva som<br />
ikke er genuint grunnvann, gjennom å definere de to andre kategoriene.<br />
Overflatevannpåvirket grunnvann, er vann:<br />
• fra boret eller sprengt fjellbrønn uten løsmasseoverdekning<br />
• borebrønn med løsmasseoverdekning på mindre enn 10 m<br />
• fra grunnen som stammer fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon hvor beregnet<br />
oppholdstid gjennom grunnen er mindre enn 3 døgn eller vannets transport gjennom<br />
grunnen er mindre enn 10 m<br />
• fra grunnen som viser tegn til (for eksempel i hygienisk kvalitet) at det er påvirket av<br />
overflatevann<br />
• fra grunnen, men som på grunnlag av hydrogeologisk ekspertutredning kan mistenkes<br />
å være påvirket av overflatevann.<br />
Det er grunn til å gå disse kriteriene grundigere etter i sømmene i den høring som skal<br />
gjennomføres.<br />
Vi foreslår at overflatevannpåvirket grunnvann ikke skal regnes som grunnvann men som å<br />
komme fra en overflatevannkilde basert på elv/bekk (evt innsjø – her må skjønn utøves).<br />
Når det gjelder grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon, er dette i utgangspunktet<br />
overflatevann som blir forbehandlet gjennom passasje gjennom grunnen. Vi foreslår derfor å<br />
håndtere en slik situasjonen på samme måte som vi håndterer annen vannbehandling, nemlig<br />
ved at det eventuelt gis en log-kreditt (se senere) for den forbehandlingen som infiltrasjonen<br />
gir. Alternativt kan man se på det vann som tas ut fra brønnen som råvann.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 175
Når det gjelder innsjøer kan det vurderes om man skal trekke inn inntakets dybde og/eller<br />
oppholdstiden i innsjøen, selv om erfaringer viser at dette ikke nødvendigvis er tilstrekkelige<br />
kriterier. I den prosedyren som foreslås, bygger kvalitetsvurderingen på analyser i råvannet og<br />
derfor synes det unødvendig å differensiere mer på vannkildetypen enn det som er foreslått.<br />
Bestemmelse av barrierehøyde gjøres på grunnlag av vannkvalitetssituasjonen og<br />
anleggsstørrelsen. Som angitt i avsnitt 8.4 kommer sårbarhetssituasjonen (vannkildetype) inn i<br />
prosedyren først i forbindelse med tildeling av log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og<br />
vannkilde.<br />
8.1.3 Vannkvalitetssituasjonen<br />
Når vi skal velge kriterium for hygienisk vannkvalitet, må vi ta hensyn til hva man faktisk<br />
analyserer på i det enkelte vannverk. Den norske forskriften forutsetter bestemmelse av<br />
koliforme bakterier, E. coli og C. perfringens og Intestinale enterokokker. Innholdet av<br />
koliforme bakterier sier neppe så mye om faren for hygienisk betenkelig kontaminering.<br />
E.coli anses som en sikker indikator for fekal kontaminering og C. perfringens er brukt som<br />
en indikator for resistente organismer (parasitter og virus). Vi har derfor valgt å foreslå<br />
tilstedeværelse av E. coli og C. perfringens som kriterier for hygienisk kontaminert vann både<br />
mht bakterier, virus og parasitter når det tas utgangspunkt i den normale overvåkingen<br />
vannverkene gjennomfører.<br />
Alle vannverk skal bestemme disse parametrene på vann til forbruker, men det er ikke alle<br />
som registrerer råvannskvaliteten. Det vil imidlertid være nødvendig å ta utgangspunkt i<br />
råvannskvaliteten, enten kvaliteten direkte i kilden eller i tilløpsvannet til vannverket, om man<br />
skal bruke den prosedyren som foreslås her.<br />
Vi foreslår at det skal ta utgangspunkt i registreringer av E.coli og C. perfringens i råvannet<br />
over en periode som ansees tilstrekkelig av tilsynsmyndighetene (f.eks de siste 3 år).<br />
Dersom man ikke har gjort registreringer, forutsettes det at det gjennomføres slike<br />
registreringer over minst ett år.<br />
Resultatet av den historiske registreringen vil bestemme hvordan man går videre. Man kan<br />
enten på grunnlag av resultatet velge en ”føre var” holdning og legges seg på et kvalitetsnivå<br />
som tar utgangspunkt i det verst mulige scenario når det gjelder den aktuelle vannkildetype,<br />
eller man kan igangsette et kartleggingsprogram over ett år for å kartlegge den hygieniske<br />
vannkvaliteten ytterligere. Ettersom utfordringen i stor grad er knyttet opp mot<br />
organismetyper som man normalt ikke analyserer på i henhold til forskriften, nemlig virus og<br />
parasitter, er hensikten med denne kartleggingen å gi bedre grunnlag for å fastslå<br />
kvalitetsnivået mht virus og parasitter enn det den vanlige overvåkningen gjør. Det foreslås<br />
derfor at det skal analyseres på sporer av C. perfringens samt forekomst av parasitter i<br />
råvannet i løpet av dette kartleggingsprogrammet.<br />
Det er vel kjent at det stilles spørsmålstegn ved C. perfringens som indikatororganisme og så<br />
snart man har innført rutiner på bestemmelse av virus (eller en bedre indikator på virus) bør<br />
dette tas inn i stedet for C. perfringens.<br />
Når det gjelder parasitter bør man i utgangspunktet analysere på både Giardia og<br />
Cryptosporidium ettersom det ikke er åpenbart at begge parasitter forekommer om man<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 176
egistrerer den ene. Det kan imidlertid argumenteres for å velge bare Cryptosporidium ut fra<br />
det kriterium at denne parasitten har størst resistens mot desinfeksjon.<br />
Vi skal i det følgende forutsette at man i den kartlegging som foreslås nedenfor, analyserer<br />
mht både Cryptosporidium og Giardia og at nivået av enten den ene aller den andre, evt<br />
summen av de to legges, til grunn for hvilke tiltak som skal treffes<br />
Fremgangsmåten for fremskaffelse av kjennskapet til kvalitetsnivået i kilden skal beskrives<br />
nærmere nedenfor (avsnitt 8.2.)<br />
8.1.4 Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak<br />
Den informasjon om vannverket som er fremskaffet slik som beskrevet over, gir grunnlag for<br />
å kategorisere vannverket til et bestemt kvalitetsnivå. Til hvert kvalitetsnivå hører en bestemt<br />
”barrierehøyde” uttrykt som den log-reduksjon av de ulike organisme gruppene (bakterier,<br />
virus og parasitter) som vannverket må ta sikte på å nå, totalt sett.<br />
Beskyttelsestiltak i nedslagsfelt og vannkilde gis så en nærmere spesifisert log-kreditt som<br />
kan trekkes fra den barrierehøyden man hadde i utgangspunktet. Likeledes gis<br />
vannbehandling (evt kunstig grunnvannsinfiltrasjon) utover sluttdesinfeksjonen, som gir en<br />
reduksjon av organismer, en nærmere bestemt log-kreditt som trekkes fra barrrierehøyden,<br />
slik at man til slutt å komme fram til den log-reduksjonen sluttdesinfeksjonen krever.<br />
Oppbygningen av prosedyren blir da prinsipielt som vist i Tabell 8.1.<br />
Tabell 8.1. Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt<br />
1 Bestem ”risikograd” og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde)<br />
2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. Perfringens)<br />
3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2)<br />
4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1- 3)<br />
5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduskjon = f (4)<br />
6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde)<br />
7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen)<br />
8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 ÷ 6 ÷ 7)<br />
8.2 Bestemmelse av kvalitetsnivå<br />
Prosedyren frem mot bestemmelse av kvalitetsnivå er illustrert ved Figur 8.1. Den vil gjelde<br />
for alle vannverk uansett størrelse og kildetype. Den fremgangsmåte som her er foreslått er<br />
enklere enn den som tidligere (på work-shop i prosjektet) er lagt fram. Vi mener den<br />
forenklede fremgangsmåten er mer logisk i det den ikke skiller mellom ulike vannkildetyper<br />
og heller ikke mellom ulike anleggsstørrelser.<br />
Man følger strekene i figuren fra toppen. Registreringen av vannkvalitet mht E. coli (EC) og<br />
C. perfringens (CP) bestemmer om man trenger å gjøre ytterligere kartlegging av<br />
kvalitetsnivået. Dersom man ikke har gjort målinger på råvann, kun på levert vann, må man<br />
gjennnomføre en kartlegging på minst ett år på råvannet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 177
Dersom man ikke har registrert EC eller CP i råvannet i løpet av 3 år, behøver man ikke gjøre<br />
ytterligere kartlegging og vannverket vil kategoriseres med kvalitetsnivå A.<br />
Dersom E. coli (EC) er registrert, men ikke C. perfringens (CP), skal man sette i gang et<br />
kartleggingsprogram (over ett år) for å fastslå om det er sannsynlig at C. perfringens vil kunne<br />
forekomme i råvannet eller ikke. Dersom man gjennom kartleggningen ikke finner CP, blir<br />
kvalitetsnivået B. Dersom man finner CP, blir kvalitetsnivået C.<br />
Alternativt kan man velge ”føre var” linjen og ta utgangspunkt i kvalitetsnivå C direkte og<br />
dermed unngå å gjennomføre kartleggingsprogrammet.<br />
Historisk registrering<br />
av vannkvalitet<br />
Registrert<br />
situasjon<br />
0 EC<br />
0 CP<br />
> 0 EC<br />
0 CP<br />
> 0 EC<br />
> 0 CP<br />
Ytterligere<br />
kartlegging<br />
1 år mht<br />
CP<br />
1 år mht<br />
CP+P<br />
Resultat av<br />
kartlegging<br />
0 C P > 0 CP > 0 C P<br />
0 P<br />
> 0 CP<br />
> 0 P<br />
Kvalitetsnivå<br />
A B C<br />
C<br />
Crypto-/Giardia-nivå (cyster/liter)<br />
0,075 1,0 3,0<br />
C<br />
Da Db Dc<br />
Figur 8.1<br />
Bestemmelse av kvalitetsnivå.<br />
Dersom man ikke har funnet CP i den historiske registreringen, men finner sporer av CP i<br />
kartleggingsperioden, skal man straks igangsette undersøkelser også mht parasitter (P), dvs<br />
Cryptosporidium (CS) og Giardia, i den videre kartleggingen (se prikket linje i Figur 8.1).<br />
Finner man ikke parasitter faller man ned på kvalitetsnivå C.<br />
Dersom man allerede i registreringen finner CP, skal man i tillegg til undersøkelser mht<br />
sporer av C. Perfringens også gjøre undersøkelser mht Cryptosporidium og Giardia fra<br />
starten av. Kvalitetsnivået gjøres da avhengig av cyste-konsentrasjonen og kvalitetsnivået vil<br />
da bli C eller Da-c. Tallverdiene refererer seg her til summen av registrerte cyster/oocyster av<br />
de to parasittene. På denne måten får vi i definisjonen av kvalitetsnivået både situasjonen hvor<br />
man bare finner Cryptosporidium, bare Giardia eller begge deler. Det kan argumenteres for at<br />
disse to parasittene er så forskjellige at de bør behandles hver for seg. For registrering av<br />
kvalitetsnivå tror vi imidlertid ikke at det er nødvendig.<br />
Også for denne situasjonen kan man velge ”føre var” linjen og unngå kartleggingsperioden<br />
dersom man legger seg på det strengeste kvalitetsnivået dvs Dc.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 178
Prosedyren er tenkt lagt opp på samme måte for alle anleggsstørrelsene, men definisjonen av<br />
kvalitetsnivå gjøres avhengig av anleggsstørrelsen (se Tabell 8.3) ettersom risikosituasjonen<br />
er avhengig av anleggstørrelse.<br />
Når det gjelder omfanget av kartleggingen, bør også denne gjøres avhengig av<br />
vannverksstørrelse. Vi har foreslått det som er nedfelt i Tabell 8.2, men frekvensen av prøver<br />
bør gjøres til gjenstand for diskusjon. Den kan for eksempel knyttes opp mot en risikoanalyse.<br />
Tabell 8.2<br />
Prøveomfang i ett-års kartleggingen<br />
Prøveomfang Grunnvann Innsjø Elv/bekk<br />
< 1000 pe 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd<br />
1000 – 10000 pe 2 prøv e/ mnd 2 prøv er/mnd 2 prøv er/mnd<br />
>10000 pe 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd<br />
Det må også klargjøres hvordan forekomstkriteriene (> 0 EC, > 0 CS osv) skal forstås. Skal<br />
de være absolutte eller skal det gis rom for sporadiske funn. Vi foreslår at kriteriene skal<br />
forstås slik at maksimalt én av 12 prøver kan være dårligere enn det oppsatte kriteriet.<br />
8.3 Bestemmelse av barrierehøyde<br />
Det må defineres nærmere hva som ligger i kvalitetsnivå kategorisert ved rubrikkene A, B, C<br />
og Da-c. Vi har valgt å karakterisere barrierehøyden som det sett av log-reduksjoner for de<br />
ulike organismegrupper som anlegget må håndtere - totalt sett - ved et gitt kvalitetsnivå. Dette<br />
er anskueliggjort i Tabell 8.3 hvor for eksempel angivelsen 5b + 5v + 2p, betyr 5 log mht<br />
bakterier, 5 log mht virus og 2 log mht parasitter. .<br />
Tabell 8.3 Sammenheng mellom barrierehøyde, anleggsstørrelse og kvalitetsnivå<br />
Barrierehøy de<br />
(nødv endig logreduksjon<br />
i<br />
vannverk totalt)<br />
Vannverk- Kvalitetsnivå<br />
størrelse (pe)<br />
A B C D<br />
1. 10.000 5b + 5v + 1p 6b + 6v + 2p 6b + 6v + 3p a. 6b + 6v + 4p<br />
b. 6b + 6v + 5p<br />
c. 6b + 6v + 6p<br />
Tabellen angir barrierehøyden, dvs hvor stor log-reduksjon man skal ta utgangspunkt i ved<br />
beregningen av den nødvendige log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen i det aktuelle vannverk.<br />
Nødvendig log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må klare, fremkommer etter fradrag for<br />
den log-kreditt som tiltak i nedslagsfelt og vannkilde samt vannbehandling ut over<br />
sluttdesinfeksjonen vil gi.<br />
Har man for eksempel et innsjøvannverk på 7.000 pe hvor man i den historiske registreringen<br />
har funnet både E.coli og C. Perfringens og i kartleggingsperioden har funnet i middel >1<br />
men < 3 parasitt-cyster per liter, faller man i kartleggingsnivå D2b og man skal da ta<br />
utgangspunkt i en nødvendig log reduksjon for hele anlegget på 5 log mht bakterier og virus<br />
og 4 log mht parasitter.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 179
Det er åpenbart at det kan ligge an til diskusjoner om de barrierenivåene som her er foreslått<br />
er de ”korrekte”. I forslaget i Tabell 8.3 har vi prøvet å ta hensyn til risiko (eller egentlig<br />
konsekvensgrad) gjennom vannverksstørrelse, sårbarhet gjennom kildetype og kvalitetsnivå<br />
basert på analyserte verdier. Barrierehøyden som man må møte, øker med vannverkstørrelse<br />
og med synkende kvalitetsnivå – særlig med tanke på parasitter som vi anser å representere<br />
den største utfordringen med hensyn til valg av metode og dimensjonering av<br />
sluttdesinfeksjonen.<br />
Det er også brukt en viss grad av logikk. For de vannverk som havner i kvalitetsnivå D, som<br />
nok vil være de aller fleste overflatevannverk, er barrierenivået for D3a (anlegg > 10.000 pe<br />
med registrert innhold av parasitter) satt til 6b + 6v + 4p. Dette tilsvarer det som i<br />
Veiledningen til Drikkevannsforskriften er definert som ”to hygieniske barrierer” ettersom én<br />
hygienisk barriere der er definert som minst 3 log for bakterier og virus og 2 log for parasitter.<br />
Tabell 8.3 gir imidlertid et sett av andre barrierehøyder avhengig av den faktiske situasjonen.<br />
For eksempel vil et lite grunnvannverk hvor det aldri er registrert verken E.coli eller C.<br />
perfringens få en barrierehøyde på 3b + 3v + 0p ettersom det er svært lite sannsynlig at det vil<br />
kunne forekomme parasitter i et grunnvannsvannverk med så god hygienisk kvalitet. I tillegg<br />
blir konsekvensgraden av en epidemi liten som følge av anleggets beskjedne størrelse.<br />
Det er foreslått at man i tillegg skal ta hensyn til hvilke barrieretiltak som gjøres i<br />
nedslagsfeltet og i vannbehandlingen. Disse tiltakene gis en verdi i form av log-reduksjon<br />
som kommer til fradrag fra det som er bestemt som nødvendig log-reduksjon totalt, og er<br />
derfor her kalt log-kreditt for tiltak i nedslagsfeltet hhv vannbehandlingen.<br />
8.4 Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde<br />
Vi foreslår at det kan gis log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde. I de tilfeller hvor<br />
man planlegger et vannverk kan log-kreditt gis for planlagte tiltak. For eksisterende vannverk<br />
kan log-kreditt gis for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde som går utover de tiltak som allerede<br />
var igangsatt da registreringen av vannkvalitet og det eventuelle kartleggingsprogrammet ble<br />
gjennomført. For grunnvann i kvalitetsnivå A, gis det imidlertid log-kreditt for allerede utførte<br />
tiltak. Bakgrunnen for dette er at man allerede har beste kvalitetsnivå og laveste<br />
sårbarhetsnivå, og da bør allerede utførte tiltak gis log-kreditt siden de har vært med på å<br />
skape denne gunstige situasjonen.<br />
For nedslagsfelt og vannkilde er det foreslått at man kan få den log-kreditt som er vist Tabell<br />
8.4. Det er svært mange tiltak som kan komme på tale her, og den oversikten som gis<br />
nedenfor pretenderer ikke på noen måte å være fullstendig. Listen kan forlenges etter hvert<br />
som forslag til aktuelle tiltak fremkommer.<br />
For elv og bekk foreslås det ingen log-kreditt uansett tiltak, og det er dermed heller ikke noe<br />
poeng å gjøre spesielle tiltak. Dette har selvsagt å gjøre med at vi har å gjøre med rennende<br />
vann og muligheter for rask spredning i kontamineringssituasjon.<br />
Beskrivelsene for grunnvann tar utgangspunkt i genuint grunnvann (se over). Er det snakk om<br />
planlegging av er vannverk basert på kunstig grunnvannsinfiltrasjon, må man enten ta<br />
utgangpunkt i den overflatevannkilden som brukes og så gi log-kreditt for den kunstige<br />
grunnvanninfiltrasjonen (som et tiltak for å bedre den hygieniske kvalitet), eller man må ta<br />
utgangspunkt i den råvannskvaliteten man har etter grunnvannsuttaket.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 180
Tabell 8.4<br />
Forslag til log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og kilde<br />
Kildetype<br />
Grunnv ann<br />
Inngjerdning av brønnsone<br />
Båndlegging av aktivitet i tilsigsfeltet<br />
By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet<br />
Forbud mot utslipp<br />
Begrensninger i ferdsel<br />
Begrensning i bruk at tilsigsområde som beitemark<br />
Maksimal log-kreditt for grunnvann<br />
Innsjø<br />
Begrensning i aktivitet i kilden (bading, v annsport etc)<br />
Båndlegging av aktivitet i nedslagsf eltet<br />
Forbud mot utslipp i nedslagf elt og til kilde<br />
By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet<br />
Begrensinger i ferdsel<br />
Begrensing i bruk av tilsigsområde som beitemark<br />
Maksimal log-kreditt for innsjøv ann<br />
Elv og bekk<br />
Log-kreditt<br />
1b + 1v + 1p<br />
2b + 2v + 1p<br />
3b + 3v + 2p<br />
1b + 1v + 0p<br />
2b + 2v + 1p<br />
3b + 3v + 1p<br />
0b + 0v + 0p<br />
Dersom man tar utgangspunkt i råvannskvaliteten for overflatevannet foreslås det at man kan<br />
gi følgende log-kredit for kunstig grunnvannsinfiltrasjon, se Tabell 8.5.<br />
Tabell 8.5 Log-kreditt for kunstig infiltrasjon av overflatevann<br />
Det infiltrerte vannets oppholdstid i mettet og umettet sone<br />
> 60 døgn<br />
30 – 60 døgn<br />
10 – 30 døgn<br />
3 – 10 døgn<br />
Log-kreditt<br />
3b + 3v + 3p<br />
2b + 2v + 2p<br />
1b + 1v + 1p<br />
1b + 0v + 1p<br />
De verdiene som her er gått, bør gjøres til gjenstand for nærmere vurdering i høringsrunden<br />
for denne rapporten og må kvalitetssikres i videreføringen av dette prosjektet<br />
Det forutsettes at oppholdstiden i mettet og umettet sone kan sannsynliggjøres ved<br />
hydrogeologiske undersøkelser. Som nevnt tidligere, regnes vann fra kunstig<br />
grunnvannsinfiltrasjon med mindre enn 3 døgns oppholdstid i grunnen ikke som grunnvann.<br />
Det kan være grunn til å vurdere om man skal gi log-kreditt knyttet til det å flytte et inntak i<br />
en innsjø til et dypere nivå. Dette er imidlertid ikke åpenbart ettersom man for eksempel har<br />
registrert bakteriesporer selv på store dyp. I en er fremtidig mer utførlig analyse av disse<br />
spesifikasjonene, må man vurdere om man skal gi spesiell kreditt for inntaksdybde (og evt<br />
innsjøens oppholdsid) men det vil føre for langt å gå inn i det på dette stadiet.<br />
Det er åpenbart at det må arbeides vesentlig mye mer med spesifikasjonene for log-kreditt i<br />
nedslagsfelt og vannkilde og at det er umulig her å komme fram til absolutt ”korrekte”<br />
verdier. Dette må man komme tilbake til dersom det viser seg at forslaget til prosedyre får<br />
oppslutning. Vi tror likevel et opplegg med log-kreditt som foreslått her, vil lette<br />
behandlingen vesentlig i forhold til å gjøre egne vurderinger basert på anvisningene i<br />
veiledningen til drikkevannsforskriften.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 181
8.5 Log-kreditt for vannbehandling<br />
Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen vil vi skille mellom prosesser som tilsier logkreditt<br />
som en følge av at vannbehandlingen fjerner mikroorgansimene som partikler, og det<br />
som skyldes desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i<br />
ozonering/biofiltreringsanlegg).<br />
I Tabell 8.6 som gjelder metoder basert på partikkelfjerning av mikroorganismer har vi tatt<br />
med metoder basert på sandfiltrering (med og uten koagulering) og membranfiltrering (med<br />
og uten koagulering). Det er sannsynlig at filtreringsmetoder som ionebytting,<br />
aktivkullfiltrering, marmorfiltrering kan gis samme kreditt som hurtigsandfiltrering (forutsatt<br />
filterhastighet < 7,5 m/h), dvs en meget beskjeden inakiveringskreditt. .<br />
Tabell 8.6 Bestemmelse av log-kreditt i vannbehandlingsanlegg med god<br />
partikkelseparasjon<br />
Vannbehandlingsmetode Log-kreditt 3<br />
Hurtigsandfiltrering uten koagulering (f ilterhastighet < 7,5 m/h) 0,5b + 0v + 0,5p<br />
Langsomsandfiltrering (f ilterhastighet < 0,5 m/h)<br />
2b + 1v + 1p<br />
Koagulering/direkte sandfiltrering<br />
3b + 2v + 2p<br />
Koagulering + sedimentering(evt f lotasjon) + f iltrering 1<br />
3b + 2v + 2,5 p<br />
1 Koagulering/ultraf iltrering<br />
3b + 2v + 3p<br />
Nanof iltrering 2 3b + 3v + 3p<br />
1 Forutsatt turbiditet ut < 0,1 NTU<br />
2 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 100 nm<br />
3 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 10 nm<br />
