Het verwijderen van micro-organismen bij de bereiding van drinkwater

Het verwijderen van micro-organismen bij de bereiding van drinkwater
Voordracht uit de 34e vakantiecursus in drinkwatervoorziening 'Microbiologie bij de waterbereiding', gehouden aan de TH Delft op 7 en 8 januari 1982.
1. Inleiding
Met het toenemend gebruik van oppervlaktewater als grondstof voor drinkwater
is de problematiek rond de aanwezigheid
van ziekteverwekkende (pathogène) microorganismen de laatste jaren opnieuw in de
belangstelling komen te staan. De aanwezigheid van pathogène organismen in
drinkwater heeft in het laatste decennium,
in een hoog geïndustrialiseerd land als de
VS talrijke kleine epidemieën veroorzaakt.
De oorzaak hiervan was dat de besmette
ruwwaterbronnen niet adequaat werden
een goede microbiologische kwaliteit, zodat
dit type water slechts een beperkt aantal
zuiveringsstappen behoeft. Het oppervlaktewater daarentegen bevat talrijke (pathogène)
micro-organismen (tabel I), die vnl. afkomstig zijn van faecaliën van mens en
dier en daarom zal het ruwwater uit deze
bron dan ook diverse zuiveringsstappen
moeten ondergaan om hygiënisch betrouwbaar drinkwater te verkrijgen.
TABEL I - Aantal micro-organismen per literwater
aangetroffen in de Rijn en de Maas [4, 5].
Organismen
H. J. KOOL
Chemisch Biologische
Hoofdafdeling Rijksinstituut
voor Drinkwatervoorziening
H. J. VAN KRANEN
Chemisch Biologische
Hoofdafdeling Rijksinstituut
voor Drinkwatervoorziening
gezuiverd en dat het tussenprodukt en het
eindprodukt niet regelmatig microbiologisch
gecontroleerd werden [1—3], waardoor niet
op tijd maatregelen konden worden genomen. Om dergelijke situaties te voorkomen is het noodzakelijk dat de ruwwaterbron een zodanige zuivering ondergaat, dat
het aantal (micro-)organismen dat uiteindelijk in het drinkwater doordringt zo gering
is, dat hun aanwezigheid geen enkel risico
voor de consument inhoudt. De keuze van
de zuiveringsstappen is dan ook van groot
belang en dient mede afhankelijk te zijn
van de soorten en aantallen (micro-)organismen aanwezig in de bron.
In deze bijdrage zullen in het kort enige
belangrijke zuiveringsprocessen die bij de
bereiding van drinkwater uit oppervlaktewater worden toegepast worden geëvalueerd
m.b.t. de inactivering c.q. verwijderingscapaciteit t.a.v. micro-organismen. Daarnaast zal aan de hand van een rekenvoorbeeld worden nagegaan welke aantallen
micro-organismen in het drinkwater kunnen
worden aangetroffen bij de verschillende
zuiveringsschema's en welke consequenties
dit kan hebben voor de consument.
2. De grondstof voor de bereiding
van drinkwater
Afhankelijk van de kwaliteit van de grondstof zullen meer of minder zuiveringsstappen bij de bereiding van drinkwater
worden toegepast. Grondwater heeft i.h.a.
Bacteriën
van de coligroep
Thermotolerante
colibacteriën
'Faecale' Streptococcen
Clostridia sporen
(sulfiet reducerend)
Salmonella sp.
'Entero' virussen
Rijn
Maas
1 x 108
2,4 x 10-">
2 x 105
2 x ïrrs
3 x 10*
4 x 102
1,3 x KV
1.7 x 101
1 x 102
1 x 101
4 x 101
6,3 x 101
Vandaar dat dan ook uitsluitend op de
waterbehandelingsprocessen welke bij de
bereiding van drinkwater uit oppervlaktewater worden toegepast, zal worden ingegaan. Enkele belangrijke zuiveringsstappen die in Nederland worden toegepast
voor de bereiding van drinkwater uit
oppervlaktewater, zijn weergegeven in
Tabel II.
TABEL II - Schema van belangrijke zuiveringsprocessen bij de bereiding van drinkwater uit
oppervlaktewater.
Open opslag
spaarbekken
breekpuntschloring
coagulatie
snelle zandfiltratie
langzame zandfiltratie*
chloor/ozon"
Gesloten opslag
coagulatie
snelle zandfiltratie
transport chloring
(duin)infiltratie
(ondergrondse opslag)
actief kool (poeder/
filterbed)
snelle zandfiltratie
langzame zandfiltratie
chloor
* Deze zuiveringsstap wordt niet altijd toegepast.
3. Zuiveringsprocessen
3.1. Spaarbekken
Vanwege de schaarste aan winbaar zoet
grondwater in het westen van Nederland
is het noodzakelijk oppervlaktewater van
Rijn en Maas te gebruiken als grondstof
voor drinkwater. In droge perioden en bij
het voorkomen van een calamiteit op de
rivier kan vanwege bijv. de geringe aanvoer
of de slechte kwaliteit van het water gedurende een bepaalde tijd geen water aan
deze rivier onttrokken worden. Derhalve
is voorraadvorming noodzakelijk. In Nederland wordt dan ook op de daarvoor geschikte plaatsen enerzijds voorraadvorming
ondergronds (gesloten opslag) door middel
van infiltratie toegepast en anderzijds open
voorraadvorming via een spaarbekken.
Pathogène organismen afkomstig van
faecaliën van mens en dier die via het
oppervlaktewater het spaarbekken binnenkomen zullen, indien de verblijftijd van het
water in het bekken voldoende lang is,
door natuurlijke processen (fysisch/chemisch en biologisch) worden geïnactiveerd
omdat ze zich in een vreemd milieu bevinden. Het is i.h.a. bij elke zuiveringsstap
van het grootste belang dat de bacteriën
die in het bacteriologisch onderzoek van
water als indicator voor faecale verontreiniging worden gebruikt, de zgn. bacteriën
van de coligroep niet sneller geïnactiveerd
worden in het aquatisch milieu dan pathogène bacteriën als bijv. de salmonella,
shigella of cholerabacteriën.
Tabel III geeft enkele inactiveringstijden
van diverse bacteriën welke verkregen
werden in vergelijkende onderzoekingen
door McFeters e.a. [6].
TABEL III - Inactivering van indicator- en
pathogène bacteriën in bronwater *.
Type bacterie
Tijd in uren voor
50% reductie
Indicatorbacterie
Bacteriën van de colif-roep
17
Pathogène bacterie
Shigella sp.
Salmonella enteriditis sp.
S. typhi.
Vibrio cholera
22,4- -26,8
6
16,0- - 19,2
7,2
* Gegevens geselecteerd van McFeters e.a. [6],
Uit de gegevens van Tabel III blijkt, dat
de meeste pathogène bacteriën in dezelfde
orde van tijd of sneller afsterven dan
de indicatorbacteriën. Enkele Shigella sp.
blijken echter langere tijd te overleven dan
de bacteriën van de coligroep.
Op grond van praktijkgegevens uit Engeland [13] blijkt, dat een verblijftijd van
30 dagen voldoende is om in dit klimaattype pathogène bacteriën in voldoende
mate (75 % - 99 %) te reduceren.
Naast pathogène bacteriën worden ook
pathogène virussen en met name enterovirussen in oppervlaktewater aangetroffen.
Van belang is nu, inhoeverre de overlevingstijd van dit soort organismen, die qua
structuur en grootte nogal verschillen van
bacteriën, vergelijkbaar is met die van de
indicatorbacteriën in water. In de VS is
door diverse onderzoekers een vergelijkend
onderzoek uitgevoerd m.b.t. het afsterven
en inactiveren van bacteriën en virussen.
