desinfektion

Detta är en gammal version av dokumentet!


Om desinfektion

Detta avsnitt är en fördjupning kring desinfektion med fritt klor, UV samt ozon.

CSTR står för Completely Stirred Tank Reactor och används för att beskriva omblandningsförhållandena i en kontakttank. Omblandningsförhållandena beror på utformningen av kontakttanken och placeringen av in- och utlopp. Vid beskrivning av omblandningsförhållanden brukar man relatera det till en ideal strömning i ett rör, s.k. rörströmning. Rörströmning innebär att vattnet inte omblandas, dvs uppehållstiden för alla ”vattenpaket” är lika lång. Ju längre ifrån rörströmning som förhållandena är i kontakktanken desto större blir variationen i uppehållstid mellan olika ”vattenpaket”.

Ju större variationen är i uppehållstid mellan olika ”vattenpaket” desto större blir variationen i förväntad desinfektionseffekt.

En utformning av kontakktanken som ger omblandningsförhållande nära rörströmning motsvaras av ett stort antal CSTR, medan exempelvis en kvadratisk kontakttank med in- och utlopp mitt emot varandra motsvaras av ett lågt antal CSTR. Även antalet kontakttankar i serie påverkar omblandningsförhållandet, fler kontakttankar i serie motsvaras av ett större antal CSTR.

Figur med exempel på utformningar av kontakttankar med bedömning av antal CSTR (ex Thomas bild).

Tabell 1. Antalet CSTR som funktion av blandningsförhållanden och antalet kammare i serie i kontakttanken.

Blandningsförhållanden (pluggflöde i vardera kammaren) Beskrivning av vardera kammaren i kontakttanken 1 kammare 2 kammare 3 kammare
Inget pluggflöde Inga skärmar, upprörd tank, höga in- och ut-hastigheter, lågt längd/bredd-förhållande i tanken (<1) 1 2 3
Dåligt pluggflöde Inga skärmar inuti tanken, enkla in- och utlopp i tanken, längd/bredd-förhållande i tanken >1 2 4 6
Medelbra pluggflöde Skärmade in- och utlopp, vissa skärmar inuti tanken och eventuellt flera inlopp och utlopp, längd/bredd-förhållande i tanken > 4 3 6 9
Ganska bra pluggflöde Skärmat inlopp, serpentin-skärmar inuti tanken för att öka längd/bredd-förhållande till > 6 5 10 15
Mycket bra pluggflöde Skärmat inlopp, serpentin- eller perforerade plåtskärmar inuti tanken. Högt längd/bredd-förhållande (> 10) 7 21
Perfekt pluggflöde Mycket högt längd/bredd-förhållande (> 20). Rörströmning. 10 20 30

För att kvantifiera inaktiveringen av patogener vid tillsättning av fritt klor krävs information avseende koncentrationen av fritt klor samt uppehållstiden i kontakttanken. Först definieras eller beräknas koncentrationen av fritt klor och hur denna klingar av över tiden. Därefter bestäms uppehållstiden i kontakttanken och dess variation, utifrån kontakttankens beskaffenhet. Produkten av klorkoncentration och uppehållstid, det så kallade Ct-värdet, kombineras sedan med litteraturdata som anger relationen mellan Ct-värde och log-reduktion för de olika typerna av patogener. På så vis kan en log-reduktion beräknas för de referenspatogener som finns i QMRA-verktyget, med hänsyn taget till naturlig variation och osäkerhet.

1. Koncentrationen av fritt klor och dess avklingning över tid

Vid dosering av klor sker redan vid tillsättningen en momentan reduktion, därefter en långsam exponentiell nedbrytning. Förhållandena illustreras i Figur 1. En initial förlust innebär att den tillsatta dosen Cdos reduceras till det som utgör initialkoncentrationen av fritt klor, Ci. Härefter sker en exponentiell nedbrytning över tid, styrd av nedbrytningshastigheten k. Initialkoncentrationen av klor kan beräknas som en funktion av tillsättningsdos och initialförbrukning (IF), eller mätas i de fall mätpunkt finns tillgänglig. IF kan med ett empiriskt samband beskrivas som en funktion av doseringskoncentrationen Cdos och halten totalt organiskt kol, TOC. Baserat på detta kan sedan även initialkoncentrationen av fritt klor Ci beräknas (Ødegaard et al. 2009; Ødegaard 2014):

IF = 0,06∙TOC+0,36∙Cdos +0,08∙(Cdos/TOC) − 0,12

Ci = Cdos − IF

Den slutliga koncentrationen av fritt klor kan bestämmas antingen baserat på den ursprungliga nivån av fritt klor (Ci), nedbrytningshastigheten (k) och tiden i kontakttanken, eller fastställas genom lokala mätningar. Det empiriska förhållandet ovan har visats vara giltigt när Cdos är i intervallet 0,25 – 3,0 mg Cl2/l, TOC är i intervallet 0,5 – 6,0 mg/l, IF är ≤ Cdos och beräknat k > 0.005.

2. Beräkning av uppehållstiden i form av en sannolikhetsfördelning Uppehållstiden i en kontakttank för klorering kan variera mycket beroende på kontakttankens geometri och hydrauliska förhållanden. En lång uppehållstid är eftersträvansvärt, då detta innebär en lång kontakttid och därmed en bättre avdödning av patogener. Hydrauliska förhållanden i kontakttanken gör dock att det finns en viss sannolikhet för att kontakttiden kan vara betydligt kortare än vad som idealiskt sett kan förväntas. Detta innebär en möjlighet för att mindre vattenpaket inte genomgår den avdödning av patogener som var avsett, vilket i sin tur innebär en ökad infektionsrisk. I kloreringsmodulen har just risken för en mycket kort uppehållstid tagits hänsyn till, genom att uppehållstiden beräknas med en sannolikhetsfördelning istället för ett punktvärde. Upplägget beskrivs i detalj av Petterson och Stenström (2015).