3 En 3 log kreditt på parasitter forutsetter at man vil ha en parasittbarriere (2 log) et annet sted i systemet. Hvis<br />
ikke gis det kun en 2 log kreditt på parasitter.<br />
Begrunnelsene for de verdiene som er satt er sammensatte og bygget delvis på skjønn og<br />
logikk, delvis på rapporterte resultater i litteraturen og delvis på anbefalinger nedfelt i den<br />
eksisterende veiledning til drikkevannsforskriften. Ettersom denne forutsetter to uavhengige,<br />
hygieniske barrierer forslår vi at man maksimalt kan gi en log-kreditt på 3b + 3v + 2p<br />
ettersom disse verdiene i Veiledningen angis som én hygienisk barriere og ettersom det er i<br />
Veiledningen krav til at minst én barriere skal ligge i sluttdesinfeksjonen. Hvis kravet til<br />
barrierehøyde er større enn 4p, kan enkelte prosesser gis mer enn 2 log kreditt for parasitter<br />
(se Tabell 8.6) forutsatt at man fortsatt har to uavhengige hygieniske barrierer (2p + 2p).<br />
Koagulering/filtrering (evt med mellomliggende sedimentering/flotasjon) er i de fleste land<br />
regnet som en god barriere. Fjerningen av virus må regnes som noe dårligere enn for de større<br />
organismene. Nanofiltrering gir en sikker separasjon av alle organismegrupper forutsatt at<br />
membranene er intakt. Man vil vanligvis oppleve en høyere barriereeffekt enn den som er<br />
nedfelt i Tabell 8.6 men skal av de grunner som er angitt over, ikke regne med høyere verdier<br />
i den prosedyre som her er foreslått.<br />
I anlegg basert på ozonering/biofiltrering er det utvilsomt ozoneringen som gir den primære<br />
inaktiveringen mens bidraget fra biofilteret er lite. For denne metoden foreslås det at man<br />
beregner log-kreditten for ozoneringssteget ut fra den aktuelle Ct-verdi (se kap 9.) Ved de<br />
doser som benyttes for humusfjerning (1 – 1,5 mg O 3 /mg TOC råvann ) vil beregnet loginaktivering<br />
for Giardia kunne bli høy (> 3 log), men lavere for Cryptosporidium (< 2 log).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 182
8.6 Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen<br />
Når man har den totalt nødvendige log-reduksjon, samt de tiltak som er forutsatt i nedslagfelt<br />
og forbehandling, kan man finne ut hvilken log-reduksjon sluttdesinfeksjonen må klare av ved<br />
å subtrahere fra barrierehøyden (nødvendig log-reduksjon) i utgangspunktet, bestemt gjennom<br />
Tabell 8.3, den log-kreditt som man har fått ved tiltak i nedslagsfeltet og den man har fått pga<br />
annen behandling enn sluttdesinfeksjonen. Vi kan vise dette ved noen eksempler.<br />
Eksempel 1. Innsjøvannverk på 150.000 pe<br />
• Nedslagsfelt: Begrensning av aktivitet i kilden: 1b + 1v + 0p<br />
• Alternativer for vannbehandling<br />
o Kalsiumkarbonatfiltre<br />
o Ozonering/biofiltrering<br />
o Koagulering/direktfiltrering<br />
• Råvannets kvalitet : >0 EC, >0 CP<br />
• Kartleggingsresultat : >0 CP, 1 P<br />
Kvalitetsnivå:<br />
D3b<br />
Barrierehøyde (nødvendig log reduksjon totalt): 6b + 6v + 5p<br />
Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt:<br />
1b + 1v + 0p<br />
Logkreditt for vannbehandling<br />
Alt 1 Kalsiumkarbonatfilre 0,5b + 0v + 0,5p<br />
Alt 2 Ozonering/biofiltrering<br />
3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p<br />
= 3,5b + 3v + 2 p<br />
(første ledd for ozoneringen forutsatt bestemt ved Ct-beregning)<br />
Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 3b + 2v + 2p<br />
Alt 4 Nanofiltrering<br />
3b + 3v + 3p<br />
Nødvendig log-reduksjon sluttdesinfeksjon<br />
Alt 1 Kalsiumkarbonatfiltre 4,5b + 5v + 4,5p<br />
Alt 2 Ozonering/biofiltrering<br />
1,5b + 2v + 3p<br />
Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 2b + 3v + 3p<br />
Alt 4 Nanofiltrering<br />
2b + 2v + 2p<br />
I dette eksempelet ser vi at det vil bli mulig å klare nødvendig log-reduksjon i<br />
sluttdesinfeksjonen med klorering alene. Alle behandlingsalternativer krever en<br />
sluttdesinfeksjon som minst klarer 2 log parasitt inaktivering. Dette vil mest sannsynlig kreve<br />
UV-bestråling. UV-bestrålingen er ikke optimal med tanke på 3-5 log virusfjerning. Med<br />
tanke på dette, kunne et anlegg som bygger på ozonering/biofiltrering eller nanofiltrering<br />
kombinert med UV-bestråling, vært et godt alternativ i dette tilfellet.<br />
Eksempel 2 Grunnvannsverk (løsmasser) på 5.000 pe<br />
• Nedslagsfelt : Maksimale tiltak (inngjerding av brønnsone, båndlegging av ferdsel i<br />
nedslagssfelt, byggeforbud etc) tilsvarende log kreditt : 3b + 3v + 2p<br />
• Vannbehandling : tilsetting av vannglass for korrosjonskontroll er eneste behandling<br />
• Råvannets kvalitet : >0 EC, 0 CP<br />
• Kartleggingsresultat : 0 CP<br />
Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over) :<br />
Nødvendig log reduksjon totalt :<br />
Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt:<br />
B2<br />
5b + 5v + 1p<br />
3b + 3v + 2p<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 183
Log kreditt for vannbehandling<br />
Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon<br />
0b + 0v + 0p<br />
2b + 2v + 0p<br />
I dette eksempelet ser vi altså at tiltakene som er gjort i tilsigsfeltet til brønnen samt det<br />
faktum at det her dreier seg om grunnvann i løsmasser, har ført til at det ikke vil være<br />
nødvendig å legge opp en desinfeksjonspraksis rettet mot parasitter. Nødvendig bakterie og<br />
virus inaktivering er også beskjeden.<br />
Her kan alle desinfeksjonsmetodene være aktuelle, UV ville gi en ekstra sikkerhet i forhold til<br />
klorering.<br />
Eksempel 3 Innsjøvannverk for 300 pe<br />
• Nedslagsfelt: Ingen tiltak (kilden er en oppdemt dam, mye ferdsel samt fugl i<br />
nedslagsfeltet)<br />
• Vannbehandling: Ozonering/Biofiltrering<br />
• Råvannets kvalitet: > EC, 0 CP<br />
• Kartleggingsresultat: >0 CP, 0 P<br />
Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over)<br />
Nødvendig log reduksjon totalt:<br />
Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt:<br />
Log-kreditt for vannbehandling<br />
C2<br />
5b + 5v + 2p<br />
0b + 0v + 0p<br />
3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p<br />
= 3,5b + 3v + 2 p<br />
( som i eksempel 1 over – kreditt for ozonering forutsatt på bakgrunn av Ct-beregning)<br />
Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon 1,5b + 2v + 0p<br />
Dette eksempelet kommer i samme situasjon som det over når det gjelder parasitter. Her er<br />
det ikke beskyttelsen av nedslagsfeltet som gjør at man kommer ut med det relativt beskjedent<br />
krav til log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen, men derimot den øvrige vannbehandling i<br />
anlegget som sikrer parasitt barrieren.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 184
9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon<br />
Som uttalt tidligere i denne rapporten har vi gjennom dette arbeidet blitt klar over at norsk<br />
desinfeksjonspraksis er svært lite ”formalisert”. Dette gjelder også dimensjonering og drift.<br />
Stort sett er dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg i Norge basert på ”erfaringer”,<br />
dvs at man tilsetter om lag så mye desinfeksjonsmiddel som andre gjør uten nødvendigvis å<br />
vite om dette gir en tilstrekkelig barriere eller ikke. Riktignok har større kloreringsanlegg en<br />
praksis med restklormåling og noen anlegg styrer doseringen etter denne.<br />
Undersøkelsen av den internasjonale praksis viser at dette nok er tilfelle i flere land enn<br />
Norge. Årsaken til at man bør være særlig på vakt i vårt land, er at vår praksis bygger på<br />
svært lave doser av desinfeksjonsmiddel – som en følge av at vi mange steder har et godt<br />
vann i utgangspunktet. Men som barriere mot en patogen (evt akutt) forurensning kan det<br />
være forbundet med risiko å legge seg på denne linjen.<br />
Vi tror at denne situasjonen ville kunne bedres gjennom et sett av beregningsmetoder og/eller<br />
testmetoder. Problemet er at det ikke er helt liketil å få fram en slik ”verktøykasse”. Det<br />
landet som har gått lengst i denne retningen, er USA. De ”verktøykassene” som der foreslås<br />
er imidlertid så omfattende at vi finner det lite tjenlig for vårt land å overføre disse som de er.<br />
De amerikanske reglene skal dekke et langt større spekter av situasjoner enn det vi står<br />
overfor i Norge og vi tror derfor at det vil være mulig å komme fram til et enklere opplegg.<br />
Det vil ikke være mulig innenfor rammene av dette prosjektet å utvikle en slik verkstøykasse<br />
fullt ut, men i det følgende skal vi peke på hvilke verktøy vi mener bør utvikles samt skissere<br />
hvordan vi tror at noen beregnings- og testmetoder kan bygges opp. Vi forutsetter at<br />
verktøyene blir ferdig utviklet i en oppfølging av dette prosjektet.<br />
En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som<br />
bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både<br />
ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift.<br />
Det er tre behov som må dekkes:<br />
1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag<br />
2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning<br />
3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift<br />
9.1 Dimensjoneringsgrunnlag<br />
Det er særlig tre forhold som danner dimensjoneringsgrunnlaget, nemlig:<br />
• Dimensjonerende vannmengde<br />
• Dimensjonerende sammensetning (vannkvalitet)<br />
• Dimensjonerende temperatur<br />
9.1.1 Dimensjonerende vannmengde<br />
Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på<br />
timebasis, dvs Q makstime .<br />
I NORVAR-rapport 139-2004 (Gøytil og Lian, 2004) anbefales å bruke momentan<br />
maksimalverdi. Dette utrykket er sannsynligvis brukt for å ta hensyn til maksimalt<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 185
pumpepådrag. Vår definisjon må selvsagt også ta hensyn til dette slik at Q makstime der vannet<br />
pumpes inn må settes lik timevannføringen ved maks pumpepådrag.<br />
9.1.2 Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres<br />
Her er det flere parametere som kan ha betydning, men vi skal trekke fram tre særlig viktige<br />
som vanligvis bestemmes i forbindelse med kvalitetssikringen, nemlig fargetall, turbiditet og<br />
pH. Disse parametrene er viktige fordi de har innflytelse på inaktiveringseffektiviteten.<br />
Som dimensjonerende verdi for fargetall og turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste<br />
vannkvalitet man kan forvente inn på desinfeksjonssteget, dvs høyest registrerte<br />
fargetall/turbiditet inn på desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Man må vurdere<br />
dataene for å fastslå om det er rimelig at høyeste fargetall er sammenfallende med høyeste<br />
turbiditet, men i mange anlegg er det faktisk slik og da må man ta hensyn til denne<br />
situasjonen ved dimensjoneringen.<br />
For anlegg som planlegger fargetallsreduksjon før desinfeksjonssteget, forslår vi imidlertid at<br />
man ikke skal dimensjonere for et fargetall som er lavere enn 10 mg Pt/l. Som det fremgår av<br />
tidligere kapitler, er det ikke fargetallet som sådant som her spiller en rolle, men det initielle<br />
forbruk av desinfeksjonsmiddel som fargetallet innebærer ved en bestemt dose. Derfor bør<br />
man i slike tilfeller tilpasse selve doseringsutrustningen til fargetallet i råvannet slik at dosen<br />
kan økes til et tilfredsstillende nivå i tilfelle midlertidig bortfall av fargefjerningssteget, selv<br />
om desinfeksjonssteget for øvrig er dimensjonert for et lavere fargetall.<br />
Når det gjelder UV-desinfeksjon er forholdene noe annerledes siden et midlertidig bortfall av<br />
fargefjerningssteget også vil kunne ”slå ut” UV-anlegget slik at begge barrierene svikter.<br />
Slike tilfeller må fanges opp av driftskontrollen slik at all vannproduksjonen da stenges. Også<br />
for UV-anlegg bør derfor den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på UV-anlegget<br />
være dimensjonerende for prosessen. Her må det imidlertid utøves skjønn.<br />
Dimensjonerende pH er den pH som desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved. Det er spesielt<br />
ved klorering at pH har stor betydning.<br />
9.1.3 Dimensjonerende temperatur<br />
Når det gjelder dimensjonerende temperatur forslår vi at dette gjøres avhengig av kilde og<br />
settes lik.<br />
• 0,5 º C for bekker og elver<br />
• 4 º C for innsjøer og grunnvann<br />
Dette er ment som basisverdier når man ikke har noe bedre grunnlag. Man kan fravike disse<br />
verdiene dersom man kan fremlegge god dokumentasjon på at andre verdier er riktigere å<br />
bruke.<br />
Når det gjelder bestemmelse av nødvendig dose og bestemmelse av Ct-verdi, henger disse<br />
nøye sammen og vi skal derfor se disse i sammenheng.<br />
9.2 Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose<br />
Som vist i kap 3 er Ct-begrepet utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad<br />
(log inaktivering) til den konsentrasjon, C, av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har<br />
vært utsatt over i en viss tid, t. Selv om definisjonen av Ct – begrepet kan synes enkel, er<br />
bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at:<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 186
• konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk<br />
• strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t<br />
Veiledningen til drikkevannsforskriften benytter Ct prinsippet indirekte ved at det settes krav<br />
til en bestemt restkonsentrasjon etter en bestemt kontakttid. De fleste oppfatter den<br />
kontakttiden som det refereres til i Veiledningen som midlere oppholdstid, bestemt som<br />
forholdet mellom volum på kontakttanken og vannmengde (T = V/Q). De veiledende verdiene<br />
tar derfor kun hensyn til restkonsentrasjonen etter en viss tid og ikke den konsentrasjonsendring<br />
som har funnet sted mellom tilsetting og utløpet av reaktoren og de tar dessuten ikke<br />
hensyn til hvordan kontakttanken er utformet, noe som bestemmer strømningsbildet.<br />
Ved å bruke restkonsentrasjon, C ved en gitt t, for beregning av Ct, blir Ct verdien lavere enn<br />
hva den reelt sett har vært gjennom reaktoren. På den annen side er vanligvis den reelle<br />
kontakttiden kortere enn den midlere oppholdstiden. Dette betyr at man har dårlig kontroll på<br />
hva som faktisk blir den reelle Ct når man kun tar utgangspunkt i Veiledningens verdier.<br />
I driftssituasjonen kan man styre doseringen etter restkonsentrasjonen og på den måten være<br />
sikker på at den Ct-verdi man har tatt sikte på alltid overholdes, hensyn tatt til den faktiske<br />
oppholdstid. I driftssituasjonen har man også mulighet til å bestemme konsentrasjonen i ulike<br />
segment av kontakttanken og således kontrollere om man ligger på tilstrekkelig<br />
konsentrasjonsnivå for totalt sett å oppnå den ønskede Ct-verdi. Dette kan gjøres ved å<br />
bestemme Ct-verdiene for hvert segment og summere disse opp til den totale Ct.<br />
Ved planlegging og dimensjonering av et anlegg er situasjonen annerledes. Da ønsker man å<br />
bestemme nødvendig dose av desinfeksjonsmiddel og nødvendige volumer på kontakttanken<br />
for å oppnå en ønsket Ct-verdi. Ved dimensjonering av nytt anlegg har man ikke noe å måle<br />
på, slik at det blir vanskelig å sikre at man dimensjonerer for en viss Ct-verdi uten å ha et<br />
beregningsverktøy og/eller en testprosedyre som kan brukes på det vannet som skal<br />
behandles.<br />
I det følgende skal vi diskutere hver desinfeksjonsmåte for seg ettersom prosessforløpet ved<br />
de ulike metodene er forskjellig noe som påvirker hvordan nødvendig dose og Ct-verdi kan<br />
bestemmes.<br />
9.3 Klorering<br />
9.3.1 Prosessforløpet<br />
Når klor tilsettes, vil det raskt skje et klorforbruk som skyldes oksidasjon av ulike oksiderbare<br />
stoffer i vannet. Dette bringer klorkonsentrasjonen ned til et nivå vi kan kalle<br />
initialkonsentrasjonen (C i ) mht desinfeksjon. Deretter skjer det en gradvis, relativt langsom<br />
reduksjon av klor konsentrasjonen ned til det som registreres som restklorkonsentrasjonen<br />
etter en viss tid. Dette er anskueliggjort i Figur 9.1.<br />
Det betyr at sammenhengen mellom dose (C dose ) og initialkonsentrasjon (C i ) kan beskrives<br />
med:<br />
C i = k oksid · C dose<br />
Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering, som skyldes<br />
oksidasjonen av ulike lett oksiderbare forbindelser i vannet. Parameteren k oksid vil være en<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 187
funksjon av vannkvalitet. Den gradvise reduksjonen i klorkonsentrasjonen over tid fra<br />
initialkonsentrasjonen (C i ) til utløps- eller restklorkonsentrasjonen (C ut ) kan tilnærmet<br />
beskrives som en 1. ordens nedbrytningsreaksjon, dvs:<br />
C ut = C i · e -kt<br />
Der t er oppholdstiden og k er nedbrytningskonstanten for klor som vil være avhengig av<br />
vannkvaliteten.<br />
C dose<br />
C initiell<br />
C ut<br />
Klor<br />
C initiell<br />
C ut<br />
Tid (t)<br />
Figur 9.1<br />
Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved klorering<br />
Hvis klorkontaktbassenget består av flere segment (for eksempel segment 1, segment 2,<br />
segment 3, osv, fra innløp mot utløp), vil initialkonsentrasjonen Ci være<br />
innløpskonsentrasjonen til segment 1. Forutsatt at det ikke er dosering mellom segmentene,<br />
vil man ha følgende sammenheng:<br />
C ut-1 = C i · e<br />
-k · t1<br />
C ut-2 = C ut-1 · e -k · t2 = C i · e - k · (t1+t2)<br />
C ut-3 = C ut-2 · e -k · t3 = C i · e - k · (t1+t2+t3)<br />
Der C ut-1 , C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t1,<br />
t2 og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 1, 2 og 3. Det betyr at den gradvise<br />
reduksjonen i klorkonsentrasjonen følger det samme forløpet gjennom alle segmentene. Det<br />
betyr også at man i en driftssituasjon kan bestemme nedbrytningskonstanten, k, ved å måle<br />
konsentrasjonene mellom de ulike segmentene.<br />
9.3.2 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen<br />
Det brukes flere navn på den reaktoren der desinfeksjonsmiddel bringes i kontakt med vannet<br />
over en viss tid. Det vanligste er å kalle denne reaktoren for kontakttanken. Denne kan bestå<br />
av et eller flere bassenger (kontakttanksegmenter) i selve anlegget og også av forsyningsrøret<br />
fram til første forbruker.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 188
Når det gjelder dimensjonerende t (t eff ) foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff . t 10<br />
er uttrykk for den oppholdstid hvor 90 % av en tilsatt tracer har passert reaktoren, mens 10 %<br />
fortsatt er gjenværende i reaktoren. Det betyr altså at begrepet egentlig er knyttet til en<br />
oppholdstidsfordeling bestemt ved en tracerundersøkelse.<br />
I en driftssituasjon vil det være svært nyttig å gjøre tracerundersøkelser for å bestemme den<br />
faktiske t 10 ved aktuelle hydrauliske belastninger. I en dimensjoneringssituasjon må man<br />
imidlertid gjøre visse antagelser for å fastlegge den t 10 som skal brukes i Ct beregningen.<br />
Både USEPA og myndighetene i Ontario legger opp til bruk av den såkalte ”baffling factor”<br />
(her kalt hydraulisk faktor) der t 10 settes lik en viss andel av teoretisk oppholdstid (T), i<br />
henhold til Tabell 9.1 (hydraulisk faktor = (t 10 /T)). Den oppholdstid man skal bruke ved<br />
beregning av Ct-verdien, t eff , blir da :<br />
t eff = (V/Q) · (t 10 /T)<br />
Tabell 9.1<br />
Veiledende verdier for hydraulisk faktor<br />
”Baffling condition”<br />
Grad av stempelstrøm<br />
ingen<br />
dårlig<br />
middels<br />
bra<br />
perfekt<br />
(stem pelstrøm)<br />
t 10 / T<br />
0.1<br />
0.3<br />
0.5<br />
0.7<br />
1.0<br />
Beskrivelse<br />
Inge n sk je rmer, god omblanding, høy innløps- og<br />
utløpshastighet, lavt lengde/bredde forhold.<br />
Inge n sk je rmer, single eller multiple innløp og<br />
utløp.<br />
Skjermet innløp e ller utløp, noe skjerming i selve<br />
ba sse nget.<br />
Perforerte innløps- og utløpsskjermer, skjermer og<br />
le devegger i bassenget.<br />
Veldig høyt lengde/bredde forhold, perforert<br />
innløp og utløp, skjermer i basse nget.<br />
9.3.3 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen<br />
Ved bruk av klor er det tradisjon for at man legger restkonsentrasjonen etter en gitt tid til<br />
grunn for Ct-bestemmelsen.<br />
C eff = C ut<br />
I driftsstuasjonen vil da C eff bestemmes som utløpskonsentrasjonen, C ut , fra hvert<br />
kontakttanksegment. Ct-verdien for hvert kontakttanksegment bestemmes som C eff . t eff , hvor<br />
C eff og t eff er beregnet for hvert segment. Den totale Ct-verdien bestemmes som summen av<br />
Ct-verdiene over alle kontakttanksegmentene.<br />
Ved å benytte C eff = C ut underestimerer man den reelle konsentrasjonen som<br />
mikroorganismene opplever ettersom denne gjennom reaktorsegmentet endrer seg fra<br />
initialkonsentrasjonen (C i ) til utløpskonsentrasjonen (C ut ). Man kunne derfor tenke seg å<br />
fastlegges C eff på grunnlag av C i og C ut for det aktuelle reaktorsegmentet. En formel som ville<br />
representere det veide middel av konsentrasjoner i det aktuelle reaktorsegmentet, er:<br />
C eff = [C i . C ut ] 1/2<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 189
Når det gjelder klor vil vi likevel foreslå at man benytter utløpskonsentrasjonen fra hvert<br />
segment som C eff . Dette har flere årsaker, bl.a.:<br />
• Det er konservativt og i tråd med tradisjonell praksis.<br />
• Det er også i tråd med hvordan Ct-verdier i litteraturen refereres.<br />
• Inndeling og beregning for hvert segment vil ”oppmuntre” til bedre hydraulisk<br />
kontroll i kontaktkamrene.<br />
Konsentrasjonen som legges til grunn ved beregning av Ct-verdi blir da<br />
utløpskonsentrasjonen fra hvert segment. Da beregnes Ct-verdi for hvert segment som deretter<br />
summeres for å få den totale Ct-verdi. For et system som består av for eksempel segmentene<br />
1, 2 og 3 (j.fr. avsnitt 9.3.1) tar man utgangspunkt i ønsket restkonsentrasjon ut fra siste<br />
