Risikovurdering af indtrængning af spildevandspåvirket vand i ledningsnet Claus Jørgensen og Gerald Heinicke Introduktion Transmissionsnettet og distributionsnettet er de vigtigste barrierer, som udover at levere vandet til forbrugerne beskytter vandet mod forurening. Transmissionsnettet og distributionsnettet kan også være en kilde til forurening, hvis de er udført i uhensigtsmæssige materialer, dårligt designet eller dårligt styret. Styring af vandkvaliteten i ledningsnettet er svært, fordi det er komplekst, på grund af den store geografiske udbredelse, fordi det er svært tilgængeligt, og fordi, der er et samspil med andre urbane strukturer. I Danmark forekommer en stor del af de forureningshændelser, der fører mikrobiel forurening, i distributionsnettet. I 3-årsperioden fra 2000 til 2002 var der 148 tilfælde, hvor grænseværdien for de mikrobielle parametre (kimtal, E. coli og koliforme bakterier) blev overskredet. Af disse forekom 48% på vandværkerne, 30 i distributionsnettet og 22% i både vandværk og distributionsnet. 17 forureninger kunne sættes i forbindelse med hændelser på distributionsnettet [1]. I 2010 og 2011 var antallet af mikrobielle forureninger, der blev indberettet til Sundhedsstyrelsen, henholdsvis 105 og 102. I 2011 kunne 58 forureninger henføres til en specifik årsag, hvoraf 10 var i distributionsnettet. De skyldtes enten ledningsbrud, vedligeholdelse eller var relateret til vandtårne [2, 3]. På baggrund heraf kan det antages, at hændelser i distributionsnettet er årsag til omkring 11% til 17% af de mikrobielle forureninger, hvor årsagen er kendt. For forureninger, hvor årsagen ikke er kendt, må det forventes, at en overvejende del skyldes distributionsnettet, hvor det jo er svært at detektere problemerne. Ved indtrængning af vand fra omgivelserne til ledningsnettet kan det indtrængende vand være påvirket af spildevand. Spildevand udgør en stor risiko for forbrugerne, da det kan indeholde sygdomsfremkaldende mikroorganismer. Spildevand og menneskelig fækal forurening detekteres traditionelt ved indikatorer som f.eks. E. coli. Vand, der ikke er spildevandspåvirket, kan også indeholde E. coli fra varmblodede dyr og zoonoser (patogener, der kan overføres fra dyr til mennesker). Fækal forurening fra dyr må antages at udgøre en mindre risiko end spildevand, men hvor meget mindre vides ikke. Tilstedeværelse af E. coli skal derfor altid tages alvorligt, også hvis oprindelsen er fra dyr. [4] Forhøjet kimtal i drikkevand anses i sig selv ikke for en risikofaktor, med ved signifikante stigninger indikerer det en risiko for, at der er sket ændringer i vandbehandlingen eller i distributionen. [5] Formålet med dette afsnit er at vurdere de mikrobielle risici i ledningsnettet, som skyldes indtrængning af vand fra omgivelserne. Udgangspunktet i vurderingen har været en worst case med indtrængning af spildevand.