De groep van Clarke [7] vergeleek reeds in
1956 de inactiveringstijd van twee enterovirussen met E. coli en S. faecalis bij verschillende temperaturen. Hierbij bleek dat
beide virussen zich in het oppervlaktewater
80
T A B E L IV - Inactiveringstijden
van micro-organismen
Tijd
(dagen)
(dagen)
Tempera! UUI
(°C)
(°C)
Organismen
Poliovirus
Echovirus 7
E. coli
S. faecalis
TABEL V - Gemiddeld aantal dagen nodig voor
99,9(/c reductie van indicatorbacteriën
en
darmvirussen [9].
E. coli
S. faecalis
Poliovirus 1
Poliovirus 3
Echovirus 7
Coxsackievirus A9
-
100
Rivierwater
4 ° C 20 C
10
17
27
7
8
20
Leidingwater
5 X 20-25 "C
-
1 30
20
16
140
168
85
120
10
-
98
—
—
Referentie
99,9
99.9
7, 8, 9, 11
kan dan ook worden, dat het spaarbekken
een waardevolle bijdrage kan leveren m.b.t.
de reductie van het aantal pathogène
micro-organismen, maar dat deze 'behandeling' echter van mindere betekenis wordt
indien het water herbesmet kan worden
met faecaliën van mensen (recreatie) en
dieren (bijv. vogels).
Andere onderzoekers [8-11] die zich eveneens met dit onderwerp hebben beziggehouden, bevestigden de eerdere resultaten
van Clarke. Daarnaast bleken de overlevingstijden van virussen en bacteriën,
afhankelijk van de mate van waterverontreiniging, nogal te kunnen variëren
(tabel V).
Afvalwater
4°C
% Reductie
27-75; 4-20
12-16; 4 - 8
75; -
4 - 8 ; 20- 27
aanzienlijk langer handhaafden dan beide
bacteriën, terwijl een verhoging van de
temperatuur de overleving van zowel de
virussen als de bacteriën verkortte. Tevens
werd geconstateerd dat de overleving van
de virussen onderling nogal kon variëren
(tabel IV).
Type
organisme
[7-9, 11].
27; 20
26; 16
10; 7
17; 8
4; 20
Poliovirus 1, 2, 3
Coxsackievirus A2, A9
Coxsackievirus B3
in oppervlaktewater
_
_
_
95
10
15
-
Deze overlevingstijd blijkt afhankelijk te
zijn van de mate waarin het water verontreinigd is (tabel V). Een ander maar gunstig
verschijnsel dat geconstateerd werd was,
dat onder laboratoriumcondities de overlevingstijden van virussen langer waren
dan onder veldcondities [9,12].
Indien de gegevens m.b.t. het inactiveren
van micro-organismen in oppervlaktewater
worden geëvalueerd, blijkt op grond van
praktijkgegevens een verblijftijd van 30
dagen voldoende te zijn om pathogène
bacteriën in voldoende mate (75-99 %) te
reduceren. Wat betreft de virussen blijkt
uit laboratoriumstudies, dat een verblijftijd
van 20 dagen een virusreductie van 99,9 %
oplevert bij een watertemperatuur van
20-27 °C, terwijl maximaal 75 dagen nodig
zijn bij een watertemperatuur van 4-8 °C.
Deze relatief lange verblijftijd van maximaal 75 dagen verkregen onder laboratoriumcondities kan echter onder praktijkomstandigheden korter zijn. Geconcludeerd
3.2. Filtratieprocessen
Een belangrijk proces bij de bereiding van
drinkwater is het zuiveren van oppervlaktewater middels filtratie in de duinen of
m.b.v. zandfilters. Bij deze zuiveringsstappen kan het aantal micro-organismen door
fysische en biologische processen drastisch
gereduceerd worden. De afzonderlijke
bijdrage van beide processen is in de
praktijk moeilijk te kwantificeren. In een
poging de bijdrage van de fysische processen (filtratie en adsorptie) na te gaan,
werd door Lef1er en Kott [14] de adsorptie
van virus aan zand nagegaan. Hun resultaten geven aan dat adsorptie aan zand
sterk wordt bevorderd door toevoeging
van CaCL, en MgCl., terwijl de adsorptie
veel minder effectief was indien vers zand
werd gebruikt. Evenals in de studie van
Nestor en Costin [15] werd bij een pHverhoging (boven neutraal) van het te
infiltreren water desorptie van het virus
waargenomen.
De verwijdering van enterovirussen door
het filtreren van met poliovirus gecontaT A B E L VI - Overzicht
filtratieprocessen.
van de verwijderingspercentages
Type behandeling
Organisme
Zand-, Duinfiltratie
Bacteriën van
de coligroep
Thermotolerante
colibacteriën
Koioniegetal
Poliovirus
Colifagen
Langzame zandfiltratie
Snelle zandfiltratie
Bacteriën van
de coligroep
Thermotolerante
colibacteriën
Enterovirussen
(niet getypeerd)
Poliovirus
Coxsackievirus
Poliovirus
Colifagen
mineerd water in zandpakketten is voor het
eerst in de VS door Robeck e.a. [16] uitvoerig onderzocht. Filtratie van dit virus
door onverzadigd zand toonde aan dat
meer dan 99,9 % van het virus werd
verwijderd. Eveneens werd door hen de
langzame en snelle zandfiltratiestap bekeken. Bij toepassing van deze zuiveringsstappen bleek dat 96 % resp. 50 % van
het virus kon worden verwijderd.
In Nederland is een dergelijk onderzoek
eveneens uitgevoerd. Uit deze studie van
Hoekstra [4] bleek dat duininfiltratie een
zeer effectieve stap is in het verwijderen
van zowel bacteriën als bacteriële virussen,
terwijl het langzame zandfilter lagere en
nogal variërende reductiepercentages te
zien gaf [17] (zie tabel VI).
In Engeland zijn eveneens talrijke studies
uitgevoerd m.b.t. langzame zandfiltratie
[18, 19],waarbij vooral de nadruk lag op
de verwijdering van bacteriën. Deze resultaten bevestigen die van Hoekstra.
Wat betreft het verwijderen van virussen
is uitgebreid onderzoek gedaan aan langzame zandfilters door Poynter en Slade
[20, 21]. Uit de resultaten bleek dat het
percentage virusverwijdering kon variëren
van 97-99,8 %. Een ander opmerkelijk
verschijnsel dat door Slade [21] werd gerapporteerd isdat in de winterperiode
virus in het langzame zandfiltraat werd
aangetroffen in een concentratie van ca.
1 p.f.u. per liter.
Naast deze resultaten is door verschillende
onderzoekers eveneens de verwijdering van
virussen en bacteriofagen met behulp van
snelle zandfiltratie nagegaan [22-24]. Zoals
te verwachten, werden bij deze filtratie
relatief lage verwijderingspercentages gemeten welke varieerden van 0-98 %.
In het algemeen is er minder informatie
beschikbaar over de verwijdering van
pathogène protozoa zoals Entamoeba histolytica, Giardia lamblia en andere parasieten
van micro-organismen
(/c Reductie
bij
verschillende
Referentie
99
99
99,99
99,99
99,9
15, 16, 17
52-99,8
72-99
17, 21, 27
97.1-99,8
22-96
93
0-50
0-87
15, 28, 29
81
H 2 0 ( 1 6 ) 1983,nr. 4
zoals Schistosoma sp. Door Rivas [25] is
de verwijdering van Schistosoma sp. door
diverse filtratieprocessen reeds in 1967
besproken. De huidige stand van zaken is
gegeven in een rapport van de National
Academy of Sciences (NAS) [26]. Hieruit
zou blijken dat deze organismen in de regel
goed verwijderd worden door een filtratiestap.