segment og beregner tilbake ved hjelp av nedbrytningskonstanten k:<br />
C eff-3 = C ut-3<br />
-k· t3<br />
C eff-2 = C ut-2 = C ut-3 / e<br />
-k· (t3 + t2)<br />
C eff-1 = C ut-1 = C ut-3 / e<br />
Der C ut-1 , C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t2<br />
og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 2 og 3. Det forutsetter kjennskap til<br />
nedbrytningskonstanten, k, for klor. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi,<br />
er nærmere beskrevet i avsnitt 9.3.5.<br />
9.3.4 Nødvendig klordose<br />
Nødvendig klordose er avhengig av to forhold:<br />
1. Hvor stort ”klorbehovet” er, dvs hvor mye klor som medgår til oksidasjonen<br />
2. Hvor stort ”kloroverskuddet” må være for at vi skal kunne opprettholde en<br />
tilstrekkelig høy Ct verdi ved desinfeksjonen<br />
Ved en gitt utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) kan man på samme måte som angitt i<br />
avsnitt 9.3.3, regne seg tilbake til en initialkonsentrasjon som også er innløpskonsentrasjonen<br />
til første segment av kontakttanken. Hvis klorkontakttanken kun består av ett segment, er<br />
initialkonsentrasjonen gitt ved:<br />
C i = C ut / e - k · t<br />
Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er<br />
initialkonsentrasjonen gitt på tilsvarende måte ved:<br />
-k· (t3 + t2 + t1)<br />
C i = C i-1 = C ut-3 / e<br />
Der symbolene er som angitt tidligere. Når initialkonsentrasjonen er gitt, er klordosen bestemt<br />
av det raske klorforbruket rett etter dosering slik som beskrevet i avsnitt 9.3.1. Klordosen kan<br />
da beskrives som:<br />
C dose = C i / k oksid<br />
Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering. Bestemmelse<br />
og bruk av k oksid , samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i avsnitt 9.3.5.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 190
9.3.5 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor<br />
Beregningsprosedyre med bruk av Ct-verdi vil være svært forskjellig i en driftssituasjon, der<br />
man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en dimensjonerings- eller<br />
planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også være forskjellig.<br />
Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av driftssituasjon og<br />
dimensjoneringssituasjon.<br />
9.3.5.1 Dokumentasjon i driftssituasjon<br />
I en driftssituasjon kan kloranleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. For<br />
et anlegg bestående av for eksempel segmentene 1, 2 og 3 innebærer en slik dokumentasjon<br />
følgende:<br />
• Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert segment (C ut-3 , C ut-2 og C ut-1 ).<br />
• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert segment (t3, t2 og t1). Dette gjøres enten ved<br />
hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 for hvert segment, eller ved<br />
benytte hydraulisk faktor som beskrevet i avsnitt 9.3.2.<br />
• Beregne Ct-verdi for hvert segment og summere disse til en total Ct-verdi.<br />
⇒ C · t = (C ut-3 · t3) + (C ut-2 · t2) + (C ut-1 · t1)<br />
• Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5.<br />
I anlegg som består av to eller flere segment kan man også bestemme konstantene k oksid og<br />
nedbrytningskonstanten, k, fra klordosen og de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist<br />
nedenfor for et anlegg bestående av de 3 segmentene 1, 2 og 3.<br />
Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen:<br />
-k · t3 = ln(C ut-3 /C ut-2 )<br />
eller<br />
-k · t2 = ln(C ut-2 /C ut-1 )<br />
Deretter kan k oksid bestemmes ved hjelp av:<br />
k oksid = [C ut-3 / e -k · (t3 + t2 + t1) ] / C dose<br />
Selv om bestemmelse av konstantene k oksid og k i en driftssituasjon ikke har noen direkte og<br />
umiddelbar betydning ved dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil vi likevel<br />
anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere grunner<br />
til det, bl.a.:<br />
• Beregning av k oksid og k krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da man<br />
allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med dokumentasjonen.<br />
• Kunnskap om k oksid og k for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil medføre<br />
at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre.<br />
• Opparbeidelse av et ”bibliotek” over k oksid og k for ulike anleggstyper, prosesser,<br />
driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både<br />
dimensjonering og drift av anlegg.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 191
9.3.5.2 Dimensjonering<br />
I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktor volum og<br />
nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3<br />
reaktorsegment, 1, 2 og 3 (antall reaktorsegment er ikke vesentlig, da prosedyren kan<br />
anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte ønske). Det gir følgende<br />
prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum:<br />
1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) fra siste reaktorsegment.<br />
⇒ Siste segment må ha målbar utløpskonsentrasjon.<br />
⇒ Dvs utløpskonsentrasjonen C ut-3 velges.<br />
2) Velg antall reaktorsegment.<br />
⇒ Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske.<br />
⇒ Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsnettet<br />
fram til første forbruker.<br />
⇒ I dette eksempelet er det benyttet 3 segment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste.<br />
3) Velg volum og utforming for hvert av reaktorsegmentene.<br />
4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av reaktorsegmentene basert på t 10 eller<br />
hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i Tabell 9.1.<br />
⇒ Dvs at henholdsvis t3, t2 og t1 beregnes.<br />
5) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 3.<br />
⇒ Ct 3 = C ut-3 · t3<br />
⇒ Hvis anlegget består av kun ett reaktorsegment, går man direkte til punkt 13.<br />
6) Velg nedbrytningskonstant, k.<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.3.5.3.<br />
7) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 2.<br />
-k· t3<br />
⇒ C ut-2 = C ut-3 / e<br />
8) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 2.<br />
⇒ Ct 2 = C ut-2 · t2<br />
9) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 1.<br />
-k· (t3 + t2)<br />
⇒ C ut-1 = C ut-3 / e<br />
10) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 1.<br />
⇒ Ct 1 = C ut-1 · t1<br />
11) Hvis anlegget består av flere enn 3 segment, gjentas sekvens 9 og 10 ved å beregne<br />
utløpskonsentrasjonen fra neste segment oppstrøms ved å benytte k,<br />
utløpskonsentrasjonen fra siste segment og summen av effektiv kontakttid for alle<br />
segmentene nedstrøms. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen og Ct-verdien<br />
for alle segmentene er beregnet.<br />
12) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra hvert reaktorsegment.<br />
⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1<br />
13) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av<br />
inaktivering (Tabell 9.5).<br />
⇒ Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas<br />
beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3.<br />
Som nevnt i avsnitt 9.1.2 bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn<br />
hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann.<br />
Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for<br />
dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende:<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 192
1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for<br />
bestemmelse av doseringsutstyr.<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av<br />
reaktorvolum.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.3.5.3<br />
2) Antar fortsatt at anlegget består av 3 reaktorsegment, 1, 2 og 3.<br />
3) Beregn initialkonsentrasjonen i første reaktorsegment 1 basert på<br />
utløpskonsentrasjonen i siste segment 3.<br />
-k· (t3 + t2 + t1)<br />
⇒ C i = C inn-1 = C ut-3 / e<br />
4) Velg k oksid .<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.3.5.3.<br />
5) Beregn klordose.<br />
⇒ C dose = C i / k oksid<br />
9.3.5.3 Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter<br />
For dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for klor,<br />
samt verdier for konstanten, k oksid , som representerer det raske klorforbruket rett etter<br />
dosering. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt NOM og lett<br />
oksiderbare forbindelser, temperatur, osv. Konstantene kan enten tas fra tabeller over slike,<br />
eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig finnes det ikke tabeller over konstantene,<br />
men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil man kunne utvikle slike tabeller. Det ville<br />
være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i en videreføring av dette prosjektet.<br />
Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k og k oksid er enkel og kan gjennomføres<br />
tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data. Følgende<br />
eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt vannkvalitet:<br />
1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten.<br />
⇒ Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM,<br />
andre reduserte forbindelser, pH, osv.<br />
⇒ Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for.<br />
2) Det lages en klordoseringsløsning med kjent konsentrasjon.<br />
3) Det doseres en kjent mengde klor til begerglasset.<br />
⇒ Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget.<br />
4) Klorkonsentrasjonen måles og logges mot tid.<br />
5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid.<br />
6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 5 minutter og t > 5 minutter.<br />
7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 5 minutter.<br />
⇒ Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k.<br />
8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 – 5 minutter.<br />
⇒ Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to<br />
kurvene i forhold til startkonsentrasjonen.<br />
⇒ k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-C).<br />
9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre klordoser.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 193
10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k<br />
som gjennomsnittet av de tre målingene.<br />
11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige klordoser.<br />
Alternativt kan man gjennomføre prosedyren som over, men benytte verdiene direkte. Det vil<br />
si at dosen som benyttes i testen representerer den reelle dosen, konsentrasjonen leses av etter<br />
tider som representerer de effektive kontakttidene for hvert segment, osv. Ct-verdiene<br />
beregnes, summeres og sammenlignes med dimensjonerende verdi, som angitt i avsnitt<br />
9.3.5.2.<br />
De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som<br />
man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for<br />
dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i<br />
neste fase av dette prosjektet.<br />
9.4 Ozonering<br />
9.4.1 Prosessforløpet<br />
Når det gjelder ozon, er det tre prosesser som foregår. For det første må ozon overføres fra<br />
gassfase til vannfase, noe som vil øke ozonkonsentrasjonen. For det andre skjer det en<br />
oksidasjon som virker i motsatt retning (konsentrasjonen synker) og for det tredje skjer det en<br />
dekomponering av ozon til oksygen. Dette fører også til at ozonkonsentrasjonen synker. Som<br />
vi har vært inne på tidligere, foregår disse prosessene mer eller mindre parallelt noe som gjør<br />
det vanskelig å klart beskrive prosessforløpet.<br />
Ozon er langt mer reaktivt enn klor og reduksjonen av ozonkonsentrasjonen fra doseringskonsentrasjonen<br />
til initalkonsentrasjonen går langt hurtigere med ozon enn med klor,<br />
sannsynligvis i løpet av få sekunder.<br />
I Figur 9.2 har vi skissert et forenklet bilde. Man kan skille mellom:<br />
1. En innblandingsfase hvor ozongass tilsettes. Det kan skje ved hjelp av injektor,<br />
diffusor, turbin etc.<br />
2. En ozonoverføringsfase. I denne fasen skjer det både en overføring av ozon til vannet<br />
som vil virke i retning av at ozonkonsentrasjonen øker, og et forbruk av ozon pga dets<br />
reaksjon i vannet, som virker i retning av at ozonkonsentrasjonen minker.<br />
3. En ozonforbruksfase hvor ozonkonsentrasjonen reduseres fordi det ikke skjer noen<br />
tilførsel av ozon men derimot et forbruk som følge av ozon’s reaksjoner i vannet.<br />
I praksis kan det være vanskelig å skille disse fasene fra hverandre, spesielt de to første. Men<br />
for å kunne ha et forståelig system å forholde oss til, skal vi holde på denne tredelingen her.<br />
For å forenkle foreslår vi å relatere de ulike fasene som er omtalt over, til reaktortanker. Dette<br />
er forsøkt anskueliggjort i Figur 9.2, hvor vi har delt en reaktor opp i en ozon<br />
innblandingstank, en ozon overføringstank (her benevnt kontakttank) og en ozon forbrukstank<br />
(her benevnt reaksjonstank). De ulike tankene kan godt bestå av flere segment.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 194
C dose<br />
C in itiell<br />
C utk = C ir<br />
C ut<br />
C initiell<br />
C utk = C ir<br />
Tid (t)<br />
C ur<br />
Ozon<br />
Figur 9.2<br />
Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved ozonering<br />
I praksis er det ofte vanskelig å skille innblandingstanken fra kontakttanken fordi<br />
innblandingen foregår i kontakttanken (for eksempel ved diffusorinnblanding). I praktisk<br />
dimensjonering kan vi i slike tilfeller forutsette at kontakttanken utgjøres av volumet fra<br />
injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon bobles inn. I den testprosedyre<br />
som foreslås senere vil vi imidlertid forutsette at det er et skille mellom innblandingstanken<br />
og kontakttanken for derigjennom å kunne ta hensyn til forskjellene i prosessforløp i de to<br />
fasene av prosessen.<br />
Umiddelbart etter innblandingen vil det i innblandingstanken skje oksidasjonsreaksjoner som<br />
forbruker ozon som blir overført fra gassen til vannet. For å bedre anskueliggjøre det som<br />
skjer, er ozondosen, C dose , angitt som en tenkt konsentrasjon som man ville hatt hvis all tilført<br />
ozon ble innblandet i vannet (100 % overført) og ingenting av det ble forbrukt. Videre er<br />
initialkonsentrasjonen, C initiell , (dvs innløpskonsentrasjonen til kontakttanken), som er<br />
konsentrasjonen man ville hatt etter ozongassen er overført til vannet (med en gitt<br />
overføringsgrad), og etter det raske initielle ozonforbruket rett etter dosering. Siden<br />
overføring av ozongass til vannet vil pågå lengre enn det raske initielle ozonforbruket, vil<br />
dette også være en tenkt konsentrasjon.<br />
Ozonoverføringstanken er den del av reaktoren hvor ozon overføres fra boble til vann. Det vil<br />
samtidig med overføring av ozon også skje et forbruk av ozon og det er meget vanskelig på<br />
forhånd å kunne angi hvordan ozonkonsentrasjonen endrer seg i kontakttanken. Avhengig av<br />
graden av fortsatt oksidasjon og kinetikken i gassoverføringen, kan konsentrasjonen av ozon<br />
både synke og øke gjennom kontakttanken, eller mellom de ulike segmentene av<br />
kontakttanken.<br />
I vårt forslag til beregningsmodell for Ct vil vi i det følgende forutsette at<br />
ozonkonsentrasjonen er konstant gjennom kontakttanken (ozonoverføringstanken), og bestemt<br />
av utløpskonsentrasjonen fra denne. Dette vil normalt være en konservativ antagelse ved<br />
beregning av Ct.<br />
I reaksjonstanken (som også gjerne kan bestå av flere segment) vil vi ikke ha noen tilførsel av<br />
ozon, bare et forbruk og konsentrasjonen vil reduseres, sannsynligvis tilnærmet etter et 1.<br />
ordens forløp i hvert segment, dvs :<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 195
C ut = C inn . e -kt<br />
C inn = innløpskonsentrasjonen til det reaktorsegmentet som betraktes<br />
C ut = utløpskonsentrasjonen av det reaktorsegmentet som betraktes<br />
Vi skal prøve å anskueliggjøre det som skjer, ved å vise til noen målinger og beregninger som<br />
ble gjort av en hovedoppgavestudent ved Klungset vannverk i Fauske (Robøle, 2004), se<br />
Figur 9.3. Ozon tilsettes via injektor. En skisse av kontakttanken (som er fylt med<br />
pakningslegemer) er også vist i figuren. Ozontanken er oppbygget med en indre sylindrisk del<br />
hvor ozon og vann strømmer oppover og utgjør etter vår definisjon et kontakttanksegment, og<br />
en ytre sylindrisk del hvor vannet strømmer nedover uten at ozon tilføres her. Det er<br />
imidlertid svært sannsynlig at det dras med ozonbobler også i denne delen, en oppfatning<br />
kurveforløpet styrker, og den må derfor også betraktes som et kontakttanksegment. Rørføring<br />
og tankvolum etter ozontanken (ikke vist på skissen) vil imidlertid etter vår definisjon være et<br />
reaksjonstanksegment.<br />
Målt og estimert konsentrasjon<br />
(mg O 3 /l)<br />
2,50<br />
2,6 mg O3/l, 9,3 l/s<br />
2,00<br />
1,50<br />
1,00<br />
3,5 mg O3/l, 9,3 l/s<br />
5,0 mg O3/l, 9,3 l/s<br />
0,50<br />
0,00<br />
0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0<br />
Tid (min)<br />
Figur 9.3<br />
Fremstilling av variasjonen av dels målt og dels estimert konsentrasjon av ozon<br />
som funksjon av vannets oppholdstid gjennom kontakttanken ved Klungset<br />
vannverk ved ulike ozondoser.<br />
Tid 0 i figuren representerer prøvepunkt i bunnen av den indre sylinder. Tid ca 1 min<br />
representerer et prøvepunkt ved utløpet av indre sylinder (første kontakttanksegment) og tid 5<br />
min utløpet fra ytre sylinder (andre kontakttanktanksegmentet). Konsentrasjonen ved tid 10,5<br />
min er en beregnet konsentrasjon ved inngangen til biofilteret og volumet mellom utløpet av<br />
tanken og inngangen på biofilteret representerer et reaksjonstanksegmentet.<br />
Kurvene representerer tre ulike doseringer og vi ser for det første at initialkonsentrasjonen<br />
kun utgjør ca 1/3 av doseringskonsentrasjonen. Videre ser vi at ozon-konsentrasjonen øker<br />
eller synker litt i den indre sylinder (kontakttanksegmentet) avhengig av størrelsen på<br />
doseringen. I den ytre sylinder (2. kontakttanksegment) holder ozonkonsentrasjonen seg<br />
noenlunde konstant selv om vi her utvilsomt har et forbruk. Det er tydelig at vi også har en<br />
viss gassoverføring her selv om ozon ikke tilføres den ytre sylinder direkte. I dette tilfellet vil<br />
det derfor være naturlig å betrakte hele den lukkede tanken der ozonoverføringen skjer som en<br />
kontakttank.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 196
9.4.2 Reaktortyper<br />
En rekke forskjellige typer av reaktorer for ozonoverføring og ozonforbruk finnes.<br />
Ozonoverføringen skjer imidlertid via bobler og det er måten boblene dannes på som gir ulike<br />
reaktorutforminger. Her kan vi skille mellom:<br />
1. Diffusorinnblanding<br />
2. Injektorinnblanding<br />
3. Turbininnblanding<br />
Vi kan også skille mellom:<br />
1. Medstrøms bobletanker (bobler og vann går samme veg)<br />
2. Motstrøms bobletanker (bobler og vann går motsatt veg)<br />
Dessuten kan vi skille mellom:<br />
1. Pakkede tanker - dvs tanker som er fylt med fyll-legemer som både bidrar til at<br />
ozonoverføringen blir bedre og at graden av stempelstrømning blir bedre.<br />
2. Åpne tanker (ikke pakkede tanker).<br />
I enkelte sammenhenger er det helt klart hva som skal defineres som gassoverføringsfase og<br />
hva som er forbruksfase, som for eksempel vist i Figur 9.2. Andre ganger, for eksempel som i<br />
tilfellet med tanken i Fauske (Figur 9.3), er det noe uklart fordi man ikke helt vet i hvor stor<br />
utstrekning av tanken det faktisk foregår gassoverføring.<br />
Som tidligere angitt, definerer vi i ut gangspunktet reaktorvolum der man har gassoverføring<br />
som kontakttanken, mens reaktorvolum der man har ozonforbruk og ingen gassoverføring<br />
defineres som reaksjonstanken. Hvis det ikke er mulig å skille mellom kontakttank og<br />
reaksjonstank på denne måten, foreslår vi at det brukes følgende forenkling av definisjonene:<br />
1. Kontakttanken utgjøres av den lukkede enhet hvor ozon tilsettes.<br />
2. Reaksjonstanken utgjøres av det volumet vannet passerer mellom utløpet av<br />
kontakttanken og det punkt i prosessen hvor ozonet forutsettes å være oppbrukt.<br />
Kontakttanken kan da være en lukket diffusortank, en lukket, pakket kolonne eller lignende,<br />
og det er da oppholdstiden i hele denne enheten som legges til grunn ved Ct-beregningen. Vi<br />
kommer tilbake til beregningen av oppholdstiden i denne tanken senere.<br />
Reaksjonstanken kan være en separat tank eller det volum som vannet må passere før<br />
inngangen til for eksempel et biofilter.<br />
9.4.3 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen<br />
Også når det gjelder ozonering, foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff . Ved<br />
ozonering er det enda viktigere enn ved klorering å bestemme det reelle strømningsbildet ved<br />
tracerundersøkelser. Dette er mulig i driftssituasjonen men ikke i planleggings-/<br />
dimensjoneringssituasjonen.<br />
I planleggingssituasjonen og dimensjoneringssituasjonen har man ikke kontakttank og<br />
reaksjonstank tilgjengelig. I slike tilfeller må man derfor ty til bruk av hydraulisk faktor<br />
(baffling faktor) som skissert under klorering. I dimensjoneringssituasjonen forslår vi derfor<br />
at t 10 bestemmes for kontakttanken og reaksjonstanken hver for seg, evt eventuelt oppdelt i<br />
segmenter for hhv kontakttank og reaksjonstank.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 197
Den amerikanske tabellen (se Tabell 9.1) er egentlig laget for reaksjonstanker (både for klor<br />
og ozon), og vi foreslår derfor at Tabell 9.1 også brukes til bestemmelse av t eff for<br />
reaksjonstanken i ozoneringsanlegg. For kontakttanker for ozon utformet som kolonner (dvs<br />