Metode Metoden I dette arbejde tager udgangspunkt I principperne for DDS I henhold til EN 15975-2 [6], som indeholder følgende trin: 1. Systembeskrivelse 2. Identifikation af farer og skadelige hændelser 3. Risikovurdering 4. Risikokontrol 5. Verifikation 6. Dokumentation 7. Review Vi anvender her punkterne 2, 3 og 4, som er beskrevet herunder. Identifikation af farer De farer, der analyseres i dette afsnit, er patogene mikroorganismer i indtrængende spildevandspåvirket vand. Vi har anvendt 4 modelorganismer, der repræsenterer grupperne parasitter, bakterier og virus, og som udgør en væsentlig del af de patogene mikroorganismer, der forekommer i spildevand. For at estimere deres koncentrationen har vi anvendt deres forhold til E. coli i fæces baseret på litteraturværdier. Forholdet mellem E. coli og patogene mikroorganismer er vist i Tabel 1. Forholdet er beregnet på grundlag af andelen af personer, der forventes at være smittet (prevalens, %), og hvor mange patogener, der afgives per g faeces, når man er smittet. Prevalensen er beregnet ifølge [7] ud fra incidencen (nye infektioner per 100.000 indbyggere/år) og længden af perioden, hvor man er inficeret. Incidensværdier er taget fra [8]. E. coli prevalens blev antaget at være 100% [9]. Mængden af fæces per person per dag er sat til 140 g/(p*d) [10]. Mængden af spildevand produceret per person inklusiv både private og offentlige forbrugere er sat til 151,5 l/p,d. [11]. Den estimerede koncentration af E. coli er 2,9 10 7 /L. Vi har anvendt målte værdier for koncentration af E. coli (Lognormal fordeling, gennemsnit 14,3 10 7 /L, median 7 10 7 /L [12]) som grundlag for beregningen af infektionsrisiko. Tabel 1: Forholdet mellem patogene mikroorganismer og E. coli beregnet på baggrund af udskillelse med fæces og tilhørende spildevands koncentrationer beregnet på baggrund af gennemsnitlig afgivelse af fæces per person og gennemsnitlig produktion af spildevand per person. Organisme Estomeret Konc. org/l Ratio til E. coli Reference E.coli 2.9 10 7 1 Koncentration i faeces 10 7.5 (10 6-10 9 ) E.coli per gram of faeces [9] Campylobacter jejuni 2.0 10 4 1:1431 Koncentration i faeces 10 7.5 / g [13], varighed 15 dage [14], asymptomatisk rate 0,67 [15]. Cryptosporidium 1.5 10 3 1:18986 Koncentration i faeces 10 6.5 /g[16], varighed 30 dage [17], asymptomatisk rate 0,73 [18] Giardia 1.5 10 4 1:1947 Koncentration i faeces 2.5 10 6 /g[16], varighed 90 dage [9], asymptomatic rate 0,81[18]. Norovirus 2.0 10 4 1:1484 Koncentration i faeces 10 7 /g estimeret fra [19], [20], [21], varighed 14,3 dage [20], asymptomatic rate 0,3 [22]
Skadelige hændelser Vand kan trænge ind, hvis ledningsnettet er utæt og samtidigt har et lavere tryk end omgivelserne [23]. Utætheder kan f.eks. være brud, korrosionsskader og revner i rør og samlinger eller utætte pakninger. Lave tryk kategoriseres som enten kortvarige eller længerevarende. De kortvarige varer typisk i millisekunder til minutter og skyldes bratte ændringer i vandets hastighed, f.eks. i forbindelse med start/stop af pumper, åbning/lukning af ventiler, herunder luftventiler, og hurtige ændringer i forbrug, f.eks. ved brandslukning. Kortvarende lave tryk detekteres ofte ikke, da trykmålerne sjældent har tilstrækkelig høj målefrekvens. Længerevarende lavt tryk varer typisk fra minutter til timer, og skyldes normalt anlægs-, vedligeholdelses- og reparationsarbejde på nettet eller brud på større ledninger [24]. Det er vanskeligt at vurdere volumen af indtrængende vand i forbindelse med kortvarige trykfald. Det afhænger af revnens/bruddets areal, tiden hvor trykket er lavt, trykforskellen, permeabiliteten af den omgivende matrice og rørdiameter [25]. I litteraturen er typiske volumener, der trænger ind ved kortvarende lave tryk, angivet til at ligge i området 5 til 500 ml/s [26], [27], [28]. Indtrængning af små mængder vand i forbindelse med kortvarige trykfald kan være en forklaring på tilfælde af sporadiske forekomster af forhøjet kimtal eller E. coli, som indimellem ses i danske vandforsyninger. I USA, Canada og Australien er antallet af brud på hovedledninger anslået til at være mellem 7 og 13 pr. 100 km/år [29, 30]. Hos HOFOR gennemføres cirka 425 reparationsarbejde om året, hovedsageligt på service ledninger, hvor der er risiko for forurening. Det er således ikke sjældent at der forekommer længerevarende trykfald med risiko for indtrængning. I Danmark er der dokumenteret flere eksempler på indtrængning. I august 2011 blev ledningsnettet forurenet i forbindelse med et ledningsarbejde på Nørrebro. HOFOR har anslået, at 26 l vand fra udgravningen trængte ind i forbindelse med et regnskyl. Der blev detekteret E. coli i vandet i koncentrationer op til 200 per 100 ml I forbindelse med skylning af ledningsnettet. Nordvand udførte 50 planlagte renoveringer over en 2,5 års periode. Her blev det fundet, at der efterfølgende var forhøjede kimtal (22 C eller 36 C) i 12 tilfælde. Der blev hverken fundet E. coli eller Enterokokker [31]. I Kalundborg blev en ny hovedledning installeret i 2012, hvilket resulterede i fravær af tryk i 2,5 timer. I kombination med en utæt kloak resulterede dette i en forurening af drikkevandet, som påvirkede 560 forbrugere. En epidemiologisk undersøgelse af beboere i det påvirkede område viste, at cirka 50% blev syge af Norovirus infektion [32], [33]. Indtrængning af vand i ledningsnettet vil kun udgøre en sundhedsfare (her ses bort fra kemiske stoffer), hvis vandet indeholder patogene organismer. Disse vil hovedsageligt stamme fra spildevand. Spildevandet vil kunne stamme fra utætte kloakker, der ligger højere
end drikkevandsledningen, fra utætte kloakker under tryk, fra utætte kloakker i forbindelse med grundvandsstigninger og i forbindelse med oversvømmelse i fælleskloakerede områder. Ved ledningsarbejder er der risiko for indtrængning af vand, der opstuves i udgravningen. Et dansk studium fandt, at opstuvet vand i udgravninger indeholdt fra 2 til 2344 E. coli per 100 ml [31]. Et amerikansk stadium fandt, at 43% af vandprøver fra vand i udgravninger indeholdt op til >1600 fækale koliforme bakterier pr. 100 ml.[34]. Det konkluderes, at der kan forekomme kortvarige eller længerevarende perioder med lavt tryk i ledningsnet. Hvis lavt tryk kombineres med utætheder eller ledningsbrud, vil der kunne trænge vand ind i ledningsnettet. Volumen af det indtrængende vand er vanskeligt at vurdere, men ligger typisk fra få milliliter ved kortvarige trykfald til mange liter ved længerevarende trykfald. Indtrængning kombineret med tilstedeværelse af patogene mikroorganismer fra spildevand vil kunne medføre sygdom i de berørte forbrugere. Risikovurdering En risikovurdering består af en risikoanalyse og en risikoevaluering [6]. Risikoanalysen gennemføres her som en kvantitativ mikrobiel risikovurdering (QMRA) ved MonteCarlosimulering i programmet @Risk [35]. I kvantitativ mikrobiel risikovurdering beregner man risikoen for infektion. Beregningen gennemføres på baggrund af eksponeringen, som er antallet af patogener, som indtages (dosis), og en dosis respons funktion. Dosis respons funktionen beskriver sandsynligheden for infektion som funktion af dosis. Eksponeringen (dosis) estimeres ved multiplikation af koncentrationen af patogener i drikkevandet og volumen af vand, hver person drikker per dag. Koncentrationen af patogener i drikkevandet estimeres her i forhold til forskellige scenarier, som er udviklet på baggrund af de skadelige hændelser, som er gennemgået ovenfor, nemlig indtrængning af spildevand eller udgravningsvand i ledningsnettet. De identificerede indtrængende voluminer ligger mellem få ml og adskillige liter. Vi har derfor analyseret risikoen ved indtrængning af mellem 1 ml og 100 L spildevand. For at bestemme patogen koncentrationen har vi antaget, at forureningen fordeler sig jævnt i drikkevandet og distribueres til mellem 1 og 100.000 forbrugere, som hver især bruger 110 L vand per dag. Under disse forudsætninger dækker risikovurderingen over hypotetiske koncentrationer fra 13 mio E. coli/100 ml, svarende til at 100 L distribueres til 1 person, til 1,3 E. coli/100 L, svarende til at 1 ml distribueres ligeligt til 100.000 personer. Det antages, at hver forbruger drikker 0,86 ± 0,48 L (lognormal fordeling) [36]. De anvendte dosis/respons funktioner er vist i Tabel 2.