Een overzicht van representatieve resultaten
van de verschillende filtratiestappen is in
tabel VI weergegeven.
Indien de gegevens van Tabel VI worden
samengevat, blijkt dat het zuiveren van
water via filtratie in de duinen een uiterst
effectieve zuiveringsstap is omdat meer dan
99,99 % van de pathogène micro-organismen bij deze stap wordt verwijderd. Wat
betreft de verwijdering van de bacteriën
en virussen m.b.v. een langzame- en snelle
zandfiltratiestap blijkt dat indien langzame
zandfiltraties op een adequate manier
worden toegepast eveneens relatief hoge
verwijderingspercentages onder praktijkomstandigheden kunnen worden verkregen.
De verwijderingscapaciteit van de snelle
zandfilters blijkt echter gering te zijn.
3.3. Coagulatie en sedimentatie
Een zuiveringsstap die veelal bij de bereiding van drinkwater wordt toegepast en
meestal voorafgaat aan bijv. een snelle
TABEL VII - Verwijdering van micro-organismen m.b.v. coagulatie en sedimentatie.
Micro-organismen
Bacterie v.d. coligroep
Koloniegetal
Coxsackievirus A2
Coxsackievirus A9
Coxsackievirus A2
Bacterie v.d. coligroep
Giarda mûris
Polio virus 1 (Sabin) **
Coagulant
Dosis
mg/1
Turbidit.
T.U.
Al.,(S0 4 ) :i
25
140-255
6,7-7,4
15
FeCl.j
10
_
12,6
5
14
9
_
_
Al.,(S0 4 ) :t
_
_
pH
6,5
6,8
Temp. % Ver•c
wijdering
22
-
99,4
99,3
95
93,8
96,6
97
96
90
Referentie
27
33
27
13
gegevens niet vermeld.
* aantal virussen voor coagulatie stap 3-7 x lO'/ml.
zandfiltratie is een coagulatiestap gevolgd
door sedimentatie.
Coagulatiemiddelen als aluminiumsulfaat,
ijzer (III) chloride en coagulatie-hulpmiddelen in de vorm van polyelectrolyten
worden hierbij toegepast.
Reeds in 1942 is door Kempf e.a. [30] in
de VS het gedrag van poliovirus met
aluminiumhydroxide nagegaan, waarbij
de resultaten meer vragen opleverden dan
oplosten. Pas in de vijftiger jaren kwamen
betrouwbare resultaten ter beschikking en
vooral de groep van Chang heeft in die
beginperiode een bijdrage hieraan geleverd.
Met behulp van laboratorium- en veldexperimenten toonde Chang e.a. [31,32]
aan, dat met behulp van aluminiumsulfaat
bacteriën van de coligroep en een coxsackievirus met ca. 94 % werden verwijderd.
Toepassing van ijzer-(III)-chloride gaf een
Afb. 1 - Bacteriën in afvalwater werden verwijderd d.m.v. Ca(OH)2 coagulatie (pH=ll,2). Het
gevormde precipitaat werd na ca. 30 minuten opgelost door toevoeging van HCl en vervolgens
werd het aantal bacteriën m.b.v. membraanfiltratie bepaald.
AANTAL
BACTERI
PER ML
/
\ H C I
ITOEGEVOEGD
-v
TUD ( M I N U T E N )
ietwat lager percentage te zien (tabel VII).
Een dergelijk resultaat werd door Berg en
medewerkers [23] eveneens gevonden bij
toepassen van dezelfde coagulatiemiddelen
(tabel VII). Een opmerkelijk verschijnsel
dat door Manwaring [34] en Sproul [35]
werd geconstateerd, was dat de in het
precipitaat aanwezige micro-organismen
niet volledig zijn geïnactiveerd. Een voorbeeld van een dergelijk gedrag geeft afb. 1.
Wel bleek dat bij een lage dosis coagulant
de virussen i.h.a. beter werden verwijderd
dan de bacteriën, maar dat bij coagulant
doses van 20-25 mg/l ook de bacteriën
vergelijkbaar aan virussen werden verwijderd.
In een recent overzichtsartikel is door
Sproul de verwijdering van virussen m.b.v.
een coagulatiestap samengevat en geëvalueerd [30].Hij komt daarbij tot de volgende conclusies: zowel ijzer als aluminiumzouten hebben dezelfde mogelijkheden om
met name het polio- en coxsackievirus te
verwijderen wanneer een voldoende hoge
dosis wordt toegepast. Verwijderingspercentages van het virus van meer dan 90 %
kunnen hierbij worden verkregen. Onder
optimale omstandigheden (pH tussen 5-6,5)
en gebruik van aluminium of ijzerfosfaten
kan zelfs meer dan 99,99 % van het virus
worden verwijderd.
Omstandigheden die de verwijdering van
het micro-organisme negatief beïnvloeden
zijn het toepassen van anionische polyelectrolyt-coagulatiehulpmiddelen. Daarnaast bleek op grond van laboratoriumexperimenten de aanwezigheid van organische stoffen ook de verwijdering van
virussen negatief te beïnvloeden. In pilot
plant studies werd dit effect echter niet
geconstateerd.
3.4. Desinfectieprocessen
3.4.1. Chloor
Sinds het begin van deze eeuw wordt
chloor het meest toegepast als desinfectant
bij de bereiding van drinkwater. Chloor
wordt meestal gebruikt in zijn elementaire
vorm of als hypochloriet.
Afhankelijk van de pH van het water en
de aanwezigheid van ammonia in het water
82
komt het chloor voor in de vorm van
hypochloorzuur of na reactie met ammonia
als chlooramine. De desinfectiecapaciteit
van deze vormen varieert nogal en neemt
als volgt toe: CL, > HOC1 > OCl~ >
NH 2 C1 4 > R-NHC1 [36-39].
De desinfectiecapaciteit van chloor is
afhankelijk van de ammoniumconcentratie
en van de pH, maar blijkt daarnaast ook
nog afhankelijk te zijn van de aanwezigheid
van veel of weinig oxideerbaar organisch
materiaal.
Reeds in 1952 vonden Allan en Brooks [33]
dat de aanwezigheid van het aminozuur
glycine de inactiveringstijd van de bacterie
E. coli verlengde van 22 minuten tot 4 uur.
Dergelijke verlengingen van overlevingstijden ten gevolge van de aanwezigheid van
organisch materiaal werden door latere
onderzoekingen bevestigd [40,41]. Naast
de reeds genoemde variabelen speelt ook
de temperatuur van het water waarin het
chloor wordt ingebracht een belangrijke
rol. In de VS is in de vijftiger jaren vooral
aan dit onderwerp onderzoek gedaan,
waarbij eveneens de resistentie van bacteriën en virussen t.o.v. chloor werd betrokken. Clarke en Kabler [42] vonden in
dergelijke experimenten dat in 5 minuten
99,9 % E. coli werden geïnactiveerd, terwijl
onder dezelfde condities 46 keer zoveel
chloor nodig was om een iets geringer
percentage van een coxsackievirus te inactiveren. Wanneer de temperatuur van
2 C C naar 25 °C werd verhoogd, bleek nog
zevenmaal zoveel chloor nodig om dezelfde
hoeveelheid van het coxsackievirus te
inactiveren.
Dat een virus niet altijd resistenter t.o.v.
een chloorbehandeling is dan een bacterie
werd eveneens door Clarke e.a. [43] aangetoond. In dit geval werd zowel voor een
adenovirus als voor de bacteriën E. coli en
S. typhi eenzelfde inactiveringstijd gevonden.
Indien de inactiveringstijden van de verschillende bacteriën en enterovirussen
onderling worden vergeleken blijkt dat afhankelijk van de pH nogal grote variaties
kunnen optreden (tabel VIII).