rørformede reaktorer med vertikalstrømning) som ofte brukes på mindre ozonanlegg, passer<br />
den imidlertid ikke så godt. Vi foreslår derfor en tilleggstabell som vist i Tabell 9.2 som er<br />
bedre tilpasset for bruk ved beregning av høye, slanke kontaktkolonner (disse må defineres<br />
nærmere). I kontakttanker for ozon kan man bedre strømningsbildet vesentlig ved å benytte et<br />
pakningsmateriale i tanken. Dette vil også bedre overføringen av ozon vesentlig. På<br />
nåværende tidspunkt har vi ikke noe godt grunnlag for å avgjøre hva de hydrauliske faktorene<br />
i kontaktkolonner skal være, men basert på noe erfaring og et visst skjønn, foreslås verdiene i<br />
Tabell 9.2.<br />
Tabell 9.2<br />
ozon<br />
Veiledende verdier for hydraulisk faktor for høye slanke kontaktkolonner for<br />
Kontaktssystem t 10 /T<br />
Pakkede kollonner<br />
• Med bobler<br />
• Uten bobler<br />
Åpne kollonner<br />
• Med bobler<br />
• Uten bobler<br />
0,85<br />
0,95<br />
0,5<br />
0,7<br />
9.4.4 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen<br />
Når det gjelder hvilken effektiv konsentrasjon, C eff , man skal benytte ved Ct-bestemmelsen, er<br />
det all grunn til å vurdere ozon (og klordioksid) annerledes enn de mindre reaktive<br />
desinfeksjonsmidlene (klor og kloramin). Vi vil foreslå en metode for bestemmelse av C eff for<br />
ozon som er forskjellig avhengig av hvor man er i prosessen, dvs at bestemmelsen av C eff er<br />
forskjellig i kontakttanken og reaksjonstanken. Før man angir hvordan C eff bestemmes, må<br />
man definere de ulike ozonkonsentrasjonene som forekommer gjennom anlegget.<br />
9.4.4.1 Definisjon av parametere<br />
Ved angivelse av C eff for ozon opprettholder vi inndelingen av prosessen som angitt tidligere,<br />
og definerer følgende konsentrasjoner:<br />
• Innblandingssonen<br />
⇒ C ub = utløpskonsentrasjonen fra innblandingssonen = C initiell . Dette er en tenkt<br />
konsentrasjon som man ville hatt når all gassoverføringen var ferdig der det er<br />
tatt hensyn til en gitt overføringsgrad og en gitt initiell oksidasjon.<br />
⇒ C dose = dosen angitt som en tenkt konsentrasjon hvis man hadde 100 %<br />
overføring og ingen initiell oksidasjon.<br />
• Kontakttanken<br />
⇒ C uk = utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken.<br />
⇒ C ik = innløpskonsentrasjonen til kontakttanken som er en tenkt konsentrasjon<br />
= C initiell .<br />
• Reaksjonstanken<br />
⇒ C ur = utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanken.<br />
⇒ C ir = innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken = C uk .<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 198
I tillegg kan kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segment. For eksempel hvis både<br />
kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segmentene 1, 2 og 3, gir det følgende<br />
konsentrasjonsdefinisjoner:<br />
• C ik-1 = innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 (første segment).<br />
• C uk-1 = C ik-2 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 som er<br />
innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2.<br />
• C uk-2 = C ik-3 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2 som er<br />
innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3.<br />
• C uk-3 = C ir-1 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3 som er<br />
innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1.<br />
• C ur-1 = C ir-2 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1 som er<br />
innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 2.<br />
• C ur-2 = C ir-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 2 som er<br />
innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 3.<br />
• C ur-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 3.<br />
9.4.4.2 C eff i kontakttanken<br />
Som tidligere nevnt foreslår vi at man i bestemmelsen av oppholdstiden i at kontakttanken, t k ,<br />
tar utgangspunkt i volumet fra injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon<br />
bobles inn.<br />
For kontakttanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen baseres på<br />
utløpskonsentrasjonen fra siste kontaktsegmentet i henhold til Tabell 9.3. Det medfører at C eff<br />
er en funksjon av utløpskonsentrasjonen og reaktorutformingen på siste kontaktsegment. C eff i<br />
eventuelle alle andre kontaktsegment settes så lik C eff i siste kontaktsegment. Det betyr at man<br />
vil ha lik effektiv konsentrasjon, kalt C eff-k , for alle kontaktsegmentene.<br />
Tabell 9.3<br />
Bestemmelse av C eff i kontakttanksegment avhengig av reaktorutforming<br />
Totalt omrørt reaktor Medstrømsreaktor Motstrømsreaktor<br />
C ut C ut eller ½ (C inn + C ut ) C ut /2<br />
9.4.4.3 C eff i reaksjonstanken<br />
I reaksjonstanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen fastlegges på grunnlag av<br />
innløps- og utløpskonsentrasjonen til hvert reaksjonstanksegment. For en reaksjonstank<br />
bestående av kun ett segment, er sammenhengen mellom utløpskonsentrasjonen, C ur , og<br />
innløpskonsentrasjonen, C ir , gitt ved:<br />
C ur = C . -k· tr<br />
ir e<br />
Der tr er effektiv oppholdstid i reaksjonstanken. C ir , som er innløpskonsentrasjonen til<br />
reaksjonstanken, er den samme som utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk . Det betyr<br />
at når k og tr er kjent, så kan C ir beregnes fra C ur , eller vice versa. Effektiv konsentrasjon i<br />
reaksjonstanken, C eff-r , er da gitt ved:<br />
C eff-r = [C ur · C ir ] ½<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 199
Hvis reaksjonstanken består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, må effektiv<br />
konsentrasjon beregnes for hvert av segmentene. Først må inn- og utløpskonsentrasjonen fra<br />
hvert segment bestemmes. Det kan enten gjøres med utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra<br />
siste segment, eller fra innløpskonsentrasjonen til første segment (som er den samme som<br />
utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment). Sammenhengen mellom de ulike<br />
innløps- og utløpskonsentrasjonen i reaksjonstanksegmentene blir da:<br />
-k· tr3<br />
C ir-3 = C ur-3 / e<br />
C ir-2 = C ur-2 / e -k· tr2 = C ir-2 / e -k· tr2 -k· (tr2 + tr2)<br />
= C ur-2 / e<br />
C ir-1 = C ur-1 / e -k· tr1 = C ir-2 / e -k· tr1 -k· (tr1 + tr2 + tr3)<br />
= C ur-3 / e<br />
Der tr1, tr2 og tr3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av reaksjonstanken.<br />
Effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3 er da henholdsvis C eff-1 , C eff-2 og<br />
C eff-3 , og er gitt ved følgende ligninger som representerer det veide middel av<br />
konsentrasjonene i de aktuelle reaktorsegmentene:<br />
C eff-1 = [C ir-1 . C ur- 1] 1/2<br />
C eff-2 = [C ir-2 . C ur-2 ] 1/2<br />
C eff-3 = [C ir-3 . C ur-3 ] 1/2<br />
Figur 9.4 viser eksempel på hvordan effektiv ozonkonsentrasjon, C eff , som benyttes for Ctberegningene,<br />
endres gjennom anlegget. Konsentrasjonsberegningene forutsetter kjennskap til<br />
nedbrytningskonstanten, k, for ozon. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi,<br />
er nærmere beskrevet i avsnitt 9.4.5.<br />
C dose<br />
C i nitiell<br />
C uk = C ir<br />
C ut<br />
C initiell<br />
C uk = C ir<br />
Tid (t)<br />
C ur<br />
Ozon<br />
Kontakttank<br />
Reaksjonstank<br />
Figur 9.4<br />
Skjematisk skisse av tenkt konsentrasjonsforløp gjennom kontakt og<br />
reaksjonstank<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 200
9.4.5 Nødvendig ozondose<br />
På samme måte som for klor er ozondosen avhengig av hvor stort ozonforbruket er og hvor<br />
stort ozonoverskuddet må være for å opprettholde tilstrekkelig høy Ct-verdi i desinfeksjonen.<br />
Ozonforbruket er imidlertid vesentlig større og raskere enn tilsvarende klorforbruk fordi ozon<br />
er et kraftigere oksidasjonsmiddel (det går mer med til oksidasjon), og fordi ozon er mindre<br />
stabilt slik at man også vil ha en betydelig grad av egendekomponering. I tillegg doseres ozon<br />
som gass som vil overføres til vannet med en gitt effektivitet. Det betyr at nødvendig<br />
ozondose er avhengig av tre forhold:<br />
1. Gassoverføring, dvs hvor effektiv overføringen fra gass til vann er<br />
2. Ozonforbruk, dvs hvor mye ozon som medgår til oksidasjon og egendekomponering<br />
3. Ozonoverskuddet som må være for at vi skal kunne opprettholde en tilstrekkelig høy<br />
Ct-verdi ved desinfeksjonen<br />
Ved en gitt utløpskonsentrasjon fra siste segment av reaksjonstanken (restozonkonsentrasjon)<br />
kan man på samme måte som angitt i avsnitt 9.4.4, regne seg tilbake til<br />
innløpskonsentrasjonen til første segment av reaksjonstanken som også er<br />
utløpskonsentrasjonen fra siste segment av kontakttanken. Hvis ozonreaksjonstanken kun<br />
består av ett segment, er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken, C ir , (som er lik<br />
utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk ) gitt ved:<br />
-k· tr<br />
C ir = C uk = C ur / e<br />
Hvis reaksjonstanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er<br />
innløpskonsentrasjonen til første segment gitt på tilsvarende måte ved:<br />
-k· (tr3 + tr2 + tr1)<br />
C ir-1 = C uk = C ur-3 / e<br />
Der symbolene er som angitt tidligere.<br />
I avsnitt 9.4.4 har man foreslått at effektiv konsentrasjon i kontakttanken, C eff-k , er gitt av<br />
utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk . Grunnen til dette er at selv om man har et<br />
ozonforbruk pga oksidasjon, som skulle tilsi at konsentrasjonen var høyere i innløpet enn i<br />
utløpet, så har man også en gassoverføring som vil øke konsentrasjonen fra innløpet mot<br />
utløpet. Nettoeffekten på konsentrasjonsendringene gjennom kontakttanken kan imidlertid<br />
være vanskelig å forutse. For å være konservativ i forbindelse med beregning av Ct-verdi har<br />
man derfor anbefalt å benytte en lik C eff-k for hele kontakttanken. Denne er basert på<br />
utløpskonsentrasjonen, C uk , fra kontakttanken. I forbindelse med beregning av nødvendig<br />
dose, må man imidlertid også ta hensyn til forbruket i kontakttanken. Dette kan gjøres ved å<br />
beregne en tenkt innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik , på samme måte som for<br />
reaksjonstanken. Det vil ikke være den reelle innløpskonsentrasjonen, men en tenkt<br />
konsentrasjon som man ville hatt hvis all gassoverføring skjedde før kontakttanken, og<br />
hastighetskonstanten for ozonforbruk pga oksidasjon og egendekomponering er som i<br />
reaksjonstanken. Hvis kontakttanken kun består av ett segment, er da tenkt<br />
innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik , gitt ved:<br />
-k· tk<br />
C ik = C uk / e<br />
Der tk er effektiv oppholdstid i kontakttanken og de øvrige symbolene som angitt tidligere.<br />
Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er tenkt<br />
innløpskonsentrasjon til første segment gitt på tilsvarende måte ved:<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 201
- k · (tk3 + tk2 + tk1)<br />
C ik-1 = C uk-3 / e<br />
Der tk1, tk2 og tk3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av kontakttanken,<br />
mens de øvrige symbolene er som angitt tidligere. Når tenkt innløpskonsentrasjon til<br />
kontakttanken er gitt (dvs tenkt initialkonsentrasjonen), er nødvendig ozondose bestemt av det<br />
raske ozonforbruket rett etter dosering, samt effektiviteten på overføringen av ozongass.<br />
Nødvendig ozondose kan da beskrives som:<br />
C dose = C i / (k oksid · k overf )<br />
Der C i = C ik = C ik-A , mens k oksid er en faktor som er avhengig av vannkvaliteten og beskriver<br />
det raske ozonforbruket rett etter dosering, og k overf angir effektiviteten på overføringen av<br />
ozongass til vann og vil i hovedsak være avhengig av reaktorutformingen. Vi har på<br />
nåværende tidspunkt lite grunnlag for å angi verdier på k overf , men basert på noe erfaringer og<br />
et visst skjønn foreslås verdier som angitt i Tabell 9.4 som et utgangspunkt.<br />
Tabell 9.4 Forslag til veiledende verdier for ozonoverføringsgraden til vann, k overf .<br />
Innblanding/reaktor system<br />
k overf<br />
Diff usor/injektor innblanding, pakket bobletank 0.90<br />
Diff usor/injektor innblanding, bobletank uten pakking 0.75<br />
Bestemmelse og bruk av k oksid og k overf , samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i<br />
avsnitt 9.4.6.<br />
9.4.6 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon<br />
På samme måte som for klor vil beregningsprosedyren med bruk av Ct-verdi være svært<br />
forskjellig i en driftssituasjon, der man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en<br />
dimensjonerings- og planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også<br />
være forskjellig. Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av en driftssituasjon og<br />
en dimensjoneringssituasjon.<br />
9.4.6.1 Dokumentasjon i driftssituasjonen<br />
I en driftssituasjon kan ozonanleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. Det<br />
innebærer imidlertid at man må ha tilstrekkelig med gode representative prøvepunkt slik at<br />
ozonkonsentrasjonen kan bestemmes gjennom anlegget. For et anlegg bestående av for<br />
eksempel reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3, samt kontakttanksegmentene 1, 2 og 3,<br />
innebærer en slik dokumentasjon følgende:<br />
• Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert reaksjonstanksegment (C ur-3 , C ur-2 og C ur-1 ),<br />
samt utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment (C uk-3 ).<br />
• Bestemme effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene.<br />
⇒ Innløpskonsentrasjonene er lik: C ir-1 = C uk-3 , C ir-2 = C ur-1 og C ir-3 = C ur-2<br />
⇒ 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<br />
• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert reaksjonstanksegment (tr3, tr2 og tr1).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 202
⇒ Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10<br />
for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i<br />
avsnitt 9.3.2, Tabell 9.1.<br />
• Beregne Ct-verdi for hvert reaksjonstanksegment.<br />
⇒ Ct 3 = (C eff-3 · tr3), Ct 2 = (C eff-2 · tr2) og Ct 1 = (C eff-1 · tr1)<br />
• Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k , basert på<br />
utløpskonsentrasjonen av siste kontakttanksegment, C uk-3 .<br />
• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert kontakttanksegment (tk3, tk2 og tk1).<br />
⇒ Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10<br />
for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i<br />
avsnitt 9.4.3, Tabell 9.2.<br />
• Beregne Ct-verdi for kontakttanksegmentene.<br />
⇒ Ct k = C eff-k · (tk3 + tk2 + tk1),<br />
• Summere alle Ct-verdiene til en total Ct-verdi<br />
⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k<br />
• Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5.<br />
I anlegg som består av to eller flere reaksjonstanksegment kan man også bestemme<br />
nedbrytningskonstanten, k, fra de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist nedenfor for et<br />
anlegg bestående av de 3 reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3.<br />
Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen:<br />
-k · tr3 = ln(C ur-3 /C ur-2 )<br />
eller<br />
-k · tr2 = ln(C ur-2 /C ur-1 )<br />
Man kan ikke uten videre bestemme konstantene k oksid og k overf fra målinger i anlegget. Fra<br />
utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken og nedbrytningskonstanten, k, kan man imidlertid<br />
beregne produktet (k oksid · k overf ) uten å kunne separere dem. For et anlegg bestående av for<br />
eksempel 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, kan dette produktet bestemmes ved hjelp av:<br />
(k oksid · k overf ) = [C uk-3 / e - k · (tk3 + tk2 + tk1) ] / C dose<br />
Selv om bestemmelse av konstantene k og (k oksid · k overf ) i en driftssituasjon ikke har noen<br />
direkte og umiddelbar betydning for dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil<br />
vi likevel anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere<br />
grunner til det, bl.a.:<br />
• Beregning av k og (k oksid · k overf ) krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da<br />
man allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med<br />
dokumentasjonen.<br />
• Kunnskap om k og (k oksid · k overf ) for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil<br />
medføre at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre.<br />
• Opparbeidelse av et ”bibliotek” over k og (k oksid · k overf ) for ulike anleggstyper,<br />
prosesser, driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både<br />
dimensjonering og drift av anlegg.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 203
9.4.6.2 Dimensjoneringssituasjon<br />
I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktorvolum og<br />
nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3<br />
reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, samt 3 kontakttanksegment (antall reaktorsegment er ikke<br />
vesentlig, da prosedyren kan anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte<br />
ønske). Det gir følgende prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum:<br />
1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon fra siste kontakttanksegment (det er også mulig å ta<br />
utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra siste reaksjonstanksegment og regne tilbake fra<br />
der, men det er ikke vist her).<br />
⇒ Dvs utløpskonsentrasjonen C uk-3 = C ir-1 velges.<br />
2) Velg antall reaktorsegment i både kontakttanken og reaksjonstanken.<br />
⇒ Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske.<br />
⇒ Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsvolum.<br />
⇒ I dette eksempelet er det benyttet 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, og 3<br />
reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste i begge tankene.<br />
3) Velg volum og utforming for hvert av segmentene.<br />
4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av kontakttank- og reaksjonstanksegmentene basert<br />
på t 10 eller hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i henholdsvis Tabell 9.2 eller Tabell 9.1.<br />
⇒ Henholdsvis tk3, tk2 og tk1 for kontakttanken, og tr3, tr2 og tr1 for<br />
reaksjonstanken, beregnes.<br />
5) Velg nedbrytningskonstant, k.<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.4.6.3.<br />
6) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 1.<br />
-k· tr1<br />
⇒ C ur-1 = C uk-3 · e<br />
7) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 1.<br />
⇒ C eff-1 = [C uk-3 · C ur-1 ] ½<br />
8) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 1.<br />
⇒ Ct 1 = C eff-1 · tr1<br />
⇒ Hvis anlegget kun har ett reaksjonstanksegment, fortsett i punkt 16.<br />
9) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 2.<br />
⇒ C ur-2 = C ur-1 · e -k· tr2 -k· (tr1 + tr2)<br />
= C uk-3 · e<br />
10) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 2.<br />
⇒ C eff-2 = [C ur-1 · C ur-2 ] ½<br />
11) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 2.<br />
⇒ Ct 2 = C eff-2 · tr2<br />
12) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 3.<br />
⇒ C ur-3 = C ur-2 · e -k· tr3 -k· (tr1 + tr2 + tr3)<br />
= C uk-3 · e<br />
13) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 3.<br />
⇒ C eff-3 = [C ur-2 · C ur-3 ] ½<br />
14) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 3.<br />
⇒ Ct 3 = C eff-3 · tr3<br />
15) Hvis anlegget består av flere enn 3 reaksjonstanksegment, gjentas sekvens 12 til 14 ved å<br />
beregne utløpskonsentrasjonen for neste nedstrøms segment ved å benytte k,<br />
utløpskonsentrasjonen fra forrige segment og effektiv kontakttid for neste nedstrøms<br />
segment. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen, effektiv konsentrasjon og Ctverdien<br />
for alle segmentene er beregnet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 204
16) Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k , basert på<br />
utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment, C uk-C , i henhold til Tabell 9.3.<br />
17) Beregn Ct-verdi for kontakttanksegmentene.<br />
⇒ Ct k = C eff-k · (tk1 + tk2B + tk3)<br />
18) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra alle tanksegmentene.<br />
⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k<br />
19) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av<br />
inaktivering (Tabell 9.5).<br />
⇒ Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas<br />
beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3.<br />
Som nevnt i avsnitt 9.1.2 bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn<br />
hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann.<br />
Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for<br />
dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende:<br />
1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for<br />
bestemmelse av doseringsutstyr.<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av<br />
reaktorvolum.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.4.6.3<br />
2) Antar fortsatt at anlegget har 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3.<br />
3) Beregn tenkt innløpskonsentrasjon til første kontakttanksegment 1, C ik-1 , basert på<br />
utløpskonsentrasjonen i siste kontakttanksegment 3, C uk-3 .<br />
- k · (tk3 + tk2 + tk1)<br />
⇒ C ik-1 = C uk-3 / e<br />
4) Velg k oksid .<br />
⇒ Er avhengig av vannkvalitet.<br />
⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes<br />
for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.4.6.3.<br />
5) Velg k overf .<br />
⇒ Er avhengig av reaktorutforming.<br />
⇒ Velg k overf i henhold til Tabell 9.4 for bobletank med eller uten pakking, eller<br />
bestem k overf i separat test.<br />
6) Beregn ozondose.<br />
⇒ C dose = C ik-1 / (k oksid · k overf )<br />
9.4.6.3 Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter<br />