Tabel 2: Dosis/respons funktioner for de udvalgte patogener Patogen D/R model α β R Endpoint Ref. Campylobacter jejuni Approx β-poison 0,024 0,011 - Infektion [37] Cryptosporidium Approx β-poison 0,115 0,176 - Infektion og Symptomer [38], [39] Giardia Exponential - - 0,01982 Infektion [40], [41] Norovirus Approx β-poison 0,04 0,055 - Infektion [42] Resultatet af den kvantitative risikovurdering er vist i Figur 1 og Figur 2. Figur 1 viser det beregnede gennemsnit af sandsynligheden for infektion som funktion af antallet af eksponerede forbrugere ved forurening med mellem 1 ml og 100 L spildevand. Værdierne er sandsynligheden for, at en person inficeres med mindst en af de fire patogener (Cryptosporidium, Giardia, Norovirus eller Campylobacter). Figur 2 viser en gennemsnitsberegning af, hvor mange man kan forvente, der bliver inficeret. Det ses, at det ved forurening med 1 ml kan forventes, at mindre end 1 bliver inficeret uanset hvor mange, vandet distribueres til. Ved forurening med 10 ml spildevand kan det forventes, at 5 bliver syge ved distribution til 100 forbrugere. Ved distribution af 10 ml til flere end 100 forbrugere ændres det samlede antal inficerede ikke væsentligt. Det er fordi, der i modellen er linearitet mellem koncentration og risiko ved lave patogenkoncentrationer. Ved større forureninger indfinder lineariteten sig ved større og større antal eksponerede. Ved forurening med 100 L spildevand kan det forventes, at cirka 28.000 forbrugere bliver inficeret, hvis spildevandet fordeles ensartet i vandet. Figur 1: Gennemsnit af sandsynligheden for infektion med Cryptosporidium, Giardia, Norovirus eller Campylobacter som funktion af antallet af eksponerede forbrugere ved forurening med 1 ml til 100 L spildevand. Jo flere der er eksponeret, jo større volumen blandes spildevandet op i. Ved 100.000 eksponerede og forurening med 1 ml spildevand er E. coli koncentrationen estimeret til 1,3 pr. 100 L. Ved 1 eksponeret og 100 L er E. coli koncentrationen estimeret til 13 mio E. coli/100 ml.
Antal inficerede 100000 10000 1000 100 10 1 ml 10 ml 100 ml 1 L 10 L 100 L 1 0.1 1 10 100 1000 10000 100000 Antal eksponerede Figur 2: Antallet (gennemsnitsberegning) af personer inficeret med Cryptosporidium, Giardia, Norovirus og Campylobacter som funktion af antallet af eksponerede forbrugere ved forurening med 1 ml til 100 L spildevand. Udregnet på baggrund af beregninger vist i Figur 1. En ofte anvendt grænse for acceptabel risiko er, at 1 ud af 10.000 forbrugere bliver inficeret per år [43]. Den uacceptable risiko forekommer ved en koncentration i drikkevandet omkring 0,01 E. coli/100 ml, og svarer nogenlunde til, at 10 ml spildevand fordeles til 100.000 forbrugere. Ved fordeling af 10 ml spildevand til færre forbrugere overskrides grænsen. Det skal nævnes, at de udregnede værdier for risiko er behæftet med en stor usikkerhed. Det er de, fordi dosis respons funktionerne er usikre, især ved lave doser, og fordi de estimerede relationer mellem E. coli og patogener er usikre. Resultaterne skal derfor tages med forbehold, men de antyder, at selv forurening med små mængder spildevand (10 ml) er uacceptabelt. Risikokontrol Risikovurderingen viser ikke overraskende, at spildevand selv i meget små mængder kan udgøre en uacceptabel sundhedsrisiko. Det er derfor vigtigt at undgå indtrængning af vand i ledningsnettet, især i områder hvor der er sandsynlighed for tilstedeværelse af spildevand. Indtrængning kan ske ved kortvarige eller længerevarende lave tryk kombineret med utætheder. Kortvarige lave tryk forekommer typisk i forbindelse bratte ændringer i vandhastigheden, som opstår ved operation af pumper og ventiler. Lækagesøgning, forebyggende vedligeholdelse, og optimering af pumpe- og ventiloperationer kan reducere risikoen for indtrængning i forbindelse med kortvarende lave tryk. Optimeringen kan ske på baggrund af målinger af tryk med højfrekvent dataopsamling (<< 1 sek.) i punkter med høj risiko i forbindelse med pumpe og ventil operationer. Risikoen ved indtrængning ved længerevarende lave tryk, f.eks. i forbindelse med ledningsarbejder, kan reduceres ved en række tiltag, herunder hygiejnisk adfærd.