In een recente studie van Engelbrecht e.a.
[44] blijkt zelfs dat binnen één type organisme, zoals de poliovirussen en echovirussen, inactiveringstijden na een chloorbehandeling nogal kunnen variëren
(tabel VIII).
Wel is duidelijk geworden, dat enterovirussen aanzienlijk resistenter zijn ten
opzichte van een chloorbehandeling dan de
gebruikte indicatorbacteriën. Behalve
enterovirussen blijken ook gisten, zuurvaste
bacilli en bacteriële sporen ten opzichte
van chloor zeer resistent te zijn [43,45,48]
(tabel VIII).
T A B E L VIII - Ovem cht
inactiver ng van
Temperatuur
Organisme
CQ
E. coli
Coxsackievirus A2
2-6
micro-organismen
pH
Poliovirus 1
Poliovirus 2
Echovirus 1
Echovirus 5
Coxsackievirus A9
Coxsackievirus B5
Ciardia lamblia
(cysten)
4; 25
5
7
7,8; 10
chloor.
Vrij chloor
(mg/l)
c/o Inactivering
5
9,7
0,03
0,60
99,6
99,6
42
0,1
99-100
43
0,50 ± 0 , 0 3
99
44
1
E. coli
S. typhi
Adenovirus 3
Coxsackievirus A2
E. histolytica (cysten)
B. anthracis (sporen)
door
Contacttijd
(minuten)
i ;i
i ;i
l ;1
40a; 4a
630a;150a
1440a; 360a
1,3; 21
- ; 64
1,2; 96
1,8; 27
- ; 1,5
4,5; 66
5
6-7; 8
10 ; 30
S
100
15
25
6 ; 7-8
6-8
10 ; 60
10
2.5
1,5
1O0
100
Referentie
48
waarden verkregen door extrapolatie of interpolatie.
Naast de bovengenoemde organismen is in
de laatste tijd door het met name in de VS
veelvuldige optreden van giardiasis [46]
hetgeen in sommige gevallen te wijten was
aan besmet drinkwater, het gedrag en de
inactivering van dit soort pathogène protozoa sterk in de belangstelling gekomen.
Door Chang e.a. [47] is in de VS reeds
in de vijftiger jaren onderzoek aan de
protozoa E. histolytica uitgevoerd. Uit dit
onderzoek bleek, dat ca. 2 mg chloor
nauwelijks effect had op de cysten. Hoewel
de resultaten over het gedrag van dit soort
organismen beperkt zijn, heeft de National
Academy of Sciences in de VS de beschikbare resultaten samengevat en de voorlopige conclusie is, dat ca. 9 mg/l chloor
met een contacttijd van 20-30 minuten
nodig is om deze cysten te doden [25],
Uit een recente studie van Jarroll [48]
waarbij de inactivering van Giardia lamblia
door chloor werd nagegaan, blijkt dat de
conclusie uit het NAS-rapport voorlopig
kan worden gehandhaafd. Wel komt uit
deze studie naar voren dat bij een temperatuur van 25 °C een aanzienlijk lager vrijchloorgehalte nodig is dan bij een watertemperatuur van 5°C. Een beknopt overzicht van het inactiveren van diverse
micro-organismen door chloor is in
tabel VIII weergegeven.
Uit de resultaten van tabel VIII blijkt, dat
een chloorbehandeling een zeer effectieve
desinfectiestap kan zijn voor het inactiveren van bacteriën en virussen. Eveneens
blijkt uit de resultaten dat enterovirussen
in het algemeen aanzienlijk resistenter zijn
dan bacteriën, maar dat de bacteriële
sporen op hun beurt resistenter ten opzichte
van chloor zijn dan de beschouwde enterovirussen. Geconcludeerd kan worden, dat
afhankelijk van de pH en het type entero-
virus bij een chloorgehalte van ca. 0,5 mg/l
meer dan 99 % van het virus geïnactiveerd
kan worden bij een contacttijd variërend
van enkele minuten tot een uur.
Aangezien meer dan 100 verschillende
enterovirussen kunnen worden aangetroffen
en de inactiveringsresultaten met een beperkt aantal 'laboratorium' virussenstammen
(5 tot 10 typen) zijn verkregen, dient men
voorzichtig te zijn met het extrapoleren van
deze resultaten naar de overige virussen,
zoals in 1980 door Shaffer e.a. [49] is
aangetoond. Zij isoleerden nl. poliovirus
type 1uit gechloreerd drinkwater. Deze
poliostam bleek aanzienlijk resistenter
tegen chloor dan de 'laboratorium' poliostammen.
Het inactiveren van protozoacysten door
chloor blijkt zeer afhankelijk te zijn van de
watertemperatuur en in mindere mate van
de pH van het water. Hoewel een verhoging van de watertemperatuur de
inactivering sterk bevordert, blijkt voor een
volledige inactivering van de cysten bij een
watertemperatuur van 15 °Cen een pH
van 7-8 nog een relatief hoog vrij-chloorgehalte van 2,5 mg/l en een contacttijd
van 60 minuten nodig te zijn [48].
3.4.2. Ozon
Ozon, een allotrope vorm van zuurstof,
werd voor het eerst in Nice (Frankrijk) als
desinfectiestap toegepast bij het zuiveren
van water. Deze zuiveringsstap heeft voornamelijk in Europa praktische toepassing
gevonden. In 1976 bleken er reeds zo'n
200 waterbehandelingssystemen ozon te
gebruiken, terwijl in de VS slechts een
drietal watersystemen van ozon gebruik
maakte [50]. De belangstelling voor deze
zuiveringsstap neemt echter ook de laatste
jaren in de VS toe.
De desinfectiecapaciteit van ozon blijkt in
H 2 0(16) 1983,nr.4
83
vergelijking met chloor (op basis van restgehaltes in water) aanzienlijk groter te
zijn [51,52].Evenals voor chloor geldt dat
de desinfectiecapaciteit van ozon afhankelijk is van hoeveelheid organisch materiaal in water, de contacttijd en het soort
organisme dat geïnactiveerd moet worden.
Cherkinsky en Traktman [56] vonden bijv.
dat gedurende de eerste vijf minuten geen
inactivering van het virus plaatsvond maar
dat het ozon verbruikt werd voor het
oxideren van organische stoffen. De desinfectiecapaciteit van ozon is echter minder
afhankelijk van de pH van het water dan
chloor [53, 54].
Reeds in 1943 werd door Kessel e.a. [51]
de grote inactiveringscapaciteit van ozon
aangetoond. Zij vonden nl. dat 0,050,45 ppm ozon in twee minuten eenzelfde
hoeveelheid poliovirus vernietigde als
0,5-1 ppm chloor in een paar uur. Pas na
1960 is uitgebreid onderzoek verricht naar
de desinfectie capaciteit van ozon en vooral
naar de inactivering van de enterovirussen.
In die periode heeft vooral de groep van
Coin in Frankrijk baanbrekend werk verricht [55]. Uit hun onderzoekingen bleek,
dat meer dan 99,9 % van een poliovirus
kon worden geïnactiveerd bij een rest
ozongehalte van 0,4 mg/l en een contacttijd van minimaal drie minuten.
Gedurende de laatste jaren zijn talrijke
onderzoekingen verricht m.b.t. het inactiveren door ozon van enterovirussen en
bacteriën [52 57-61],
Een beknopt overzicht van de inactiveringspercentages van verschillende micro-organismen na een ozonbehandeling geeft
tabel IX.