Ved dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for<br />
ozon, samt verdier for konstanten, k oksid , som representerer det raske ozonforbruket rett etter<br />
dosering samt verdier for gassoverføringskonstanten, k overf , som angir hvor effektivt<br />
ozongassen overføres til vannet. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt<br />
NOM og lett oksiderbare forbindelser, temperatur, osv, samt reaktorutformingen. Konstantene<br />
kan enten tas fra tabeller over slike, eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig<br />
finnes det ikke tabeller over konstantene, men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil<br />
man kunne utvikle slike tabeller. Det ville være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i<br />
en videreføring av dette prosjektet.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 205
Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k, k oksid og k overf er enkel og kan<br />
gjennomføres tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data.<br />
Følgende eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt<br />
vannkvalitet:<br />
1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten.<br />
⇒ Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM,<br />
andre reduserte forbindelser, pH, osv.<br />
⇒ Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for.<br />
2) Det lages en ozondoseringsløsning med kjent konsentrasjon.<br />
⇒ Ozongass løses i rent vann (destillert vann) til en ønsket konsentrasjon i<br />
doseringsløsningen.<br />
⇒ Det må benyttes tilstrekkelig lav pH (antagelig ca 3 – 4) i doseringsløsningen til at<br />
ozonkonsentrasjonen forblir konstant.<br />
3) Det doseres en kjent mengde ozon til begerglasset.<br />
⇒ Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget.<br />
4) Ozonkonsentrasjonen måles og logges mot tid.<br />
5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid.<br />
6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 1 minutter og t > 1 minutter.<br />
7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 1 minutter.<br />
⇒ Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k.<br />
8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 – 1 minutter.<br />
⇒ Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to<br />
kurvene i forhold til startkonsentrasjonen.<br />
⇒ k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-C).<br />
9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre ozondoser.<br />
10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k som<br />
gjennomsnittet av de tre målingene.<br />
11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige ozondoser.<br />
Gassoverføringskonstanten, k overf , kan ikke bestemmes fra testprosedyren. Man bør derfor<br />
benytte k overf som angitt i Tabell 9.4, eller andre verdier fra litteraturen, avhengig av<br />
doseringsutstyr og reaktorutforming. Man bør imidlertid også sammenligne doser fra<br />
fullskalaanlegg med beregnede doser basert på testprosedyren for på denne måten å<br />
opparbeide et bedre datagrunnlag på k overf .<br />
De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som<br />
man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for<br />
dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i<br />
neste fase av dette prosjektet.<br />
9.5 UV-bestråling<br />
UV-desinfeksjon skiller seg fra annen desinfeksjon ved at det ikke doseres kjemikalium eller<br />
gass, og at ved at oppholds-/kontakttiden er svært kort. De samme begrepene for<br />
konsentrasjon, kontakttid og Ct-verdi, som blir brukt for klor og ozon, kan også anvendes for<br />
UV. Når det gjelder UV angis imidlertid konsentrasjon som intensitet (I), kontaktiden som<br />
stråletid (t) og Ct-verdi som UV-dose som er produktet av intensitet og stråletid. Dette gir<br />
følgende begreper:<br />
• Intensitet, I, som normalt angis med benevning mW/cm 2 i Norge.<br />
⇒ Ekvivalent med konsentrasjon for andre desinfeksjonsmetoder.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 206
• Stråletid, t, som angis i sekund.<br />
⇒ Ekvivalent med effektiv kontakttid for andre desinfeksjonsmetoder.<br />
⇒ Er avhengig av hydrauliske forhold, men ideell turbulent stempelstrømning er<br />
den lik strålekammervolum dividert på vannføring (V/Q).<br />
• UV-dose, D, som normalt angis med benevning mWs/cm 2 (eller mJ/cm 2 ) i Norge.<br />
⇒ Ekvivalent med Ct-verdi for andre desinfeksjonsmetoder.<br />
⇒ D = I · t<br />
⇒ 1 mWs/cm 2 = 1 mJ/cm 2 = 10 J/m 2<br />
9.5.1 Dimensjonering og drift av UV-anlegg<br />
I Veilederen for Drikkevannsforskriften av 1. januar 2002 er det satt følgende dosekrav når<br />
UV skal benyttes som hygienisk barriere:<br />
• Dose større enn 30 mWs/cm 2 gir barriere overfor bakterier, virus og parasitter der<br />
doseverdien refererer seg til en beregnet verdi.<br />
• Dose større enn 40 mWs/cm 2 hvis man også skal ha barriere mot bakteriesporer.<br />
Doseverdien refererer seg til målt verdi basert på biodosimetertest.<br />
Når UV-bestråling benyttes til desinfeksjon ved vannverk, er det et klart behov for et<br />
system/retningslinjer for å sikre at anleggene er i stand til å gi en tilfredsstillende<br />
desinfeksjonseffekt under alle forhold. Anleggene må også utstyres med nødvendig<br />
overvåkingsutstyr for sikker drift. Per i dag er det kun Østerrike, Tyskland, Sveits, Norge og<br />
delvis Nederland og USA som har retningslinjer eller normer som angir spesifikke<br />
funksjonskrav for UV-aggregater. Alle UV-aggregater som skal benyttes ved norske vannverk<br />
har vært igjennom en typegodkjenning ved Folkehelseinstituttet (tidligere Statens institutt for<br />
folkehelse). Denne ordningen, som ble etablert allerede tidlig på 1970-tallet, har til hensikt å<br />
sikre at de UV-aggregater som installeres ved norske vannverk oppfyller visse minimumskrav<br />
med hensyn til desinfeksjonseffekt og kontroll-/overvåkingsutstyr. Ved typegodkjenning<br />
foretas kapasitetsberegning av UV-aggregater for å sikre at vannet blir utsatt for en<br />
tilstrekkelig høy UV-dose ved passering gjennom aggregatets bestrålingskammer.<br />
Krav til UV-dose i forbindelse med typegodkjenning av UV-aggregater fra Nasjonalt<br />
folkehelseinstitutt er enten basert på minimum 30 mWs/cm 2 , beregnet ut fra en volumveid<br />
gjennomsnittsintensitet i kammeret, eller minimum 40 mWs/cm 2 , basert på en biodosimetertest.<br />
Dette er nærmere beskrevet i avsnitt 3.4.4 (Godkjenning av UV-aggregater).<br />
I henhold til Folkehelseinstituttet må søknad om typegodkjenning alltid også inneholde<br />
detaljerte opplysninger om den aktuelle aggregattypen (modell), for eksempel:<br />
1) Beskrivelse av UV-lampe, type og fabrikat. Opplysning om utstrålt UV-C effekt, i W evt.<br />
mW ved 254nm (for lavtrykkslamper) (for mellomtrykkslamper: utstrålt effekt i<br />
bølgelengdeområdet 240-290 nm), for ny lampe og etter endt lampelevetid.<br />
Lampedimensjoner: Total lampelengde (u/holdere) (dvs. lengden av lampeglasset) og<br />
effektiv lampelengde, dvs. lengden på UV-lampen som er innenfor senter innløp og senter<br />
utløp av bestrålingskammeret, samt diameter på UV-rør og kvartsglass. Levetidskurve for<br />
lampene (intensitetsreduksjon i relasjon til brenntid, i timer, for den benyttede lampetype),<br />
samt angivelse av anbefalt tid, i timer, for lampebytte, intensitetsreduksjon (i %) ved<br />
lysets passasje gjennom kvartsrøret, samt beskrivelse av UV-sensor (type, spesifisitet<br />
m.m). Diagram som viser UV-sensors følsomhet ved ulike bølgelengder.<br />
2) Spesifikasjon av de materialer som kommer i kontakt med vann.<br />
3) Tegning som viser UV-lampen(e)s nøyaktige plassering i bestrålingskammeret, plassering<br />
av UV-sensor, samt angivelse av innløp og utløp for kammeret. Tegningene skal være<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 207
påført alle indre og ytre mål på bestrålingskammeret, diameter på innløp og utløp av<br />
kammeret, og avstanden mellom disse sentrene.<br />
4) En beskrivelse av hvordan beregning av UV-intensitet og dimensjonerende kapasitet av<br />
anlegget er foretatt, samt beregninger som viser UV-intensiteten i ulike deler av<br />
bestrålingskammeret. En tabell over den dimensjonerende kapasiteten på anlegget ved<br />
ulike vannkvaliteter (UV-transmisjonsverdier i 5 cm kuvette). Maksimal hydraulisk<br />
kapasitet oppgitt av produsent for det enkelte anlegg må også oppgis.<br />
5) Tegning og beskrivelse av styre- og kontrollinnretningen.<br />
6) Instruks for drift og vedlikehold av anlegget.<br />
7) Dokumentasjon vedr. praktiske forsøk som er utført med anlegget (for eksempel<br />
inaktiveringstester med ulike mikroorganismer, biodosimetertest).<br />
Biodosimetrisk test skal utføres i henhold til østerriksk ÖNORM M 5873-1 eller 5873-2, den<br />
tyske DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester (for eksempel i<br />
henhold til EPA Ultraviolet Disinfection Guidance Manual). Den skal utføres av<br />
velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et<br />
biodosimeter (testorganisme, for eksempel Bacillus subtilis eller MS2) som har en resistens<br />
mot UV-bestråling som gjør det mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en<br />
UV-dose på 40 mWs/cm 2 (400 J/m 2 ). Prinsippskisse som beskriver gjennomføringen av<br />
biodosimetrisk test er vist i Figur 9.5.<br />
Figur 9.5<br />
Prinsippskisse for gjennomføring av biodosimetrisk test.<br />
Prinsippet for den biodosimetriske testen kan kort beskrives som følger (avhengig av metode<br />
som benyttes):<br />
1. Det benyttes en kultur av sporer til bakterien Bacillus subtilis (Bs) i testen. MS2<br />
bakteriofag kan benyttes i henhold til EPA.<br />
2. I en laboratorietest blir den aktuelle kulturen av Bs (eventuelt MS2) som skal benyttes i<br />
fullskalatesten, testet overfor en UV-dose på 40 mWs/cm 2 . Grad av inaktivering av Bs<br />
(evt. MS2) ved laboratorietesten blir registrert. Hvis testen utføres i henhold til EPA,<br />
gjøres registreringene over et stort doseintervall.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 208
3. I en fullskalatest med det aktuelle UV-aggregatet, injiseres Bs (MS2) og blandes i<br />
vannstrømmen før aggregatet. Gjennom flere serier av forsøksbetingelser,<br />
prøveuttak/analyser og intensitetsmålinger blir det målt om UV-aggregatet oppnår en<br />
inaktivering av Bs som tilsvarer det som ble oppnådd i laboratorietesten ved en UVdose<br />
på 40 mWs/cm 2 . Forsøksbetingelsene bør for eksempel inkludere variasjoner i<br />
UVT, temperatur, hydraulisk belastning, innløpsarrangement, lampealder, osv). Figur<br />
9.6 viser eksempel på hvordan UVT påvirker anleggets hydrauliske kapasitet. Dersom<br />
det testes i henhold til USEPA, vil inaktiveringen av MS2 som tilsvarer resultatet i<br />
laboratorietesten være dosen ved de aktuelle betingelsene (reduction equivalent dose,<br />
RED).<br />
4. Forsøksbetingelsene må dekke betingelsene som anlegget skal benyttes i. Testen skal<br />
også utføres med gamle lamper som skal skiftes. Hvis UV-aggregatet tilfredsstiller<br />
dosekravet under de aktuelle betingelsene, kan det bli sertifisert og gitt et<br />
kapasitetsdiagram.<br />
5. Intensitetsmåleren blir også sertifisert i denne testen av samme instans som tester<br />
aggregatene.<br />
6. Folkehelseinstituttet godkjenner så det aktuelle aggregatet ved framlegging av<br />
dokumentasjon frå den ovennevnte biodosimetriske testen.<br />
Figur 9.6<br />
Eksempel på sammenheng mellom UVT og maksimum hydraulisk kapasitet med<br />
en minimumsdose på 40 mWs/cm 2 i henhold til biodosimetrisk test.<br />
Vi anbefaler at alle UV-anlegg skal dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses<br />
som eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at<br />
ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mWs/cm 2<br />
(RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva USEPA<br />
krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever det 199 og 231<br />
mWs/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper. Selv om disse verdiene er basert på<br />
Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistente, kan det senere bli behov for endret UVpraksis<br />
overfor virus også i Norge.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 209
Som antydet i avsnitt 9.1.1 og 9.1.2 bør dimensjonerende vannmengde være momentan<br />
maksimalverdi, mens dimensjonerende vannkvalitet bør være den dårligste vannkvaliteten<br />
man vil forvente at anlegget opplever. Man bør imidlertid ikke dimensjonere for lavere<br />
UVT 5cm enn 30 %, eller for høyere enn 50 % selv om man har fargefjerning. Her må det<br />
imidlertid utvises skjønn. Der en har NOM-fjerning med risiko for tidvise gjennomslag, som<br />
for eksempel på direktefiltreringsanlegg, må en ved dimensjonering av etterfølgende UVanlegg<br />
ta hensyn til den forverrede rentvannskvaliteten som da kan oppstå (det innebærer<br />
automatisk produksjonsstans ved høy turbiditet). I tillegg til variasjoner i vannkvalitet må en<br />
ved dimensjonering og oppbygging av UV-anlegg også ta høyde for teknisk svikt på selve<br />
desinfeksjonsanlegget. For å ha en rimelig sikring foreslår vi i tråd med NORVAR-rapport<br />
139/2004 (Gøytil og Lian, 2004) følgende grunnprinsipp ved dimensjonering:<br />
- 2 stk. UV-aggregat/-linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 75 % av Q dim og<br />
dimensjonerende UV-transmisjon.<br />
- 3 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 50 % av Q dim og<br />
dimensjonerende UV-transmisjon.<br />
- 4 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 38 % av Q dim og<br />
dimensjonerende UV-transmisjon.<br />
På svært små vannverk (Q dim 0,05 mg fritt klor/l etter minst 30 min kontakttid, tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mg<br />
min/l (hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus)<br />
For ozon:<br />
• > 0,2 mg ozon/l etter minst 10 min kontakttid, tilsvarende en Ct på 2 mg min/l<br />
(hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus)<br />
• > 5 mg ozon/l etter minst 10 min, tilsvarende en Ct på 50 mg min/l (hygienisk<br />
barriere for Cryptosporidium og bakteriesporer)<br />
Det kan stilles spørsmålstegn ved de gitte Ct-verdiene fordi:<br />
• klorverdiene ikke tar hensyn til pH<br />
• verdiene ikke tar hensyn til temperatur<br />
• kravet til ozon høyere enn til klor noe som ikke overensstemmer med akseptert viten<br />
• verdiene for virus med klor er lavere enn det som anbefales andre steder (for eksempel<br />
av USEPA)<br />
• verdiene for parasitter (for ozon) er høyere enn det som anbefales andre steder (for<br />
eksempel av USEPA)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 210
På bakgrunn av de vurderinger som er gjort i denne rapporten, vil vi foreslå følgende Ctverdier<br />
for norske anlegg.<br />
Tabell 9.5<br />
Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg<br />
Bakterier<br />
Virus<br />
Giardia<br />
Crypto<br />
3 log<br />
3 log<br />
2 log<br />
2 lo g<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
Klor<br />
pH < 7<br />
1, 0<br />
1,5<br />
4,0<br />
6,0<br />
75<br />
100<br />
i.a<br />
i.a<br />
pH 7-8<br />
1, 5<br />
2,0<br />
6,0<br />
8,0<br />
100<br />
150<br />
i.a<br />
i.a<br />
pH > 8<br />
2, 0<br />
3,0<br />
8,0<br />
12, 0<br />
175<br />
250<br />
i.a<br />
i.a<br />
Kloramin<br />
100<br />
200<br />
1500<br />
2000<br />
1750<br />
2500<br />
i.a<br />
i.a<br />
Klordioksid<br />
1, 0<br />
1,5<br />
20<br />
25<br />
25<br />
40<br />
1000<br />
1250<br />
Ozon<br />
0, 5<br />
0,75<br />
1,0<br />
1,5<br />
1,5<br />
2,0<br />
30<br />
45<br />
i.a. - ikke angitt<br />
Vi ser at det er tatt hensyn til dimensjonerende temperatur for de aktuelle vannkilder. Det er<br />
også tatt hensyn til pH for klor. De foreslåtte verdiene tar i hovedsak utgangspunkt i<br />
amerikanske anbefalinger men de er justerte noe slik at de utgjør et hele.<br />
I realiteten ar Ct verdiene for Giardia-inaktivering med klor såpass høye at de ikke er særlig<br />
aktuelle. Verdiene for kloramin er også så høye for alle patogener at kloramin egentlig er<br />
uinteressant i primærdesinfeksjonssammenheng.<br />
Ettersom det er direkte sammenheng mellom Ct og log inaktiveringsgrad, kan man beregne<br />
hvilken grad av inaktivering man vil ha ved en bestemt beregnet Ct-verdier når nødvendig Ct,<br />
gjennom sammenhengen:<br />
Log IA = n · Ct beregnet /Ct nødvendig<br />
der n er nødvendig log inaktivering.<br />
Likeledes kan man bestemme nødvendig Ct for en viss log IA når man kjenner nødvendig Ct<br />
ved en annen log IA ved formelen.<br />
Ct log n = Ct log n-1 . (n/n-1) = Ct log n+1 . (n/n+1)<br />
Det er derfor bare nødvendig å angi én Ct nødvendig for hver desinfeksjonssituasjon og vi har<br />
oppgitt den for 3 log IA for bakterier og virus og 2 log for parasitter ved de dimensjonerende<br />
temperaturer, hhv 0,5 o C (elver og bekker) og 4 o C (innsjøer).<br />
For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte<br />
biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mWs/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene<br />
bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering<br />
av virus.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 211
10 Oppsummering og anbefalinger<br />
I dette kapittelet vil vi summere opp erfaringene fra arbeidet med dette prosjektet samt<br />
fremme noen anbefalinger mht mulig fremtidig utvikling av desinfeksjonspraksis her i landet.<br />
10.1 Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis<br />
De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man<br />
har hatt i Norge de siste ti-år er:<br />
• Implementeringen av Drikkevannsforskriften (01.01.2002) og spesielt kravet her om<br />
”to hygieniske barrierer”<br />
• Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det<br />
forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter)<br />
Drikkevannsforskriften m/veiledning, som bygger på EU-direktivet om drikkevann, stiller<br />
vannverkseiere overfor en rekke utfordringer mht å sikre at vannverket tilfredsstiller de<br />
forordninger som er nedfelt i forskriften og som tidligere ikke (i alle fall i samme grad) har<br />
vært en naturlig del av norsk desinfeksjonspraksis.<br />
Denne situasjonen har avstedkommet et kunnskapsbehov hos vannverkseiere og andre som<br />
arbeider med desinfeksjonsspørsmål, noe som er bakgrunnen for det arbeidet som denne<br />
rapporten er et resultat av.<br />
10.2 Patogene mikroorganismer og indikatororganismer<br />
En av utfordringene vi står overfor når vi skal sikre en god desinfeksjonspraksis, er å<br />
karakterisere vannets hygieniske kvalitet på en mest mulig korrekt og relevant måte.<br />
Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige<br />
metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder er foreløpig<br />
ikke i bruk. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man<br />
henvist til å benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier.<br />
10.2.1 Bakterier<br />
I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken<br />
til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E.<br />
coli anses derfor for å være en god indikator på om Campylobacter er tilstede i behandlet<br />
vann. Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som<br />
E. coli. Generelt sett kan vi si at E.coli er en god indikator for nærvær av bakterier etter<br />
desinfeksjon.<br />
10.2.2 Virus<br />
Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av virus både i<br />
Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil derfor<br />
kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Fordi virus<br />
generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig<br />
indikator mht nærvær av norovirus etter desinfeksjon.<br />
Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann. Dette viruset<br />
kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot desinfeksjon, i<br />
særdeleshet mot UV-bestråling.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 212
10.2.3 Protozoer<br />
Cryptosporidium er en parasitt og har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært<br />
registrert som årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden.<br />
Cryptosporidium er en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av<br />
tykkveggede oocyster med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten<br />
Cryptosporidium omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste<br />
infeksjoner hos mennesker.<br />
Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite<br />
motstandsdyktige overfor UV. Generelt vil E. coli derfor ikke være en pålitelig indikator på<br />
nærvær av Cryptosoridium drikkevann etter desinfeksjon.<br />
I de siste 20 år er det rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i<br />
vest-Europa. I en periode var Giardia den hyppigste årsak til utbrudd i USA. Giardia cystene<br />
(diameter 6-14µm) er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistente enn fekale<br />
bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor<br />
ikke være en pålitelig indikator på nærvær av Giardia i drikkevann etter desinfeksjon.<br />
På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av C. perfringens benyttet som<br />
indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land.<br />
10.2.4 S opp<br />
Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og<br />
infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike<br />
desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering,<br />
membranfiltrereing).<br />
10.2.5 Forekomst av patogener i norsk drikkevann<br />
Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av<br />
perioden 1988-2002 ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge.<br />
Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var<br />
ukjent for 46 % av utbruddene.<br />
Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang<br />
ble registrert som årsak i 2004. Undersøkelser de senere år viser at begge protozoene er langt<br />
vanligere i den norske befolkningen en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en<br />
viktig potensiell smittekilde for norske drikkevannskilder (Gjerde 2005).<br />
Basert på den informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag<br />
over mulig konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske<br />
vannforekomster (overflatevann).<br />
Patogene virus: Norovirus: 0-2000 per L<br />
Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 mL<br />
Patogene protozoer: Giardia:<br />
0-4 per 10 L<br />
Cryptosporidium: 0-4 per 10 L<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 213
Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke<br />
nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne.<br />
10.2.6 Ut viklingen i Norge<br />
Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til<br />
grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i<br />
vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan nemlig være grunn til å<br />
stille spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av<br />
vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av<br />
barrierevirkning ved desinfeksjon.<br />
Veiledningen til Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør<br />
inaktivere bakterier og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 %<br />
(2 log) for å bli betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal<br />
man her ta utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil være<br />
helt avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot.<br />
Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en<br />
patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de<br />
patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor<br />
klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to<br />
mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til<br />
utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer? Det vil i så fall kreve en betydelig omlegging<br />
av norsk desinfeksjonspraksis.<br />
10.3 Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener<br />
De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Internasjonalt<br />
benyttes i tillegg i stor grad ozonering og i mindre grad tilsetting av klordioksyd. Avanserte<br />
oksidasjonsmetoder (UV/O 3 , UV/H 2 O 2 etc) som gir god desinfeksjon tas i økende grad i bruk.<br />
I mange land er det en praksis for bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon, noe som er lite<br />
brukt i Norge. I denne oppsummeringen vil vi ikke komme inn på tekniske aspekter ved de<br />
ulike metodene men konsentrere oss om hvilken effektivitet som kan forventes.<br />
10.3.1 Desinfeksjonseffektivitet<br />
De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike<br />
mikroorganismer. De to parametrene som for øvrig er mest bestemmende for<br />
inaktiveringsgraden er den konsentrasjon som mikroorganismen utsettes for (C) og den<br />
tid (t) som mikroorganismen utsettes for av denne konsentrasjonen. Inaktiveringsgraden<br />
oppgis gjerne som log N t /log N 0 , og et sentralt uttrykk for desinfeksjonseffektivitet er den<br />
såkalte Chick/Watson relasjonen :<br />
log N t /log N 0 = - α . C n . t (der n ~ 1)<br />
Denne sammenhengen sier at desinfeksjonseffektiviteten mhp en gitt mikroorganisme med et<br />
gitt desinfeksjonsmiddel er proporsjonal med produktet av konsentrasjonen og tiden.<br />
Uttrykket gjelder egentlig for kjemiske desinfeksjonsmidler, men tilsvarende uttrykk gjelder<br />
også for UV-bestråling, med den forskjell at UV intensiteten (I) erstatter C i ligningen.<br />
Den såkalte Ct verdien (evt It-verdien) blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av<br />
desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 214
en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den<br />
aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Utfordringen<br />
når det gjelder å dra nytte av Ct-verdien, ligger i å bestemme den riktige C og den riktige t.<br />
Dette diskuteres grundig i rapporten<br />
10.3.2 Desinfeksjonsmetoder<br />
Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3<br />
vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som<br />
desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes:<br />
• Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff<br />
• Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter<br />
Ettersom Drikkevannsforskriften setter krav til inaktivering av parasitter, må det legges opp<br />
til en desinfeksjonsstrategi der klor blir erstattet med andre metoder eller blir brukt i tillegg til<br />
andre metoder som sikrer barrierevirkningen mot parasitter.<br />
UV-bestråling øker sterkt i omfang på tross av at denne metoden er klart dyrere enn<br />
alternativene. Den økningen som har skjedd i bruken av UV i Norge, synes ikke å ha sin basis<br />
i en bestemt desinfeksjonsstrategi. Det kan være grunn til å peke på at man ikke i alle land er<br />
like entydig positive til bruk av UV. Dette har primært sin årsak i usikkerhet knyttet til<br />
effektiviteten overfor virus. Vi oppfatter det likevel slik at UV-bestråling får stadig større<br />
oppslutning internasjonalt og at det neppe vil være feil å legge opp en desinfeksjonsstrategi<br />
som inkluderer UV-bestråling, først og fremst for å ”demme opp” for parasitter.<br />
Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for<br />
ozonering/-biofiltrering. Dette står i motsetning til situasjonen i mange andre land hvor<br />
bruken av ozonering er langt mer omfattende, riktignok også der primært som<br />
oksidasjonsmetode som imidlertid gir en god barrierevirkning samtidig. Det er grunn til i<br />
større grad å utrede bruken av ozon i norske vannverk, ikke minst fordi metoden vil kunne gi<br />
en god barrierevirkning overfor de fleste patogene mikroorganismer (inkludert parasitten<br />
Giardia). Som i andre land bør ozonering imidlertid benyttes sammen med andre metoder<br />
som gir barriereeffekt. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi en<br />
svært høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer.<br />
Klordioksid er ikke brukt i Norge. Årsaken skal være at ingen har søkt om å få bruke<br />
klordioksid og at det dermed heller aldri har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge.<br />
Klordioksid har imidlertid en rekke fordeler i forhold til klor og bør derfor ikke være<br />
ekskludert fra å bli benyttet.<br />
Kloramin er lite brukt i Norge. Desinfeksjonsvirkningen er så lav at vi betrakter<br />
kloraminering primært som en metode for hindre vekst på nettet og ikke en metode for å møte<br />
en patogen forurensing på nettet. Dette vet vi imidlertid svært lite om og der vekst på nettet<br />
oppleves som et problem, er det grunn til å utrede bruk av kloraminering.<br />
10.3.3 Desinfeksjonsmetodenes effektivitet<br />
Som nevnt over er desinfeksjonseffektiviteten avhengig av Ct-verdien (evt It-verdien for UV).<br />
I rapporten har vi gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert i<br />
litteraturen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 215
Oppsummert kan følgende hevdes:<br />
Klor-forbindelser<br />
• Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier<br />
ligger vanligvis under 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C.<br />
• Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier<br />
for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg . min/l for<br />
Poliovirus for 4 log inaktivering).<br />
• Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for<br />
inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk<br />
uinteressant.<br />
• Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd<br />
er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv<br />
overfor parasitter.<br />
Ozon<br />
• Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg . min/l for 3 log inaktivering ved<br />
1 o C).<br />
• Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved<br />
1 o C).<br />
• Ozon er ganske effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg . min/l for 2 log inaktivering ved<br />
1 o C), men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering<br />
ved 1 o C).<br />
UV-bestråling<br />
• UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering<br />
ved 1 o C).<br />
• UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering<br />
ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent<br />
overfor UV (> 100 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C).<br />
• UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mJ/cm 2 for 2 log inaktivering<br />
ved 1 o C).<br />
10.3.4 Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning<br />
Denne rapporten handler primært om sluttdesinfeksjonen, men det er klart at forbehandling<br />
kan representere hygieniske barrierer. En strategi er å benytte kjemisk oksydasjon (i form av<br />
ozonering eller avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) i tidlige prosess-steg.<br />
En annen strategi er å fjerne patogener som partikler med koagulering/filtrering eller<br />
membran(nano)filtrering. Blant partikkelfjerningsmetodene må membranfiltrering<br />
(nanofiltrering) regnes som svært effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter. Metoder<br />
basert på granulære filtre (sand, aktiv kull etc) er kun effektive når de kombineres med<br />
koagulering og selv da vil optimal drift av anlegget være avgjørende for å få en<br />
tilfredsstillende separasjonseffekt overfor patogene mikroorganismer.<br />
10.4 Risiko og sårbarhet<br />
Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved<br />
vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 216
på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen<br />
terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for<br />
bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen i forbindelse<br />
med interne svakheter, og relatert til vannkvalitet.<br />
10.4.1 Helsebaserte mål for vannforsyningen<br />
Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er ”risiko for<br />
infeksjon”. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2)<br />
Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt<br />
vannforsyningssystem?<br />
I WHO (2004) retningslinjene for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer som<br />
blir smittet i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per 10 000 årlig, eller 1<br />
person per 100 000 årlig. Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA og<br />
Nederland, hvor det er foreslått at det høyeste risikonivå for gastrointestinal sykdom<br />
forårsaket av patogener i drikkevann skal være en infeksjon per 10 000 personer per år.<br />
Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er i Drikkevannsforskriften basert på om<br />
vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke. Problemet forbundet med analyser av<br />
mikroorganismer, enten det gjelder analyse av indikatororganismer eller patogene<br />
mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet (stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede<br />
hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet kan skje mange timer og noen ganger<br />
dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette har sammenheng med 1) at dagens<br />
analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at overvåkingsstrategien tradisjonelt har<br />
vært basert på å overvåke innholdet av indikatororganismer i rent vann ut fra renseanlegg eller<br />
på ledningsnettet. Utviklingen går nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet<br />
og hvor risikoanalyse er et grunnlag for denne sikringen (WHO 2004).<br />
10.4.2 QMRA<br />
For å bestemme risikoen for smitte som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive<br />
desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ<br />
mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt<br />
lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i<br />
vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA utføres<br />
det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene<br />
eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av<br />
hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt<br />
vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete<br />
forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet.<br />
10.4.3 HACCP<br />
En Hazard Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre<br />
og kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske<br />
kontroll-punkt (CCP). Etter at det er gjort en risikovurdering av vannforsyningssystemet<br />
inklusive desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontroll- punkt (CCP) en<br />
skal ha for å kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser.<br />
I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 217
Flere europeiske vannverk (f.eks i Danmark, Frankrike, Island, Tyskland, Storbritannia,<br />
Sveits, Østerrike) har tatt i bruk HACCP. Sveits er muligens det eneste europeiske land med<br />
lovverk som pålegger vannverkene å bruke ”Critical Control Points” prinsippet i sin<br />
drikkevannsproduksjon. Ingen av elementene i HACCP prosedyren er ukjente for norsk<br />
vannforsyning, de benyttes i større eller mindre grad allerede. For norske vannverk vil det<br />
kunne være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre fordi en da benytter samme<br />
begrepsapparat som et etter hvert antakelig økende antall vannverk internasjonalt benytter, og<br />
kan dra nytte av felles forståelsesgrunnlag og erfaringsmateriale.<br />
10.4.4 WS P<br />
WHO (2004)- retningslinjene legger økt vekt på risikostyring for å nå helsebaserte mål i<br />
vannforsyningen og lanserer begrepet Water Safety Plan (WSP) som et metodisk redskap for<br />
å sikre at vannforsyningen inklusive vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med<br />
innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i mindre grad måtte reagere i ettertid basert på<br />
overvåking av rentvannkvalitet. HACCP prosedyren kan være en del av en WSP.<br />
10.5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag<br />
På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere<br />
som følger:<br />
• Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i<br />
det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt<br />
er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > 1.000 pe)<br />
ikke har noen form for desinfeksjon.<br />
• Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere<br />
UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11<br />
UV anlegg > 10.000 pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV.<br />
• Det er få ozonanlegg (4 registrerte) – alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor<br />
ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne<br />
farge).<br />
• Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere<br />
anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn<br />
anlegg som kombinerer en form hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en<br />
desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon).<br />
• Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har<br />
noe eget desinfeksjonssteg.<br />
• Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet<br />
om null E.coli.<br />
• Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om<br />
beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske.<br />
• Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer<br />
et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk.<br />
• Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som<br />
faktisk doseres av klor eller UV-stråling.<br />
10.6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge<br />
Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med<br />
den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra<br />
andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 218
utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende<br />
spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land.<br />
Spørreundersøkelsen viser at det ikke finnes noen ”optimal desinfeksjonspraksis” i den<br />
forstand at den er internasjonalt anerkjent og akseptert. Riktignok er det visse områder av<br />
desinfeksjonspraksisen som er omtrent den samme i alle land, men på den andre siden er det<br />
også sentrale områder av desinfeksjonsfilosofien og desinfeksjonspraksisen som er svært<br />
forskjellige fra land til land. I det følgende skal vi kort peke på noen forhold.<br />
10.6.1 Lover og regler vedrørende desinfeksjon<br />
Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av<br />
de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de<br />
10 siste år. I USA pågår det et meget omfattende arbeid og i Japan vil det i løpet av meget<br />
kort tid bli et helt nytt regelverk når det gjelder desinfeksjon. I Norge har vi også fått et nytt<br />
regelverk. Det synes imidlertid å være et behov for å revidere anbefalingene i veiledningen til<br />
drikkevannsforskriften ettersom det her finnes enkelte anbefalinger som ikke nødvendigvis er<br />
i overensstemmelse med det som oppfattes som god desinfeksjonspraksis i andre land.<br />
10.6.2 Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen<br />
Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. De<br />
fleste i vannbransjen vil si at dette er fremskritt. Likevel er det slik at utviklingen i enkelte<br />
land (Nederland, Tyskland, Sveits) faktisk går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av<br />
klor). I disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så<br />
omfattende forbehandling (inkludert kunstig grunnvannsinfiltrasjon) som mulig. Man legger<br />
inn i vannbehandlingen avansert partikkelseparasjon og avansert oksidasjon (inkludert ozon)<br />
slik at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort.<br />
Vi tror at det i Norge er fornuftig å legge seg på den linje som myndighetene har gjort, men at<br />
det da blir særlig viktig velge riktig desinfeksjonsmetode og å bruke denne riktig, noe som<br />
denne rapporten forhåpentligvis vil bidra til.<br />
10.6.3 Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel<br />
Det er ingen tvil om at det er en sterk ”trend” i retning av å redusere bruken av klor som<br />
desinfeksjonsmiddel i mange land. Tendensen til å gå bort fra klor har vært der helt siden man<br />
på begynnelsen av 80-tallet ble klar over de klorerte biproduktenes helseskadelige virkning.<br />
Tendensen har imidlertid blitt kraftig forsterket i løpet av de siste 5-10 år ikke minst som en<br />
følge av klors utilstrekkelighet som hygienisk barriere overfor parasitter.<br />
I Norge har det ikke fra myndighetenes side blitt uttrykt noen klar politikk på dette punktet.<br />
På den ene siden er Norge kanskje det landet som i størst grad har tatt i bruk UV-desinfeksjon<br />
som et alternativ til klor. På den annen side har ikke myndighetene advart mot bruk av klor.<br />
Mange land har i økende grad tatt i bruk klordioksid som desinfeksjonsmiddel ettersom man<br />
ved bruk av dette unngår en rekke av de problemene som er knyttet til bruken av klor. I Norge<br />
benyttes ikke klordioksyd, og det er ikke noe som tyder på at klordioksid vil bli et fortrukket<br />
desinfeksjonsmiddel ved mange anlegg i Norge.<br />
Det ble gjort en ganske omfattende samnordisk innsamling av erfaringer med bruk av klor<br />
som desinfeksjonsmiddel i for noen år siden (TemaNord, 2000). Rapporten herfra viser at det<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 219
er mange anleggseiere som av ulike grunner ønsker å gå bort fra klor og det kan være<br />
fornuftig at vi her i landet diskuterer bruken av klor grundig.<br />
10.6.4 Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler<br />
I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av kjemiske oksidasjonsmetoder for å<br />
redusere innholdet av organiske mikroforurensninger (pesticider, farmakologiske<br />
restprodukter, hormonhermere etc). Ozon og avanserte oksidasjonsmetoder (AOT) kan brukes<br />
til dette, gjerne med etterfølgende adsorpsjon på aktivt kull og/eller biologisk nedbrytning.<br />
Disse kraftige oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan<br />
representere et viktig element i oppbygningen av tilstrekkelig hygienisk barrierer i et anlegg<br />
uten å være sluttdesinfeksjon. Vil man unngå klor og samtidig ønske en sluttdesinfeksjon,<br />
synes UV å være hensiktsmessig for dette. En slik strategi tilfredsstiller imidlertid ikke et<br />
ønske om sekundærdesinfeksjon (desinfeksjonsrest på nettet).<br />
10.6.5 Desinfeksjonsrest<br />
I enkelte land (for eksempel UK) er det en sterk oppfatning i vannbransjen at vann skal<br />
leveres med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning<br />
av distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener<br />
at vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er<br />
nødvendig.<br />
I Norge kan det synes som om vi ikke har hatt noe bevisst forhold til dette. Vi har i svært liten<br />
grad tatt kloraminering i bruk og doseringen av klor har normalt vært så lav at noen klorrest<br />
på nettet ikke har vært opprettholdt mange steder. Det er vel til og med et faktum at svært<br />
mange steder, der humusinnholdet har vært relativt høyt, har klorbehovet langt overskredet<br />
klordoseringen, slik at desinfeksjonseffekten har vært noe illusorisk. Da man tidlig på åttitallet<br />
fikk fram noen tall for trihalometaner i norsk drikkevann, fant man ingen sammenheng<br />
mellom trihalometandannelsen og klordosen ved vannverkene. Dette skyldes sannsynligvis at<br />
det var dosert så lite klor at det var et støkiometrisk underskudd av klor som følge av det<br />
klorbehovet som innholdet av organisk stoff representerte. Dersom det var tilfellet, var også<br />