Referencer 1. Engelsborg, C.C., et al., Mikrobiologiske drikkevandsforureninger 2000 2002 - omfang, årsager, aktion og sygdom, 2009, By- og Landskabsstyrelsen. 2. Sundhedsstyrelsens og Naturstyrelsens erfaringsopsamling om Mikrobiologiske drikkevandsforureninger, 2010, Sundhedsstyrelsen og Naturstyrelsen. 3. Sundhedsstyrelsens og Naturstyrelsens erfaringsopsamling om Mikrobiologiske drikkevandsforureninger, 2011, Sundhedsstyrelsen og Naturstyrelsen. 4. Dufour, A., et al., eds. Animal Waste, Water Quality and Human Health. Emerging Issues in Water and Infectious Disease Series2012, IWA on behalf of WHO: London. 5. Bartram, J., et al., Heterotrophic plate counts and drinking-water safety: The significance of HPCs for water quality and the human health, 2003, Published on behalf of WHO by IWA Publishing: London. 6. EN 15975-2. Security of drinking water supply - Guidelines for risk and crisis management - Part 2: Risk management, 2013, CEN. 7. Petterson, S.R., Educational module regarding pathogen to indicator relationship, version 2012.05.23 (unpublished - available via Svenskt Vatten). 8. Havelaar, A.H., et al., Disease burden of foodborne pathogens in the Netherlands, 2009. International Journal of Food Microbiology, 2012. 156(3): p. 231-238. 9. Arnbjerg-Nielsen, K., et al., Collected Faeces for Use in Private Gardens (Risikovurdering af anvendelse af lokalt opsamlet fæces i private havebrug., 2005, Mijøstyrelsen (Danish EPA): Copenhagen. 10. Vinnerås, B., et al., The characteristics of household wastewater and biodegradable solid waste - A proposal for new Swedish design values. Urban water 2006. 3(3): p. 3-11. 11. Københavns Kommune, Vandforsyningsplan, 2012, Teknik- og Miljøforvaltningen, Center for Miljø: Copenhagen. 12. Erichsen, A.C., et al., Etablering af badevandsprofiler og varslingssystemer i henhold til EU's nye badevandsdirektiv, 2006. 13. Feachem, R.G., D. J. Bradley, Sanitation and disease : health aspects of excreta and wastewater management., 1983, World Bank. 14. Höglund, C., T.A. Stenström, and N. Ashbolt, Microbial risk assessment of sourceseparated urine used in agriculture. Waste Management and Research, 2002. 20(2): p. 150-161. 15. Havelaar, A.H. and J.M. Melse, Quantifying public health risk i the WHO guidelines for Drinking Water Quality: a burden of disease approach, 2003, RIVM report 734301022/2003. 16. Gerba, C.P., Assessment of enteric pathogen shedding by bathers during recreational activity and its impact on water quality. Quantitative Microbiology, 2000. 2(1): p. 55-68. 17. Stehr-Green, J.K., et al., Shedding of oocysts in immunocompetent individuals infected with cryptosporidium. American Journal of Tropical Medicine and Hygien, 1987. 36(2): p. 338-342. 18. Hörman, A., et al., Meta-analysis in assessment of the prevalence and annual incidence of Giardia spp. and Cryptosporidium spp. infections in humans in the Nordic countries. International Journal for Parasitology, 2004. 34(12): p. 1337-1346. 19. Tu, E.T.-V., et al., Norovirus Excretion in an Aged-Care Setting. Journal of Clinical Microbiology, 2008. 46(6): p. 2119-2121. 20. Aoki, Y., et al., Duration of norovirus excretion and the longitudinal course of viral load in norovirus-infected elderly patients. Journal of Hospital Infection, 2010. 75(1): p. 42-46. 21. Lai, C.-C., et al., A norovirus outbreak in a nursing home: Norovirus shedding time associated with age. Journal of Clinical Virology, 2013. 56(2): p. 96-101. 22. García, C., et al., Asymptomatic Norovirus Infection in Mexican Children. Journal of Clinical Microbiology, 2006. 44(8): p. 2997-3000.