Uit de resultaten in tabel IX blijkt, dat
ozon inderdaad een zeer krachtig desinfectiemiddel is wat betreft het inactiveren
van bacteriën en virussen. Poliovirus bijv.
blijkt voor meer dan 99,99 % te kunnen
worden geïnactiveerd bij een rest ozonT A B E L IX - Overzicht
Organismen
inactivering
van microRest ozongehalte (mg/l)
T A B E L X - Geschatte
drinkwater.
verwijderingspercentages
Restgehalte
aan desinfectant (mg/1)
Zuiveringsstap
Spaarbekken *
Coagulatie
Zandfiltratie
Duininfiltratie
Chloorbehandel ing-
Breekpunts
Veiligheids
-
Ozon
van
Thermotolerante
colibacteriën
Poliovirus
1- 2
15-30
4
95-99,9
90-99,9
10-50
70-99,8
99,99
99,99
99,9-99,99
99,999
99-99,9
90-99,9
0-50
96-99,99
99,99
99,9
99-99,9
99,99
Gemiddelde verblijftijd 30 tot 75 dagen.
T A B E L XI - Schatting
Oppervlaktewater (Rijn)
Organismen
Thermotolerante colibacteriën
2 x10s
10 6
Enterovirussen
a
b
c
il
per m' 1
van het aantal micro-organi,men
drinkwater.
Drinkwater
Gesloten opslag.i
Open opslagb
optimaal e
praktijk <1
optimaal c
praktijk<
1 X 10-2
64 x 10-2
2 x 10-8
x 10-2
5 x 10-«
64 x 10-*
1 x 10-1»
x 10-1
geen veiligheidschloorbehandeling toegepast
geen ozonbehandeling toegepast
vcrwijderingsstappen gedimensioneerd op optimale virus verwijdering
verwijderingspercentages geschat welke onder praktijkomstandigheden kunnen voorkomen.
T A B E L XII - Verwijderingspercentages
organismen in drinkwater.
toegepast voor het berekenen van het aantal
Open opslag
Verwijderingspercentage
indicatorbactc riën/virus
praktijk
optimaal
Spaarbekken
Breekpuntschloring
Coagulatie
Snelle zandfiltratie
Langzame zandfiltratie*
Veiligheidschloring*
Ozon*
99,9 /99,9
99,99/99,9
99,8 /99,8
50 /50
99 /99,99
99,99/99,9
99,999/99,99
95 / 9 9
99,9 / 9 9
90 /90
20 / 2 0
95 /99
99,9 / 9 9
99,99/99,9
Gesloten
opslag
Coagulatie
Snelle zandfiltratie
Transport chloring
Infiltratie duinen
Actief kool
Snelle zandfiltratie
Langzame
zandfiltratie
Veiligheidschloring *
micro-
Verwijderingspercentage
indicatorbacteriën/virus
praktijk
optimaal
99,8 /99,8
50 /50
99 /90
99,99/99,99
-
90 /90
20 /20
99 /90
99,99/99,99
-
50
/50
20
/20
99
/99,99
95
/99
99,99/99,9
99,9 / 9 9
deze behandelingen niet altijd tegelijkertijd in zuiveringsschema toegepast
behandeling niet in beschouwing genomen.
gehalte van ca. 0,5 mg/l met een contacttijd in de orde van grootte van 4 minuten.
De resistentie van de verschillende orgaorganismen
door ozon.
Contacttijd
(min.)
%
Inactivering
99,99; 76; 99,997
69; 99,96
0,02; 0,14
4
E. coli
0,13
3
> 99,999
C. albicans
B. cereus (sporen )
B. globigii (spore n)
0.16
0.80
0,83
3
3
60
99,997
99,92
99,99
0,4-0,5
2-3
0,1-0,5
0,3-0.4
bij de bereiding
Contacttijd
(minuten)
Snelle
Langzame
E. coli
Colifaag
Poliovirus
E. coli
S. aureus
S. typhimurium
S. flexneri
Ps. aeruginosa
V. Cholera
va:i diverse zuiveringsstappen
0,25
Referentie
57
58
100
59
60,61
Poliovirus 1
0,6-1,0
1-2
99,999
Poliovirus 2
0,3
1
99,9
nismen ten opzichte van ozon blijkt verder
vergelijkbaar te zijn met die van chloor,
daar bacteriële sporen en enterovirussen
aanzienlijk resistenter zijn dan de indicatorbacteriën.
4. De microbiologische kwaliteit van
drinkwater bereid uit oppervlaktewater
na zuivering
Grote aantallen micro-organismen waaronder enkele met pathogène eigenschappen
worden in de rivieren Rijn en Maas aangetroffen (Tabel II). Beide verontreinigde
rivieren dienen echter als drinkwaterbron
voor ca. 5 miljoen Nederlanders. Uitgaande
hiervan is getracht een schatting te maken
van het aantal micro-organismen dat in het
drinkwater aanwezig kan zijn, na het toepassen van de o.a. reeds beschouwde
zuiveringprocessen (Tabel I). De schattingen zijn gebaseerd op het maximale
84
aantal indicatorbacteriën (thermotolerante
colibacteriën) en enterovirussen welke in de
Rijn zijn aangetoond, (Tabel II), met dien
verstande, dat van 10fi virussen per m:i
Rijnwater is uitgegaan. Hiertoe is besloten,
omdat op grond van WHO-schattingcn
slechts een beperkt aantal virussen welke
in water voorkomen, kunnen worden aangetoond [62].
De verwijderingspercentages, welke eveneens zijn geschat, zijn afgeleid van de reeds
besproken zuiveringsprocessen en zijn weergegeven in Tabel X. Met behulp van deze
tabel is het aantal bacteriën en virussen
berekend dat in het drinkwater kan worden
aangetroffen, na toepassing van twee
zuiveringsschema's (Tabel XI).
De gebruikte verwijderingspercentages voor
de zuiveringsschema's zijn in Tabel XII
weergegeven.
Uit de resultaten in Tabel XI blijkt, dat
onder praktijkomstandigheden en zonder
dat een veiligheidschloring en ozonbehandeling bij een gesloten en open opslag
worden toegepast, resp. zeer geringe aantallen bacteriën en virussen in het drinkwater zullen worden aangetroffen als beide
zuiveringsschema's worden toegepast. Indien
de zuiveringsprocessen gedimensioneerd
zouden worden op optimale verwijdering
van virussen dan kan het aantal virussen
nog met ca. een factor 1000 verlaagd
worden.
Gezondheidsrisico's bij het consumeren
van drinkwater
Sinds de vorige eeuw is uit het werk van
Pasteur, Koch en Eberth bekend geworden,
dat pathogène (micro-)organismen in staat
zijn mensen te infecteren met als mogelijk
TABEL XIII - lnjectieuze dosis voor de mens
van diverse micro-organismen [13].
Organisme
Bacteriën
HID,„a
Salmonella
Shigella
Yersinia
Leptospira
Vibrio b
10<i
10 2 -10<
10«
<102
10'-10«
Virussen
Enteroviruso
Hepatitis A virus
Rotavirus
< 102
Parasieten
Entamoeba
histolytica
Giardia lamblia
10S
a HID- > 0 = H u m a n Infective Dose 5 0 % , d.w.z.
het aantal (micro-)organismen nodig om 50 %
van de geëxposeerde mensen te infecteren.
li Vibrio cholera, stam Inaba: 10' bacteriën
infecteerden 11 van de 13 personen [25].
o Poliovirus: 1 TCID- ) 0 infecteerde 3 van de
10 personen; 2 pfu infecteerde 2 van de
3 personen [25, 63].
gevolg het optreden van ziekten. De mens
is echter in staat zich tegen dit soort
ziekteverwekkende organismen te beschermen en daarom zullen in het algemeen
meerdere organismen nodig zijn om de
mens te infecteren.