desinfeksjonsverdien av klortilsettingen illusorisk.<br />
Så lenge man ønsker å unngå så høye klorkonsentrasjoner i vann som leveres til forbruker at<br />
man unngår lukt og smak, synes det ikke være grunn til å gå inn for en<br />
klorrest på nettet i Norge. En slik holdning bør imidlertid medføre at man må gå inn for å<br />
redusere vekstpotensialet i vannet mest mulig. Dette kan gjøres ved 1) å sørge for en mest<br />
mulig omfattende fjerning av organiske stoff eller 2) å fjerne nettopp det organiske stoffet<br />
som representerer et vekstpotensial, for eksempel ved å ta i bruk biologisk nedbrytning i<br />
vannbehandlingen (eller ved passasje i grunnen, for eksempel gjennom kunstig<br />
grunnvannsinfiltrasjon).<br />
10.6.6 Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere<br />
På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier:<br />
3. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne<br />
(dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om<br />
fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles.<br />
4. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor<br />
hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med<br />
stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 220
Det kan sannsynligvis hevdes at Norge har lagt seg på det første alternativet (eller en<br />
kombinasjon av de to) mens for eksempel USA og Canada har lagt seg på det siste. I Norge<br />
har vi krav til at man skal kunne påvise fravær av visse organismer samtidig som det kreves<br />
en viss log-reduksjon av grupper av organismer. Norge har imidlertid foreløpig kun vage<br />
anvisninger på hvordan man skal sikre at den nødvendige log-reduksjonen oppnås.<br />
I USA er det ingen absolutte krav til innhold av indikatorer, men derimot et rigorøst regelverk<br />
for hvordan man skal dimensjonere et anlegg for å oppnå en viss log-reduksjon av bestemte<br />
organismer (eller grupper av organismer) som man ønsker kontroll med. Filosofien her går ut<br />
på at denne strategien gir en mye større sikkerhet for resultatet enn den som baserer seg på ”å<br />
lete etter en nål i en høystakk” gjennom målinger. Denne filosofien synes å ha blitt forsterket<br />
etter at parasittene kom i fokus, delvis fordi det er meget omfattende og nesten umulig å ha en<br />
kontinuerlig overvåking av organismer som bare finnes i meget lave antall per volumenhet, og<br />
delvis for at det ikke finnes gode rutineanalyser for alle de organsimer og grupper av<br />
organismer vi her snakker om.<br />
Vi støtter den oppfatning som gjør seg gjeldende i USA og Canada og vil anbefale at det her i<br />
landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som kan regnes for å være tilstrekkelig<br />
hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende prinsipp hva angår dimensjonering og<br />
drift som det USA har lagt seg på.<br />
10.7 Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i<br />
amerikanske regelverk<br />
Utgangspunktet for de amerikanske kravene er gjengitt i Surface Water Treatment Rule, 1989<br />
(SWTR), der man har et basiskrav for 3 log inaktivering av Giardia cyster og 4 log<br />
inaktivering av virus. Avhengig av kilde og vannkvalitetssituasjon kan imidlertid kravene<br />
være høyere. Senere er Cryptosporidium også blitt adressert i Interim Enhanced Surface<br />
Water Treatment Rule, 1998 (IESWTR), og Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment<br />
Rule, 2002 (LT1ESWTR), der det stilles krav om minimum 2 log inaktivering av Crypto. Her<br />
kan også kravet være høyere. I Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule,<br />
foreslått i 2003 og vedtatt i 2005 (LT2ESWTR) stilles det tilleggskrav til behandlings- og<br />
desinfeksjonsmetoder med tanke på bedre Crypto kontroll. Reglene er svært grundige og<br />
omfattende, men også relativt kompliserte å bruke.<br />
De amerikanske reglene er basert på CT-prinsippet, og på multiple barriere konseptet der man<br />
betrakter hele summen av rensetrinn og gir hvert behandlingstrinn log inaktiveringskreditt<br />
(dvs en del-barriere) avhengig av prosess og drift. Dokumentasjon av god drift (av for<br />
eksempel koaguleringsanlegg, filtreringsanlegg, osv) kan gi tilleggskreditt med hensyn på<br />
parasitt inaktivering.<br />
For selve desinfeksjonsprosessene er det utviklet omfattende tabeller over nødvendig<br />
dokumentert Ct-verdi (eller UV-dose) som må oppnås for å tilfredsstille angitte krav til<br />
inaktivering av henholdsvis virus, Giardia og Crypto for de ulike metodene ved ulike<br />
betingelser. Disse tabellene er utviklet basert på statistisk behandling av omfattende mengde<br />
forsøksresultater, der man i tillegg har lagt inn sikkerhetsfaktorer.<br />
Ved beregning av Ct-verdi, kan desinfeksjonsprosessenen deles inn i segment der<br />
beregningene gjøres for hvert segment separat. Som kontakttid benytter man T 10 . Effektiv<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 221
konsentrasjon som benyttes i beregningene er avhengig av prosess. Ved klorering benyttes<br />
utløpskonsentrasjonen fra hvert segment, mens ved bruk av svært reaktive forbindelser som<br />
for eksempel ozon, benyttes mer kompliserte metoder for å bestemme den effektive<br />
konsentrasjonen. Det er også lagt inn sikkerhetsfaktor ved beregning av effektiv<br />
konsentrasjon. For UV er det krav om såkalt biodosimetrisk test, der anleggets effekt må<br />
dokumenteres i fullskale for et sett av betingelser og etter en gitt prosedyre.<br />
Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for kompliserte til å være direkte<br />
anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke elementer ved reglene kan være<br />
aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt utgangspunkt i de amerikanske reglene<br />
men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger.<br />
10.8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal<br />
desinfeksjonspraksis<br />
Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som<br />
vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre for bestemmelse av hva<br />
man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, ville lette arbeidet for alle parter<br />
som deltar i dette arbeidet.<br />
Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har imidlertid ment at det vil være<br />
riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan lede fram<br />
til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en slik<br />
prosedyre ville være av nytte for bransjen.<br />
Prosedyren tar utgangspunkt i:<br />
• vannverkets størrelse<br />
• type av vannkilde<br />
• hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden<br />
• hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til<br />
Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i<br />
sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære<br />
desinfeksjonsanlegget i vannverket.<br />
10.8.1 Oppbygning av prosedyren<br />
Det er foreslått en oppbygning av prosedyren som vist i Tabell 10.1.<br />
Tabell 10.1 Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt<br />
1 Bestem ”risikograd” og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde)<br />
2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. perfringens)<br />
3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2)<br />
4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1- 3)<br />
5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduksjon = f (4)<br />
6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde)<br />
7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen)<br />
8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 ÷ 6 ÷ 7)<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 222
Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå (4) på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og<br />
kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og<br />
C.perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C.perfringens sporer og<br />
parasitter (Cryptosporidium og Giardia).<br />
Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig barrierehøyden som oppgis som et visst antall logreduskjoner<br />
som må oppnås i vannverket totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis<br />
det kreditt (log-kreditt) for hhv tiltak i nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover<br />
sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt kan beregne den log-reduksjon som<br />
sluttdesinfeksjonen må sikre.<br />
Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen<br />
gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV).<br />
10.8.2 Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre – behovet for videre<br />
utredninger<br />
Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt).<br />
Dette kriteriet er valgt fordi det er svært lett å forholde seg til. Vi har foreslått å benytte tre<br />
nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10.000 pe og > 10.000 pe ettersom dette ville fange godt opp<br />
størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. I det videre arbeidet med prosedyren, bør man<br />
vurdere nærmere om det er andre kriterier enn størrelse som må komme inn.<br />
Vi har skilt mellom tre typer av vannkilder; grunnvann, overflatvann fra innsjøer og<br />
overflatevann fra elver og bekker. Dette er selvsagt en meget grov inndeling og spesielt når vi<br />
ser på hva som vil være en god desinfeksjonsstrategi, vil det være nødvendig å differensiere<br />
mer. For eksempel bør man definere hva som her går inn under ”grunnvann” klarere. Vi har<br />
foreslått å benytte følgende differensiering:<br />
• Genuint grunnvann<br />
• Overflatevannpåvirket grunnvann<br />
• Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon<br />
Det er gitt nærmere definisjoner hva disse begrepene omfatter, men disse definisjonene må<br />
det arbeides videre med.<br />
I den foreslåtte prosedyren gis det kun en relativ beskjeden log-kreditt for tiltak i<br />
nedslagsfeltet. Denne holdningen har delvis rot i de episoder man har vært utsatt for i de<br />
senere år, som tilsier at man har hatt en overdreven forhåpning til at nedslagsfeltet kan gi en<br />
hygienisk barriere. Vi anbefaler å tone ned dette ettersom vi mener at tiltak som virkelig skal<br />
monne, blir så rigorøse og kostnadskrevende at det vil være billigere og mer hensiktsmessig å<br />
bygge inn en tilsvarende bedre barrierevirkning i vannbehandlingen. Vi har ikke utarbeidet<br />
detaljerte forslag til log-kreditt for en rekke ulike tiltak. Dette kan evt gjøres senere med<br />
utgangspunkt i en risikovurderingsstrategi.<br />
Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen er det skilt mellom prosesser som tilsier logkreditt<br />
som en følge av at de mikroorgansimene fjernes som partikler og de som skyldes<br />
desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i ozonering/<br />
biofiltreringsanlegg).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 223
10.9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon<br />
Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å<br />
verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den<br />
log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være:<br />
• Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte<br />
oksidasjonsmidler<br />
• Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon<br />
Vi har i denne rapporten lansert enkelte av disse metodene, men det er klart at det etter hvert<br />
vil være behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer.<br />
Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV<br />
som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av<br />
doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer<br />
tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på<br />
eksisterende anlegg.<br />
Ved klorering foreslår vi at anlegget dimensjoneres ved å beregne Ct-verdi basert på<br />
utløpskonsentrasjonen (restklorkonsentrasjonen) fra hvert segment, og at T 10 for segmentet<br />
benyttes som kontakttid. Dosen beregnes ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen<br />
ved hjelp av nedbrytningskonstant for klor og konstanten som beskriver det raske initielle<br />
klorforbruket. De to konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, og kan bestemmes i en<br />
enkel feltprosedyre som er beskrevet.<br />
For Ozon foreslår vi derimot en noe mer komplisert beregning av Ct-verdi basert på en<br />
beregnet effektiv konsentrasjon i reaksjonstanken og utløpskonsentrasjonen i kontakttanken. I<br />
tillegg tas det høyde for eventuell inndeling av tankene i flere segment. Det benyttes<br />
nedbrytningskonstant for ozon til å bestemme effektiv konsentrasjon. Ozondosen beregnes<br />
ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken ved hjelp av<br />
nedbrytningskonstant for ozon og konstanten som beskriver det raske initielle ozonforbruket,<br />
samt en konstant som beskriver hvor effektiv ozongassoverføringen er. De aktuelle<br />
konstantene (som selvsagt vil være vannkvalitetsavhengige) kan bestemmes i en enkel<br />
beskrevet feltprosedyre og/eller tas fra en tabell.<br />
Det vil imidlertid være nødvendig å raffinere/justere de beskrevne metodene og<br />
feltprosedyrene etter hvert som man får erfaring med dem. Det vil også være behov for å<br />
fremskaffe verdier for de aktuelle konstantene som inngår i beregningsmetodene.<br />
Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg (Tabell<br />
10.2), som i hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger<br />
og justeringer. Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over<br />
sammenlignes med nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle<br />
betingelsene.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 224
Tabell 10.2 Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg<br />
Bakterier<br />
3 log<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
Virus<br />
3 log<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
Giardia<br />
2 log<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
Crypto<br />
2 log<br />
4ºC<br />
0,5ºC<br />
Kl or<br />
pH < 7<br />
pH 7-8<br />
pH > 8<br />
1,0<br />
1,5<br />
2,0<br />
1,5<br />
2,0<br />
3,0<br />
4,0<br />
6,0<br />
10,0<br />
6,0<br />
9,0<br />
15,0<br />
75<br />
100<br />
175<br />
100<br />
150<br />
250<br />
i.a<br />
i.a<br />
i.a<br />
i.a<br />
i.a<br />
i.a<br />
Kl oramin<br />
Klordioksid<br />
Ozon<br />
100<br />
1,0<br />
0,5<br />
200<br />
1,5<br />
0,75<br />
1500<br />
20<br />
1,0<br />
2000<br />
25<br />
1,5<br />
1750<br />
25<br />
1,5<br />
2500<br />
40<br />
2,0<br />
i.a<br />
1000<br />
30<br />
i.a<br />
1250<br />
45<br />
i.a. – ikke angitt<br />
For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte<br />
biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mWs/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene<br />
bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering<br />
av virus.<br />
10.10 Anbefalinger<br />
På bakgrunn av den situasjonsbeskrivelse som er gitt over, mener vi at vi i Norge ville tjene<br />
på å ”formalisere” vår desinfeksjonspraksis i større grad. Med ”formalisere” mener vi her å ta<br />
i bruk prosedyrer og metoder som gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god<br />
desinfeksjonspraksis. Spesielt ville dette være hensiktsmessig dersom disse metodene ble<br />
aksepterte og tatt i bruk av alle som arbeider med disse spørsmålene, dvs planleggere,<br />
anleggseiere, forvaltning, kontrollmyndiget, osv.<br />
Det landet som har gått lengst i å ”formalisere” desinfeksjonspraksis, er USA. Noe av<br />
grunnlaget for USA sin praksis er skissert i kapittel 7. USA sitt regelverk er imidlertid så<br />
omfattende og tungt tilgjengelig at vi ikke tror det vil egne seg i Norge. Vi tror forutsetningen<br />
for å lykkes er å komme frem til et meget enkelt opplegg. Faren er selvsagt da at man kan<br />
forenkle så mye at det kan gå på det faglige løs. Men i lys av den mangel på ”formalisme”<br />
som eksisterer i dag, tror vi at et enkelt opplegg som alle kan bruke, basert på sunne faglige<br />
prinsipper, kan være veien å gå.<br />
Vi anbefaler at et slikt opplegg i retning av optimal desinfeksjonspraksis, bør være basert på<br />
tre pilarer:<br />
1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad<br />
for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for<br />
2. En ”verktøykasse” som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er<br />
nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle<br />
de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til<br />
3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte<br />
desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 225
10.10.1 Anbefalinger mht planleggingsprosedyre<br />
For å sikre at vi får en positiv utvikling av den generelle desinfeksjonspraksis i Norge mht å<br />
sikre tilstrekkelige hygieniske barrierer anbefales det at man legger opp til de strategier som<br />
skisseres i det følgende.<br />
Det etableres en prosedyre for planlegging og tilrettelegging av valg og dimensjonering av<br />
desinfeksjonsløsning (sikring av hygieniske barrierer) som tar hensyn til:<br />
• hvilken risikosituasjon vannverket står overfor (relateres til størrelsen av vannverket)<br />
• hvilken sårbarhetssituasjon vannverket står overfor (relateres til type råvann)<br />
• hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden<br />
• hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til<br />
Vi forslår at den skisse til en slik prosedyre som er nedfelt i kap 8 danner grunnlag for en slik<br />
prosedyre. Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper<br />
bør være i sluttdesinfeksjonen og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det<br />
primære desinfeksjonsanlegget i vannverket.<br />
Det etableres et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å verifisere<br />
at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetode oppnår den logreduksjon<br />
som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være:<br />
• Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte<br />
oksidasjonsmidler<br />
• Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon<br />
Vi er av den oppfatning at prosedyre og beregningsmetode må være svært enkel å bruke. De<br />
verktøyene vi foreslår å bruke må betraktes som et minimum som må gjennomføres for at<br />
forvaltningsmyndigheten skal kunne foreta godkjenning. Det vil alltid være slik at mer<br />
omfattende arbeid bør gjennomføres av anleggseier for å sikre at de tiltak som settes i verk<br />
også er de beste ut fra en samfunnsmessig vurdering.<br />
10.10.2 Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon<br />
En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som<br />
bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både<br />
ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift.<br />
Det er tre behov som må dekkes:<br />
1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag<br />
2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning<br />
3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift<br />
Dimensjoneringsgrunnlag<br />
Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på<br />
timebasis, dvs Q makstime .<br />
Når det gjelder dimensjonerende sammensetning på vannet, er det flere parametere som kan<br />
ha betydning. I rapporten har man trukket frem tre som særlig viktige i forbindelse med<br />
desinfeksjon, nemlig fargetall, turbiditet og pH. Som dimensjonerende verdi for fargetall og<br />
turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på<br />
desinfeksjonssteget, for eksempel høyest registrerte fargetall/turbiditet inn på<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 226
desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Dimensjonerende pH er den pH som<br />
desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved.<br />
Det anbefales at dimensjonerende temperatur settes lik 0,5 º C for bekker og elver og 4 º C for<br />
innsjøer og grunnvann.<br />
Bestemmelse av nødvendig dose<br />
Det er i rapporten utarbeidet en prosedyre for bestemmelse av nødvendig klor- og ozondose<br />
for et gitt vann ved hjelp av enkle begerforsøk kombinert med et sett av beregninger.<br />
Beregningsgrunnlaget forutsetter bestemmelse av noen konstanter som begerforsøkene vil<br />
kunne tilveiebringe. Forsøk på ulike vann må til for å bestemme om disse konstantene kan<br />
fastlegges en gang for alle eller om de må bestemmes for hver vanntype. De angitte<br />
prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som man får<br />
mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for dette.<br />
Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i neste<br />
fase av dette prosjektet.<br />
Bestemmelse av Ct-verdi<br />
Ct-begrepet er utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad (log<br />
inaktivering) til den konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har vært<br />
utsatt over i en viss tid (t). Selv om definisjonen av Ct – begrepet kan synes enkel, er<br />
bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at:<br />
• konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk<br />
• strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t<br />
Det er i rapporten utarbeidet et beregningssystem for bestemmelse av Ct både for klor og<br />
ozon som baserer seg på bestemmelse av de samme konstanter som ble omtalt over ved hjelp<br />
av de samme begerforsøk. Det er skilt mellom driftssituasjonen, hvor man har mulighet til å<br />
gjøre målinger i anlegget, og dimensjoneringssituasjonen hvor slike målinger ikke er mulige.<br />
10.10.3Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg<br />
Vi anbefaler at alle UV-anlegg dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses som<br />
eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at<br />
ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mWs/cm 2<br />
(RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva for<br />
eksempel USEPA krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever<br />
USEPA 199 og 231 mWs/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper). Selv om disse<br />
verdiene er basert på Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistent, kan det senere bli<br />
behov for endret UV-praksis overfor virus også i Norge.<br />
10.10.4 Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer<br />
Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de ulike patogener og ikke<br />
minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde for derigjennom å bli i<br />
stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal desinfeksjonspraksis.<br />
Det er kun et laboratorium i Norge som utfører analyse av humanvirus i vann. Det anbefales<br />
at vannverkene bidrar til at det startes et arbeid for at utvalgte laboratorier med kapasitet til å<br />
ta imot prøver fra vannverkene, skal kunne analysere mhp forekomst av virus i vann (f.eks<br />
kolifager, norovirus, adenovirus).<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 227
Bare ett av de to laboratoriene i Norge som utfører protozo-analyser for vannverkene<br />
har/innarbeider prosedyrer for å skille mellom humanpatogene og ikke-humanpatogene<br />
(oo)cyster. Det anbefales derfor at vannverkene bidrar til innarbeiding av prosedyrer som<br />
omfatter genotyping for påvisning av (oo)cyster av humanpatogene protozoer (Giardia og<br />
Cryptosporidium) ved utvalgte laboratorier. Bedre kartlegging av parasitter vil bli et resultat<br />
dersom den foreslåtte prosedyren tas i bruk.<br />
De undersøkelsene som hittil er utført av norske råvannskilder kan tyde på at innholdet av C.<br />
perfringens inkl sporer er lavt. Dette vanskeliggjør bruken av C. perfringens sporer som<br />
indikator for rentvanns-kvalitet etter desinfeksjon. Det anbefales at vannverkene bidrar til at<br />
det blir utført en systematisk gjennomgang av norske vannkvalitetsdata mhp innholdet av C.<br />
perfringens inkl. sporer, for å vurdere nytten av å analysere mhp. C. perfringens i råvann og<br />
rentvann.<br />
10.10.5 Anbefalinger mht risiko og sårbarhet<br />
For å kunne ta i bruk redskap som HACCP og QMRA er det viktig å tilpasse dem slik at de<br />
kan brukes på ulike nivå. Metoder som skal benyttes i operativt arbeide må være enkle, gi<br />
korrekte svar og innebære høy grad av sikkerhet i vannforsyningen. I forbindelse med<br />
avklaring ang. langsiktige investeringer kan det i tillegg være aktuelt å benytte mer avanserte<br />
risikoanalyse-metoder.<br />
For norske vannverk vil det sannsynligvis være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre<br />
for styring av risiko og vannkvalitet slik det nå legges opp til i mange vannverk i andre land.<br />
Det anbefales at vannverkene bidrar til å avklare hvilke endringer i eksisterende rutiner for<br />
internkontroll som må gjøres for å kunne følge en HACCP prosedyre for risikostyring og<br />
kontroll.<br />
QMRA kan benyttes for å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler<br />
av vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet. QMRA kan også brukes til å<br />
bestemme om det er nødvendig å oppgradere for eksempel desinfeksjonsprosessen slik at de<br />
helsebaserte målsettinger som er gjort blir innfridd. Foreløpig er det mange usikkerheter<br />
knyttet til å skaffe gode inngangsdata for å gjennomføre beregninger ved hjelp av QMRA.<br />
Det anbefales at vannverkene bidrar til at det igangsettes et arbeide for å evaluere bruk av<br />
QMRA som redskap i valg av alternative oppgraderinger av vannbehandlingsprosessen.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 228
Referanser<br />
Andersson Y, deJong B, Studahl A. Waterborne (1997) Campylobacter in Sweden: the cost of<br />
an outbreak. Water Sci Technol 35, 11 - 4.<br />
Backlund, P., Kronberg, L., Pensar, G. and Tikkanen, L. (1985) Mutagenic Activity in Humic<br />
Water and Alum Flocculated Humic Water Treated with Alternative Disinfectants. Sci. Total<br />
Environ. 47, 257-264.<br />
Betancourt, W.Q., and Rose, J, (2004) Drinking water treatment processes for removal of<br />
Cryptosporidium and Giardia. Veterinary Parasitololgy, 126, pp 219-234<br />
Bruun, A. (2005) HACCP- et værktøj til risikostyring i vandforsyningen. Miljøprojekt nr. 989<br />
Teknologisk Institut. Miljøministeriet.<br />
Bull, R. J. and Kopfler, F. C. (1991) Health Effects of Disinfection By-products. AWWA<br />
Research Foundation and American Water Works Association, USA, 192 p.<br />
Chang, J.C.H., Osoff, S.F., Lobe, D.C., Dorfmann, M.H., Dumais, C.M., Qualls, R.G and<br />
Johnson, J.D. (1985) UV inactivation of pathogenic and indicator organisms. Applied and<br />
Environmental Microbiology 49, no 6, pp 1361-1365<br />
Chapron, C.D., Ballester, N.A., Fontaine, J.H., Frades, C. N. and Margolin, A.B. (2000)<br />
Detection of Astroviruses, Enteroviruses, and Adenovirus Types 40 and 41 in Surface Waters<br />
Collected and Evaluated by the Information Collection Rule and an Integrated Cell Culture-<br />
Nested PCR Procedure, Appl. Environ. Microbiol. 66 2520-2525<br />
Chieu, K.-P., Lyn, D.A., Savoye, P, Blatchley, E.R. (1999) Effect of UV system<br />
modifications on disinfection performance. Journal of Environmental Engineering 125 (5), pp<br />
459-469<br />
Chick, H. (1908) An investigation of laws of disinfection. Journal of Hygiene, 8, 92 pp 158<br />
Clancy, J.L. et al (1998) Inactivation of Cryptosporidium parvum oocysts in water using<br />
ultraviolet light. JAWWA 90, pp 92-102<br />
Clancy, J.L., Bukari, Z. Hargy, J.R., Bolton, J.R., Dussert, B.W. and Machall, M.M. (2000)<br />
Using UV to inactivated Cryptosporidium. JAWWA 92 (9), pp 97-104<br />
Clark, R.M., Read, E.J. and Hoff, J.C. (1989) Analysis of inactivation of Giardia lamblia by<br />
Chlorine. Journal of Environmental Engineering, 115 (1), pp 80-90.<br />
Craik, S.A. et al. (2000) Inactivation of Giardia muris using medium-pressure ultraviolet<br />
radiation in filtered drinking water. Water Research, 34 (18), 4345 – 4332<br />
Croue, J. P., Koudjonou, B. K. and Legube, B. (1996) Parameters Affecting the Formation of<br />
Bromate Ion during Ozonation. Ozone Sci. Eng., 18, 1-18.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 229
Einan, B., Myrstad, L. og Nordheim C.F. (2004) Rapport fra Vannverksregisteret. Drikkevann<br />
2003. Vannrapport 1009. Rapport 2004:2, Folkehelseinstituttet, Oslo<br />
Fiksdal, L. og Leiknes, T.O. (2006) The effect of coagulation with MF/UF membrane<br />
filtration for the removal of virus in drinking water. J. Membrane Science, In press.<br />
Folkehelseinstituttet (2004) Vannforsyningens ABC. www.fhi.no<br />
Fogel, D., Isaac-Renton, J., Guasparini, R., Moorehead, W. and Ongert, J. (1993) Removing<br />
Giardia and Cryptosporidium by slow sand filtration. Journal AWWA 85 (11), 77-84<br />
Flaten, T. P. (1985) Drikkevann i Norge – en landsomfattende undersøkelse av geografiske<br />
variasjoner i kjemisk sammensetning. NGU-rapport nr. 85.207.<br />
Fuglerud, E. og Larsbråten, M. (2003) Overflatevann som drikkevann; Smittepress og<br />
hygienisk barriere. Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land. Rapportnr.:04/01-03/TL<br />
Folkehelseinstituttet (2003), Vannbårent utbrudd av tularemi(harepest) i midtre Gauldal.<br />
www.fhi.no<br />
Furtado C, Adak GK, Stuart JM, Wall PG, Evans HS, Casemore DP. (1998) Outbreaks of<br />
waterborne infectious intestinal disease in England and Wales, 1992 - 5. Epidemiol Infect.<br />
121 109 - 19.<br />
Gjerde, B. (2005). Cryptosporidium og Giardia i Noreg. Drikkevannsforskning 2000-2005.<br />
Kursdagene ved NTNU 2005.<br />
Gjerstad, K.O. (2004) Hygieniske barrierer og kritiske punkter i vannforsyningen: Hva har<br />
gått galt? NORVAR-rapport 136 – 2004<br />
Gøytil, S. og Liane, S.F. (2004) Erfaringar med klorering og UV-stråling av drikkevatn<br />
NORVAR-rapport 139 – 2004<br />
Hansen, A. og Stenström, T-A. (1998) Kartlaggning av Giardia og Cryptosporidium i svenska<br />
ytvattentakter. Report, Smittskyddsinstitutet och livsmedelsverket. ISBN 1400-3473.<br />
Stockholm, Sweden.<br />
Havenstrøm, G., Bartnes, J., Hoff, E., Hem, L.J., Løken, T.A.(2003) Sårbarhet i<br />
vannforsyningen. Rapport nr. 21.730.081/R1 Direktoratet for Samfunnssikkerhet og<br />
beredskap. Rapporten finnes som pdf fil på www.dsb.no<br />
Hijnen, W.A.M., Van der Veer, A., Beerendonk, EF. And Medema, G.J. (2002) Increased<br />
resistance of environmental anaerobic spores to inactivation by UV. Poster resentation at<br />
IWA-AWWA Int. Symp. on Waterborne Pethogens, Cascais, Portugal, 2002<br />
Hijnen, W.A.M. and Medema, G.J. (2005) Inactivation of viruses, bacteria, spores and<br />
protozoa in drinking water practice: A review. Proc. IWA Leading Edge Conference on Water<br />
and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005<br />
Hirasaki, T., Yokogi, M., Kono, A., Yamamoto, N., Manabe, S. (2002) Removal and<br />
determination of dispersion state of bacteriophage φX174 in aqueous solution by<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 230
cuprammonium regenerated cellulose microporous hollow fiber membrane(BMM®), Journal<br />
of Membrane Science, 201, 95-102<br />
Hoff, J.C. (1986) Inactivation of microbial agents by chemical disinfectants. EPA /600/S2-<br />
86/067, Cincinnati, USA<br />
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)<br />
Removal of MS2 bacteriophage using membrane technologies, Water Sci. Technol. 47 (12)<br />
163-168<br />
Huck, P. M., Anderson, W. B., Savage, E. A., von Borstel, R. C., Daignault, S. A., Rector, D.<br />
W., Irvine, G. A. and Williams, D. T. (1989) Pilot Scale Evaluation of Ozone and Other<br />
Drinking Water Disinfectants Using Mutagenicity Testing. Ozone Sci. Eng. 11, 245-269.<br />
Huck, P.M.; Coffey, B.M.; Anderson, W.B.; Emelko, M.B.; Maurizio, D.D.; Slawson, R.M.;<br />
Douglas, I.P.; Jasim, S.Y.; O'Melia, C.R. (2002) Using turbidity and particle counts to<br />
monitor Cryptosporidium removals by filters. Water Science and Technology: Water Supply,<br />
2, no 3, p 65-71<br />
Hörman, A., Rihmanen-Finne, R., Maunula, L., von Bonsdorff, C-H., Torvela, N.,<br />
Heikinheimo, A. og Hänninen, L. (2004) Campylobacter spp., Giardia spp., Cryptosporidium<br />
spp., noroviruses, and indicator organisms in southwestern Finland, 2000-2001. Appl.<br />
Environ. Microbiol. 70 87-95<br />
IEE The Institution of Electrical Engineers, UK (2004). Quantified Risk Assessment<br />
Techniques - Part 1. Health and safety Briefing No 26a.<br />
Jacangelo, J.G. Adham, S.S. and Laine, J.M. (1995) Mechanism of Cryptosporidium, Giardia,<br />
and MS2 virus removal by MF and UF, Journal AWW 87, no 9, pp 107-121<br />
Jacangelo, J.G., Madec, A., Schwab, K.J., Huffman, D.E. and Mysore, C.S. (2005) Advances<br />
in the use of low-pressure, hollow fiber membranes for the disinfection of water. IWA<br />
Leading Edge Conference on Water and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005<br />
Krogh, T. (2005) Personlig meddelelse<br />
Kärrman, E., Bergstedt, O., Westrell,T., Heinicke, G., Stenström, T-A., Hedberg, T. (2004).<br />
Systemanalys av dricksvattenförsörjning med avseende på mikrobiologiska barriärer och<br />
miljöpåverkan. VA-Forsk rapport Nr. 2004-12<br />
LeChevalier, M.W. et al (1996) Chlorin dioxide for control of Cryptosporidium and<br />
disinfection by-products. Proc. AWWA Water Technology Conf. Boston, Nov 1996<br />
LeChevalier, M.W. and Au, K-K (2004) Water Treatment and pathogen control. Process<br />
efficiency in achieving safe drinking water. Published on behalf of WHO by IWA Publishibg,<br />
London<br />
Lee SH, Levy DA, Craun GF, Beach MJ, Calderon RL. (2002) Surveillance for waterbornedisease<br />
outbreaks - United States, 1999 - 2000. MMWR Surveill. Summ. 51 1 - 47.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 231
Liu, O.C. et al (1971) Relative reistance of twenty human enteric viruses to free chlorine.<br />
Virus and water Quality: Occurance and control. Conf. Proc, 13’th Water Quality Conference,<br />
University of Illinois, Urbana-Champaign<br />
Lund, V. og Ormerod, K.S. (2005) Inaktivering av sporeformende bakterier i drikkevann og<br />
implikasjoner for fremtidig desinfeksjonspraksis. VANN (2) 121 – 129<br />
Malley J.P. jr (2000) Ultraviolet disinfection. In : Control of microbes in drinking water.<br />
American Society of Civil Engineers<br />
Malley, J. P. jr (2000) Perspectie of UV and UV/H 2 O 2 for full scale applications in drinking<br />
water. Proc. PWN Seminar on UV/H 2 O 2 Treatment, 18.03.2005, Andijk, The Netherlands<br />
Matsui, Y., Matsushita, T., Inoue, T., Yamamoto, M., Hayashi, Y., Yonekawa, H. and<br />
Tsutsumi, Y. (2003) Virus removal by ceramic membrane microfiltration with coagulation<br />
pretreatment, Water Sci. Technol.: Water Supply 3 (5-6) 93-99<br />
Melin, E. and Ødegaard H. (2000) The effect of biofilter loading rate on the removal of<br />
organic ozonation by-products. Water Res. 34 (18) 4464-4476<br />
Melin, E. and Ødegaard, H. (1999) Biofiltration of ozonated humic water in expanded clay<br />
aggregate filters. Wat. Sci. Tech. 40 (9) 165-172<br />
Melin, E., Fløgstad, H, Ødegaard, H og Eikebrokk, B. (2000) Dannelse av desinfeksjonsbidrodukter<br />
ved klorering og ozonering av humusvann. Kursdagene NTNU, 2000<br />
Mi, B., Eaton, C.L, Kim, J-H., Colvin, C.K., Lozier, J.C., Marinas, B.J. (2004) Removal of<br />
biological and non-biological viral surrogates by spiral-wound reverse osmosis membrane<br />
elements with intact and compromised integrity, Water Res. 38 3821-3832<br />
Miettinen IT, Zacheus O, von Bonsdorff CH, Vartiainen T. Waterborne epidemics in Finland<br />
in 1998 - 1999. (2001) Water Sci Technol 43 67 - 71.<br />
Najm, I., Rakness, K, Michael Hotaling, S., Rexing, D. (2004) A proposed C x T table for the<br />
synergistic inactivation of Cryptosporidium. J. AWWA 96 (6) 105-113<br />
Nieminski, E.C. and Ongerth, J.E. (1995) Removing Giardia and Crytosporidium by<br />
conventional treatment and direct filtration. J. AWWA 87 96-106<br />
Nygård, K., Gondrosen, G. og Lund, V. (2003) Sykdomsutbrudd forårsaket av drikkevann i<br />
Norge. Tidsskrift Norsk Lægeforening. 123 3410-3413<br />
Nygård, K. (2005) Hvilke smittestoffer I drikkevann har den største helsemessige betydning<br />
under norske forhold? Den norske veterinærforenings vårkurs 2005, Trondheim.<br />
Obiri-Danso, K. og Jones, K. (1999) Distribution and seasonality of microbial indicators and<br />
thermophilic Campylobacters in two freshwater bathing sites on the River Lune in northwest<br />
England. J. Appl. Microbiol. 87 822-832<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 232
OECD (2003) Assessing Microbial safety of Drinking water. Improving Approaches and<br />
Methods. OECD, WHO<br />
Ongerth, J.E. and Pecardo, J.P.(1995) Removing Cryptosporidium using multimedia filters. J.<br />
AWWA 87 83-89<br />
Ormerod, K og Lund, V. (2004) Vannbehandling som hygienisk barriere mot<br />
Cryptosporidium og Giardia og bakteriesporer. VANN (1) 24-40<br />
Oppenheimer, J.A., Aieta, E.M., Trussel, R.R., Jacangelo, J.G. and Najm, I. N (200)<br />
Evaluation of Cryptosporidium Inactivation in Natural Waters. American Water Works<br />
association Research Foundation ISBN 1-58321 027-X<br />
Owens J. H. et al (1994) pilot scale ozone inactivation of Cryptosporidium and Giardia. Proc.<br />
AWWA Water Quality Technology Conf. San Fransisco, Nov 1994<br />
Regli, S., Rose, J.B., Haas, C.N. and Gerba, C. P. (1991) Modeling the risk from Giardia and<br />
viruses in drinking water. Journal of American Water Works Association. 89 (11) 76-84<br />
Rhodes, M.W. og Kator, H.I. (1991) Use of Salmonella typhimurium WG49 to enumerate<br />
male-spesific coliphages in an estuary and watershed subject to nonpoint pollution. Water<br />
Res. 25 1315-1323<br />
Robertson, L. J. og Gjerde, B. (2001) Occurrence of Cryptosporidium oocysts and Giardia<br />
cysts in raw waters in Norway. Scand J Public Health 29 200 - 7.<br />
Rosef, O., Rettedal, G. og Lågeide, L. (2001) Thermophilic campylobacters in surface water:<br />
a potential risk of campylobacteriosis. Int. J. Environmental Health Res. 11 321 - 327<br />
Scottish Water (2003) The Cryptosporidium (Scottish water) Directions 2003.<br />
Trondheim kommune (2003) Vurdering av sikkerhet i vannforsyningen - valg av<br />
reservevannkilde. Statkraft Grøner Rapport<br />
Skaar, I. og Hageskal, G. (2005) Muggsopp i drikkevann. Drikkevannsforskning 2000-2005<br />
Kursdagene ved NTNU, 46-49<br />
Sobsey, M. (1988) Detection and chlorine disinfection of Hepatitis A in water. EPA CR-813-<br />
024, Epa Quaterly Report, December, 1988<br />
Song, R., Donohoe, C., Minear, R., Westerhoff, P., Ozekin, K. and Amy G. (1996) Empirical<br />
Modeling of Bromate Formation during Ozonation of Bromide-Containing Waters. Water<br />
Res. 30 (5) 1161-1168.<br />
Stenström, T.A., Boisen, F., Georgsson, F., Lathi, K., Lund, V., Andersson, Y. og Ormerod,<br />
K. (1994) <strong>Vatten</strong>burna infektioner i Norden. TemaNord 1994:585 Nordisk Ministerråd.<br />
Copenhagen.<br />
Timms, S., Slade, J., Ficker, C. And Clarke, B. (1998) Removal of Cryptosporidium by slow<br />
sand filtration. Poster presentation, 19th Biennial IAWQ conference, Vancouver, June, 1998<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 233
Urase, T., Yamamoto, K.and Ohgaki, S. (1996) Effect of pore structure on membranes and<br />
module configuration on virus retention, J. Membrane Sci. 115 21-29<br />
Urdahl, A. M., Cudjoe, K., Wahl, E., Heir, E. and Wasteson, Y. (2003) Isolation of Shiga<br />
toxin-producing Escherichia coli O103 from sheep using automated immunomagnetic<br />
separation (AIMS) and AIMS-ELISA: sheep as the source of a clinical O103 case? Letters in<br />
Appl. Microbiol. 35 218-222<br />
USEPA (1989) National Primary Drinking Water regulations: filtration, disinfection,<br />
turbidity, Giardia lamblia, viruses, Legionella, and heterotrophic bacteria; Final Rule (40<br />
CFR Parts 141 and 142) Federal Register 54 (124)<br />
USEPA (March 1991) Guidance Manual for Compliance with the Filtration and Disinfection<br />
Requirements for Public Water Systems using Surface Water Sources, contract No. 68-01-<br />
6989.<br />
USEPA (April 1999a) Guidance Manual for Compliance with the Interim Enhanced Surface<br />
Water Treatment Rule: Turbidity Provisions, EPA 815-R-99-010.<br />
USEPA (April 1999b) Alternative Disinfectants and Oxidants Guidance Manual, EPA 815-R-<br />
99-014.<br />
USEPA (August 1999a) Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual, EPA<br />
815-R-99-013.<br />
USEPA (August 1999b) Microbial and Disinfection Byproduct Rules Simultaneous<br />
Compliance Guidance Manual, EPA 815-R-99-015.<br />
USEPA (February 2000) Regulatory Impact Analysis for the Proposed Long Term 1<br />
Enhanced Surface Water Treatment and Filter Backwash Rule, EPA 815-R-00-005.<br />
USEPA (April 2001) Low-Pressure Membrane Filtration for Pathogen Removal: Application,<br />
Implementation, and Regulatory Issues, EPA-815-C-01-001.<br />
USEPA (October 2001) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule (Stage 2<br />
DBPR), draft.<br />
USEPA (November 2001) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, preproposal<br />
draft.<br />
USEPA (December 2001) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule<br />
(FBRR), EPA 816-D-01-001.<br />
USEPA (December 2002) Filter Backwash Recycling Rule Technical Guidance Manual, EPA<br />
816-R-02-014.<br />
USEPA (May 2003) LT1ESWTR Disinfection Profiling and Benchmarking Technical<br />
Guidance Manual, EPA 816-R-03-004.<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 234
USEPA (June 2003a) Ultraviolet Disinfection Guidance Manual, EPA-815-D-03-007.<br />
USEPA (June 2003b) Membrane Filtration Guidance Manual, EPA-815-D-03-008.<br />
USEPA (June 2003c) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule Toolbox<br />
Guidance Manual, EPA-815-D-03-009.<br />
USEPA (July 2003a) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant<br />
Initial Distribution System Evaluation, draft.<br />
USEPA (July 2003b) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant<br />
Excursion Guidance Manual, EPA-815-D-03-004.<br />
USEPA (November 2003) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule<br />
(Stage 2 DBPR) Implementation Guidance, EPA-816-D-03-002.<br />
USEPA (June 2004) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule<br />
(FBRR), EPA 816-R-04-006.<br />
USEPA (August 2004a) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule<br />
(LT1ESWTR) Implementation Guidance, EPA 816-R-04-007.<br />
USEPA (August 2004b) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule Turbidity<br />
Provisions Technical Guidance Manual, EPA 816-R-04-007.<br />
von Gunten, U., Bruchet, A. and Costentin, E. (1996) Bromate Formation in Advanced<br />
Oxidation Processes. J. AWWA. 88 (6) 53-65.<br />
Wahl, E. (2002) Sammenheng mellom trykkløst vannledningsnett og rapportert sykdom hos<br />
berørte abonnenter. Rapport nr. TM 02/02 Næringsmiddelkontrollen, Trondheim<br />
Wahl, E. (2005) Kartlegging av mulig helserisiko for abonnenter berørt av trykkløs<br />
vannledning ved arbeid på ledningsnettet. NORVAR rapport nr. 143, 2005<br />
Westrell, T. (2004) Microbial risk assessment and its implications for risk management in<br />
urban water systems. Ph.D. Thesis. Linköping University, Sweden.<br />
WHO (2004) Guidelines for Drinking-water quality, 3. utg. Volume 1. Recommendations<br />
WHO (2006) EHC Cryptosporidium. Draft 2.<br />
http://www.who.int/water_sanitation_health/gdwqrevision/micriskass/en/index.html<br />
Østensvik, Ø. (2004) Opportunistiske patogene bakterier i drikkevannsledninger. Vann<br />
(4) 359-363<br />
Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 235