23. Fox, S., et al., Experimental Proof of Contaminant Ingress into a Leaking Pipe During a Transient Event. Procedia Engineering, 2014. 70(0): p. 668-677. 24. Besner, M.-C., M. Prévost, and S. Regli, Assessing the public health risk of microbial intrusion events in distribution systems: Conceptual model, available data, and challenges. Water Research, 2011. 45: p. 961-979. 25. Mansqur-Rezaei, S. and G. Naser, Contaminant intrusion in water distribution systems: An ingress model. Journal - American Water Works Association, 2013. 105(1): p. 37-38. 26. Boyd, G.R., et al., Intrusion within a simulated water distribution system due to hydraulic transients. I: Description of test rig and chemical tracer method. Journal of Environmental Engineering, 2004. 130(7): p. 774-777. 27. Boyd, G.R., et al., Intrusion within a simulated water distribution system due to hydraulic transients. II: Volumetric method and comparison of results. Journal of Environmental Engineering, 2004. 130(7): p. 778-783. 28. Collins, R. and J. Boxall, Influence of Ground Conditions on Intrusion Flows through Apertures in Distribution Pipes. Journal of Hydraulic Engineering, 2012. 139(10): p. 1052-1061. 29. Folkman, S., Water main break rates in the USA and Canada. A comprehensive study., 2012, Utah State University. 30. Commission, N.W., National performance report. 2011-2012. Urban water utilities, 2013: Canberra, Australia. 31. Vang, Ó.K., et al., Overlevelse af indikatororganismer og patogener i ledningsvand, 2011, Naturstyrelsen. 32. Lopato, L. and H.-M.F. Møller, Forureningsepisode med og kildesporing af E. coli og coliforme bakterier i en del af ledningsnettet., 2013, Rapport udarbejdet af Grontmij for Kalundborg Forsyning: Kalundborg. 33. Van Alphen, L.B., et al., The application of new molecular methods in the investigation of a waterborne outbreak of norovirus in Denmark, 2012. PloS one, 2014. 9(9). 34. Karim, M.R., M. Abbaszadegan, and M. LeChevallier, Potential for pathogen intrusion during pressure transients. J. AWWA, 2003. 95(5): p. 134-146. 35. @Risk for Excel. Version 6.01 Industrial Edition, 2012. 36. Westrell, T., Y. Anderson, and T.A. Stenström, Drinking water consumption patterns in Sweden. Journal of Water and Health, 2006: p. 511-522. 37. Teunis, P., et al., A reconsideration of Campylobacter dose-response relation "(133): 583-592. Epidemiol. Infect., 2005. 133: p. 583-592. 38. Teunis, P.F.M., C.L. Chappell, and P.C. and Okhuysen, Cryptosporidium dose response studies: variation between isolates. Risk Analysis, 2002. 22(1): p. 175-183. 39. Okhuysen, P.C., et al., 1999. Virulence of Three Distinct Cryptosporidium parvum Isolates for Healthy Adults. J. Infect Diseases., 1999(180): p. 1275-1281. 40. Rose, J.B., C.N. Haas, and S. and Regli, Risk assessment and control of waterborne giardiasis. American Journal of Public Health, 1991. 81: p. 709-713. 41. Rendttorff, R.C., The experimental transmission of human intestinal protozoan parasites. II. Giardia lamblia cysts given in capsules. Am J Hyg, 1954. 59(2): p. 209-20. 42. Teunis, P.F.M., et al., Norwalk Virus: How Infectious is It? Journal of Medical Virology, 2008. 80: p. 1468-1476. 43. USEPA Use of microbial risk assessment in setting US Drinking water standards. EPA 814/S-92-001, 1992.