Enkele voorbeelden van aantallen bacteriën
en virussen die nodig zijn om een dergelijk
effect te veroorzaken zijn in Tabel XIII
weergegeven.
Uit Tabel XIII blijkt, dat i.h.a. grote aantallen bacteriën nodig zijn, m.u.v. leptospira, om de mens te infecteren. Wat de
virussen betreft blijkt het aantal virussen,
nodig om de mens te infecteren, minder
dan 100 te bedragen en de resultaten van
Plotzkin e.a. [63] suggereren zelfs, dat
slechts een enkel virusdeeltje hiertoe in
staat zou zijn. In hoeverre dit als reëel
beschouwd moet worden is aan de hand
van recent onderzoek opnieuw ter discussie
gesteld [64,65]. Uit deze gegevens blijkt
nl. dat minimaal 50 keer zoveel viruseenheden nodig zouden zijn als de resultaten
van Plotzkin e.a. [63] aangeven. De disvoordat de minimale infectieuze dosis
van bacteriën en virussen is echter nog
lang niet afgerond en er zal dan ook nog
veel onderzoek verricht moeten worden
voordat de minimale infectieuze dosis
eenduidig voor de diverse micro-organismen
is vastgesteld.
Uit de gegevens in Tabel XI blijkt dat
slechts zeer geringe aantallen pathogène
bacteriën en virussen in het drinkwater
zullen worden aangetroffen, zodat voor het
aantonen van deze organismen zeer grote
volumina drinkwater onderzocht zouden
moeten worden. Een complicerende factor
hierbij is dat het isoleren en identificeren
van pathogène micro-organismen nogal
tijdrovend is. Dit kan variëren van één
tot enkele weken afhankelijk van het type
organisme dat geïsoleerd en geïdentificeerd
moet worden. Daarom worden (thermotolerante) colibacteriën als zgn. indicatorbacteriën gebruikt. Deze bacteriën kunnen
binnen 24 uur worden aangetoond en ze
geven voldoende informatie over de
bacteriologische (hygiënische) kwaliteit van
het drinkwater. De achterliggende gedachte
hierbij is, dat het aantal thermotolerante
colibacteriën te correleren is met het aantal
pathogène bacteriën zoals bijv. Salmonella
en Shigella sp. Voor bijv. Salmonella typhi
en bacteriën van de coligroep is dit door
Kehr en Butterfield in het verleden uitgevoerd [66].Uit hun onderzoek werd aannemelijk dat in verontreinigd water de
E. coli/Salmonella typhi ratio ca. 1011bedraagt. De aanwezigheid van een behoorlijk
aantal bacteriën van de coligroep kan dus
het gevaar inhouden dat dan ook deze
pathogène bacteriën aanwezig kunnen zijn.
De huidige drinkwaternorm houdt dan ook
in dat 100 ml drinkwater geen thermotolerante colibacterie mag bevatten. Deze
standaard is mede gebaseerd op ervaringsfeiten en deze norm sluit daarom niet
geheel de mogelijkheid uit dat bijv. veel
resistentere organismen zoals virussen in
het drinkwater kunnen doordringen; met
andere woorden de norm garandeert geen
absolute veiligheid. Anderzijds blijkt op
grond van vele jaren ervaring in tal van
landen dat deze bacteriologische norm in
de praktijk goed voldoet. Wat betreft de
aanwezigheid van de meer resistente pathogène micro-organismen bijv. enterovirussen
in drinkwater lijkt de conclusie gerechtvaardigd dat de aanwezigheid van dit soort
organismen in de ruwwaterbron geen gevaar
voor de consument oplevert indien een
juiste keuze van zuiveringsstappen wordt
gedaan, zoals uit het volgende rekenvoorbeeld zal blijken. Hierbij is van het
maximaal gevonden aantal virussen in
oppervlaktewater uitgegaan alsmede van
het zuiveringsschema 'gesloten opslag' van
tabel XII zonder toepassing van een
veiligheidschloring.
In Nederland distribueert een groot waterleidingbedrijf met bijv. een gesloten opslag
ca. 2x 108 m;i drinkwater per dag aan één
miljoen mensen. De gemiddelde dagelijkse
consumptie is ca. 1,2 liter ongekookt drinkwater per dag [67],m.a.w. per dag wordt
1,2 x 10° liter ongekookt drinkwater geconsumeerd.
Dit houdt in dat, indien de virussen enigszins zijn verdeeld over het totale gedistribueerde hoeveelheid water (2x 105m 3 ), er
1,2 x 103x 64 x 10~4 virussen (Tabel XI) =
8 virusdeeltjes per dag geconsumeerd
worden. Op grond van de reeds besproken
gegevens aangaande de minimale infectieuze dosis, blijkt dat het aantal virusdeeltjes in water te gering is om de consument te infecteren. Indien tijdens deze
zuivering nog een veiligheidschloring of
een ozonbehandeling toegepast zou worden,
dan zou het aantal virusdeeltjes in de totale
hoeveelheid gedistribueerd drinkwater
beneden het infectieniveau liggen, m.a.w.
de totale hoeveelheid gedistribueerd water
zou geen enkel risico opleveren voor de
gezondheid van de consument.
5. Samenvatting en conclusie
Diverse ziekteverwekkende organismen
kunnen worden aangetroffen in water dat
gecontamineerd is met huishoudelijk afval
of faecaliën van mens en dier. Het is
daarom van belang voor de waterleidingbedrijven welke in toenemende mate gebruik moeten maken van dit besmette
water, de inactiverings- c.q. verwijderings-
85
H 2 0 ( 1 6 ) 1983,nr.4
percentages van de verschillende zuiveringsstappen te kennen.
Diverse zuiveringsstappen, nl. opslag in een
spaarbekken, duininfiltratie, coagulatie,
snelle en langzame zandfiltratie en de veel
toegepaste desinfectants ozon en chloor,
zijn dan ook geëvalueerd m.b.t. het verwijderen c.q. inactiveren van micro-organismen. Voor elke zuiveringsstap is vervolgens op grond van de verwijderings- en
inactiveringsgegevens een verwijderingspercentage geschat (Tabel XII). Bij het
toepassen van deze geschatte verwijderingspercentages blijkt, dat een juiste combinatie
van verschillende zuiveringsstappen hygiënisch betrouwbaar drinkwater kan leveren,
welke conclusie dan ook geheel in overeenstemming is met de praktijk van vele jaren
drinkwaterbereiding in Nederland.
Bij het in de praktijk gebruiken van de
geschatte verwijderings- en inactiveringspercentages moet echter wel de nodige
voorzichtigheid betracht worden omdat
afhankelijk van plaatselijke omstandigheden
deze waarden afwijkingen kunnen vertonen. Vooral met de verwijderingspercentages van virussen moet men voorzichtig
zijn, omdat deze percentages vnl. gebaseerd
zijn op een beperkt aantal enterovirussen
terwijl er totaal meer dan 100 enterovirussen zijn geïdentificeerd. Voor wat
betreft het inactiveren en verwijderen van
cysten van parasieten blijkt dat nog betrekkelijk weinig informatie voorhanden is.
De gegevens die bekend zijn geven aan,
dat dit soort organismen i.h.a. via filtratieen coagulatieprocessen effectief kan worden
verwijderd en dat voor het inactiveren van
de cysten een zeer hoge dosis chloor toegepast moet worden. Ook hier geldt echter
dat adequaat behandeld water, waarbij
coagulatie en filtratie essentiële zuiveringsstappen zijn, geen hygiënische problemen
oplevert.
Samenvattend lijkt de conclusie dan ook
gerechtvaardigd dat een juiste combinatie
van bestaande zuiveringsprocessen het aantal pathogène (micro-)organismen zodanig
reduceert, dat het gezuiverde drinkwater
uit microbiologisch oogpunt geen enkel
risico voor de consument oplevert.
Literatuur
1. Craun, G. F. and McCabc, L. J. (1979). Review
of the causes of waterborne —disease outbreaks.
J. Am. Wat. Wks. Ass. 65, 74.
2. Craun, G. F., McCabe, L. J. and Hughes, J. M .
(1976). Waterborne disease outbreaks in the US.
1971 - 1974. J. Am. Wat. Wks. Ass. 68: 420.
3. Craum, G. F. (1979). Waterborne Disease - A
Status Report Emphasizing Outbreaks in Ground
Water Systems. G r o u n d water 17, 83.
4. Kool, H. J. (1978). Treatment processes applied
in public water supply for the removal of microorganisms. In: Biological Indicator of Water
Quality. Eds. A. Jones and L. Evision. J o h n Wiley
and Sons USA, England.
(1977). The removal of virus by a pilot
plant. Wat. Res. 11, 421.
5. Havelaar, A. 11.and Erne, E. H. W. van (1979).
RIV. Health in 43/80 Zoon. Escherichia coli en
Salmonella in de groote Rivieren. 1979.
25. Rivas, M . G. (1967). Influence of water and
sewage treatment processes on Schistosomes. Med.
Bull. Standard Oil Co. 27, 280.
6. McFeters, G. A., Bissonnette, G. K., Joneski,
J. J., Thomson, C. A. and Stuart, D . G (1974).
Comparative survival of indicator bacteria and
enteropathogens in well water. Appl. Microbiol.
27, 823.
26. National Academy of Sciences (1977). Microbiology of drinking water. Chapter 3 In: Drinking
water and health safe drinking water committee
Washington D.C.
7. Clarke, N . A., Berg, C , Kabler, P. W. and
Chang, S. L. (1962). Human enteric viruses in
water, source, survival and removability. Int.
Conf. Water Poll. Res. 3-7 September London
paper no. 18.
8. Clarke, N . A., Stevenson, R. F. and Kabler,
P. W. (1965a). Sunival of Coxsackie virus in
water and sewage. J. Am. Wat. Wks. Ass. 48, 677.
9. Akin, E. A., Benton, W. H. and Hill Jr., W. F.
(1971). Enteric viruses in ground and surface
waters. A review of their occurrence and survival.
In Proceedings: ihirtheenth Water Quality Conference. Virus and water quality occurrence and
control. Department of Civil Engineering, University of Illinois at Urbana Champaign and the
Illinois Environment Protection Agency, 59.
10. Herrmann, J. E., Kostenbader, K. D . Jr. and
Cliver, D. O. (1974). Persistence of enteroviruses
in Lake Water. Appl. Microbiol. 28, 895.
11. O'Brien, R. T. and Newman, J. S. (1977).
Inactivation of Polioviruses and Coxsackie viruses
in surface water Appl. Envir. Microbiol. 48, 677.
12. Metcalf, T. G. and Stills, W. C. (1969).
Survival of enteric viruses in estuary waters and
shell fish. In: Transmission of Viruses by the
Water Route. G. Berg. éd. Interscience Publ.
New York, 439-447.
13. NATO-CCMS-Pilot. Study on Drinking
Water Supply Problems Microbiol
pathogens
transmitted by water. In: Project area III: Microbiology (in press).
14. Leffler, E. and Kott, Y. (1974). Enteric
viruses behaviour in sand dunes. Israel Technol.
12, 298.
15. Nestor, I. and Costin, L. (1971). The removal
of Coxsackie virus from water by sand obtained
from the rapid sandfilters of waterplants. J. Hyg.
Epidem. Microbiol. Immun. 15, 129.
16. Robcck, G. G., Clarke, N . A. and Dostal,
K. A. (1962). Effectiveness of water treatment
processes in virus removal. J. Am. Wat. Wks. Ass.
54, 1275.
17. Hoekstra, A. C. (1978). Rapport
Desinfectie
van Haags drinkwater en zuiverende werking van
de langzame zandfilters (periode
1966-1978).
Duinwatcrleiding van 's-Gravenhage.
18. Burmann, N . P. (1962). Bacteriological
Control
of slow sand filtration. Effl. and Water Treatment
J. 2, 674.
19. Metropollution Water Board Renorts, 1966,
1967, 1968, 1969, 1970 a and b) 1971-1973 a, b
London UK.
20. Poynter, S. F. B. and Slade, J. S. (1977). The
removal of viruses by slow and sand filtration.
Prog. Wat. Techn. 9, 75.
treatment
27. Chang, S. L., Stevenson, R. E., Bryant, A. R.,
Woodward, R. L. and Kabler, P. W. (1958).
Removal of Coxsackie and bacterial viruses in water
by flocculation. Part II Am. J. Publ. Hlth. 48, 159.
28. Berg, G., Dean, R. B. and Dahling, D. R.
(1968). Removal of poliovirus 1 from secondaryeffluents by lime flocculation and rapid sand
filtration. J. Am. Wat. Wks. Ass. 60, 193.
29. Guy. M . D., Mclver, J. D. and Lewis, M . J.
(1977). The removal of virus by a pilot treatment
plant. Water Res. I I , 421.
30. Sproul, O. J. (1980). Critical Review of virus
removal by coagulation processes and pH modifications. E P A report: 600/2-80-004. U S EPA,
National Technical Information Service Springfield
Virginia 22161.
31. Chang, S. L., Stevenson, R. E., Bryant, A. R.,
Woodward, R. L. and Kabler, P. W. (1958).
Removal of Coxsackie and bacterial viruses in
water by flocculation. Part I Am. J. Publ. Hlth.
48, 51.
32. Chang, S. L., Stevenson, R. E., Bryant, A.
R., Woodward, R. L. and Kabler, P. W. (1958).
Removal of Coxsackie and bacterial viruses in
water by flocculation. Part II Am. J. Publ. Hlth.
48, 159.
33. Allan, L. A. and Brooks, E. (1952). Some
factors affecting the bacteriological action of
chlorine. Proc. Soc. Appl. Bact. 15, 155.
34. Manwaring, J. F., Chaudhuri, M . a n d
Engelbrecht, R. S. (1971). Removal of viruses by
coagulation and flocculation. J. A m . Wat. Wks.
Ass. 63, 298.
35. Sproul, O. J. (1972). Virus inactivation by
water treatment. J. A m . Wat. Wks. Ass. 64, 31.
36. Butterfield, C. J., Wattie, E., Megregian, S.
and Chambers, C. W. (1943). Influence of pH
and temperature or the survival of coliforms and
enteric pathogens when exposed to free chlorine.
Public Health Rep. 58, 1837.
37. Morris, J. C. (1967). The future of chlorination. J. Am. Wat. Wks. Ass. 58, 1475.
38. Feng, T. H. (1966). Behaviour of organic
chloramines in disinfection J. Water Poll. Control.
Fed. 38: 614.
39. Carlson, S., Hasselbarth, U. und Sohn, F. W.
(1976). Untersuchungen über
Virusinaktivierung
durch Chlor bei der Wasserdesinfektion.
Z. bl.
Bakt. Hyg. Abt. Orig. B. 162, 320.
40. Cerkinsky, S. and Traktman, N . (1972). The
present status of research on the disinfection of
drinking water in the USSR. Bull. Wld. Hlth.
Org. 46, 277.
21. Slade, J. S. (1978). Enteroviruses in slow sand
filtered water. J. Inst, of Water Engins and
Scientists, 32, 530.
41. Kjellander, J. and Lund, E. (1965). Sensitivity
of E. coli and Poliovirus to different forms of
combined chlorine. J. Am. Wat. Wks. Ass. 57, 893.
42. Clarke, N . A. and Kabler, P. W. (1954). The
inactivation of purified Coxsackie virus in water
by chlorine. Am. J. Hyg. 59, 119.
22. Berg, G., Dean, R. B. and Dahling, D. R.
(1968). Removal of Poliovirus I from secondary
effluents by lime flocculation and rapid sand
filtration. J. Am. Wat. Wks. Ass. 60, 193.
43. Clarke, N . A., Stevenson, R. E. and Kabler,
P. W. (1956). The inactivation of purified type 3
Adenovirus in water by chlorine. Am. J. Hyg. 64,
314.
23. Berg, G. (1971). Removal of bacteria and
viruses. Paper presented to W H O meeting.
Dec. 1971, Geneva.
44. Engelbrecht, R. S., Weber, M. J., Salter,
B. L., Schmidt, C. A. (1980). Comparative
inactivation of viruses by chlorine. Appl. Environm.
Microbiol. 40, 249.
24. Guy, M . D., Mclver, J. D . and Lewis, M . J.
86
45. Van Kranen, H. J., Havelaar, A. H., M a r k ,
H. van der. The significance of indicator bacteria
with regard to chlorine disinfection of wastewater
effluents (abstract). F E M S Symposium: T h e
significance of indicator organisms, September 2,
1981. The Hague, The Netherlands.
Infective Dose Determination for Oral Poliovirus
Type 1. Vaccine in Infants, J. Chemical Microbiol. 13: 388.
Programmeerbare zakrekenmachines
• Slot vanpagina 78
65. Environmental Protect Agency (1978). Progress Report Oct./Dec. p. 106. Cincinnatti O H I O
U.S.A.
46. Juranek, D. (1978). Waterborne
Giardiasis
150-163. In: Waterborne Transmission of Giardiasis. Eds. W. Jakubowski and J. C. Hoff. E P A
600/9-79-001, 1979.
66. Kehr, R. W. and Butterfield, C. T. (1973).
Notes on the relation between coliforms and
enteric pathogens. Public Health Report, p. 589.
Voorbeelden:
Afb. 4 geeft de resultaten weer voor een
willekeurig, maar toch met wat overleg.
gekozen model:
47. Chang, S. L. and Kabler, P. W. (1956).
Detection of cysts of Entamoeba histolytica in
tapwater by the use of membrane filter. A m .
J. Hyg. 64, 170.
48. Jarroll, E. L., Binghamm, A. K. and Meyer.
E. A. (1981). Effect of chlorine on giardia lamblia
cyst viability. Appl. Environm. Microbiol. 41, 483.
49. Shaffer, P . T . B., Metcalf, T. G. and Sproul,
O. J. (1980). Chlorine resistance of poliovirus
isolants recovered from drinking water. Appl.
Environm. Microbiol. 40, 1115.
50. International Ozone Institute (Association)
1976. Ozone News 1: 1.
51. Kessel, J. F., Allison, D . K., Moore, F. J.
and Kaine, M . (1943). Comparison of chlorine
and ozone as virucidal agents of Poliomyelitis
virus. Proc. Soc. Exp. Biol., 53, 71.
52. Fluegge, R. A., Metcalf, T. G and Wallis,
C. (1979). Virus inactivation in wastewater
effluents by chlorine, ozone and ultraviolet lights.
Prog, in Wastewater Disinfection Technology US.
Environment Protect. Agency. Office of Research
and Development E P A 600/9-79-018, p. 223.
53. Diaper, E. W. J. (1972). Practical aspects of
water and wastewater treatment by ozone. In:
Ozone in water and wastewater treatment (Ed.
F. L. Evans). Environm. Protect. Agency Cincinatti N H I O U.S.A.
54. Tracnhart, O. und Kuwcrt, E. (1975). Vergleichende Untersuchungen über die Wirkung von
Chlor und Ozon auf Poliovirus bei der Trinkwasserauf hereitung der Slad Essen. Zg bl.
Bakt. Hyg. I. Abt. Orig. B. 160, 305.
55. Coin, L., H a n n o u n , C. et Gonella, C. (1964).
Inactivation par l'ozone du virus de la poliomyélite present dans les eaux. La Presse Médicale
72, 2153.
56. Cerkinsky, S. and Traktman, M. (1972).
The present statics of research on the disinfection
of drinking water in the USSR. Bull. Wld. Hlth.,
Org. 46, 277.
57. Evison, L. (1972). Inactivation of viruses in
water with ozone. British Water Supply, 9, 14.
58. Häufele, A. und Sprockhoff, H. V. (1973).
Ozon als Desinfektionsmittel
gegen vegetative
Bakterien Bazillensporen, Pilze und Viren in
Wasser. Zbl. Bakt. Hyg. I. Abt. Orig. B. 175.
59. Burleson, G. R., Murray, T. M . and Pollard,
M. (1975). Inactivation viruses and bacteria by
ozone with and without sonication. Appl. Microbiol. 29, 340.
60. Katzenelson, E.. Kletter, B. and Shuval, H. I.
(1974). Inactivation kinetics of viruses and bacteria in water by use of ozone. J. Am. Wat. Wks.
Ass. 66, 725.
61. Katzenelson, E. and Biederman, N. (1976).
Disinfection of viruses in sewage by ozone.
Wat. Res. 10, 629.
62. World Health Organization (1979). Human
viruses in water, wastewater and soil. Technical
Report Series Nr. 639, Geneva, Switzerland.
63. Plotzkin, S. A. and Katz, M. (1967). Minimal
infective dose of attinuated poliovirus for man.
Am. J. Public Health 57: 1837.
64. Minor, T. E., Allen, C. I., Tsiatis, A. A.,
Nelson, D . B. and D'Alessio, D. J. (1981). Human
67. Haring, B. J. A., Kanes, J. J. C , Poel, P.
v. d. en Zoeteman, B. C. J. (1979). Onderzoek
naar de gebruiksgewoonten
bij drinkwaterconsumptie in Nederland. HoO 12: 212.
oK
• •
2D
r»
•
1.
x,
x2
AX
Y,
Y2
AY
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
75.00 m
25.00 m 3 /etm per m'
10.00 m/dag
50.00 (dus pakkethoogte =
0.05 m
0.00
25.00
5.00
0.00
75.00
5.00
25 m)
De resultaten spreken voor zich;in afb. 4a
zijn de berekende potentiaalverlagingen
weergegeven; inafb. 4bloopt if van0,00 tot
0,50 (het betreft immers een halve strip),
door 2 regels toe te voegen aan het
programma kan men ^ ook laten lopenvan 0
tot 0 / 2 . Het bijbehorende stroomlijnenbeeld
isweergegeven in afb. 4c.
Andere twee-dimensionale stromingsproblemen kunnen doorgaans opgelost worden
met behulp van de complexe rekenwijze, en
soms kan, door scheiding van het reële en
imaginaire deel,een oplossing gevonden
worden die bewerkt kan worden door een
zakrekenmachine, zoalsbijvoorbeeld de
stroming naar galerijen. Eveneens kunnen
eenvoudig, door middel van superpositie,
meerdere drains en/of galerijen worden
geïntroduceerd. In allegevallen kan een
homogene anisotropic worden ingevoerd.
In het voorbeeld ishet stroomlijnenpatroon
rechtlijnig bij Y > ca. 2xde pakket-dikte.
Indien L < 2xpakket-dikte kan het
programma niet zonder meer worden
gebruikt; er moet dan met een spiegeldrain
worden gewerkt.
• •
•