Den verkliga uppehållstiden i en fullskalig kontakttank ligger någonstans mellan ideala förhållanden för pluggflöde och kontinuerligt omblandad reaktor, så kallad CSTR (continuously stirred tank reactor). Med en modell kan förhållandet med tankar i serier beskrivas, och den teoretiska uppehållstiden E(t) beräknas enligt följande samband:

Där t är tiden i kontaktortanken, n är antalet CSTRs i serie och τ är den genomsnittliga uppehållstiden i varje CSTR. Valet av antalet CSTRs beror på geometrin hos kontaktortanken. Antalet CSTRs kan kalibreras för ett enskilt system med hjälp av spårämnes-studier. Tidigare arbeten tyder på att varje fack i kontakttanken kan modelleras som en CSTR när enkla bafflar används (Do-Quang et al., 2000, Smeets et al., 2006).

I modulen finns två sätt att definiera CSTR, antingen genom att ange vad som är känt avseende blandningsförhållanden och antalet kammare i serie (CSTR väljs enligt Tabell 1), eller manuellt. Baserat på vilket värde som väljs för CSTR beräknas sedan uppehållstiden i form av en sannolikhetsfördelning.

Referenser:

Petterson, S. R. & Stenström, T. A. (2015) Quantification of pathogen inactivation efficacy by free chlorine disinfection of drinking water for QMRA. Journal of water and health, vol. 13: 3, ss. 625-644.

 Ødegaard, H., Østerhus, S. W. & Melin, E. (2009) Optimal desinfeksjonspraksis fase 2. Rapport 169. Hamar, Norge. Norsk Vann: 121.

 Ødegaard, H. (2014) GDP - a guideline for hygienic barrier analysis. The 9th Nordic Drinking Water Conference. Helsinki.

I modulen för desinfektion med UV-ljus är det UV-dosen som användaren ska ange.

För de flesta UV-aggregat finns det angivet vilken UV-dos de är dimensionerade för. Den dimensionerande UV-dosen anges också ofta gälla vid vissa flöden genom aggregatet och en viss vattenkvalitet mätt som s.k. UV-transmittans eller UV-absorbans.

När UV-dosen anges är det viktigt att säkerställa att denna är korrekt, och inte enbart gå på vilken dos som anges för UV-aggregatet. Angiven UV-dos kan även vara behäftad en ganska stor osäkerhet i de fall dosen inte bestämts biodosimetrisk.

UV-dos

Med begreppet UV-dos avses hur mycket UV-ljus en viss punkt i vattnet utsätts för när vattnet passerat genom ett UV-aggregat. Därmed är UV-dos den avgörande parametern för hur effektiv desinfektionen är. Begreppet UV-dos kan i viss mån jämföras med klordos vid klordesinfektion. Man bör dock tänka på att UV-dos inkluderar tiden medan man vid klordesinfektion, förutom klorkoncentration, även måste ta hänsyn till tiden som kloren verkar. UV-dos är således snarare jämförbart med det så kallade Ct-värdet vid klordesinfektion.

I princip är UV-dosen som en mikroorganism utsätts för lika med intensiteten av UV-ljuset multiplicerat med tiden den utsätts för detta.

UV-dos anges i Europa vanligen i J/m2 men även den mer amerikanska enheten mJ/cm2 förekommer. 1 mJ/cm2 motsvarar 10 J/m2 d.v.s. 400 J/m2 = 40 mJ/cm2. I vetenskapliga sammanhang används ibland ordet ”fluence” i stället för dos.

Det kan förefalla som att det är relativt enkelt att räkna ut vilken UV-dos som erhålles i ett UV-aggregat. Dosen är intensiteten multiplicerat med uppehållstiden. I verkligheten är det dock mycket svårt (för att inte säga omöjligt) att teoretiskt beräkna vilken dos ett UV-aggregat ger eftersom intensiteten är olika på olika ställen i aggregatet och vattenströmningen genom ett aggregat aldrig är perfekt likformigt över hela volymen.

För aggregat som är certifierade xxxxxxxxxx är dosen bestämd biodosimetriskt. Detta betyder att xxxxxxxxx.

UV-transmittans och UV-absorbans

En annan mycket viktig parameter vid UV-desinfektion är vattnets ”genomskinlighet” för UV-ljus. Det anges endera som UV-transmittans (ofta även benämnd UV-transmission) eller UV-absorbans (även UV-absorption). UV-absorbans kan jämföras med färgtal som är ett motsvarande mått fast för ljus i det synliga området. Liksom färgtalet påverkas UV-absorbansen främst av mängden organiska ämnen, i första hand humus, i vattnet.

Källa: Råd och riktlinjer för UV-ljus vid vattenverk, SVU-publikation December 2009

Inaktivering som erhålls vid ozonering bestäms med hjälp av följande steg:

Kvantifiering av uppehållstidsfördelningen i kontakttanken för ozonering. Den verkliga uppehållstiden i en fullskalig kontakttank ligger någonstans mellan ideala förhållanden för pluggflöde och kontinuerligt omblandad reaktor, så kallad CSTR (continuously stirred tank reactor). Tankar-i-serien-modellen tillämpas här som en pragmatisk metod som kan användas för att efterlikna hur fullskaliga kontakttankar uppför sig. Med den modellen kan förhållandet med tankar i serier beskrivas, och den teoretiska uppehållstiden E(t) beräknas enligt följande samband:

Där t är tiden i kontaktortanken, n är antalet CSTRs i serie och τ är den genomsnittliga uppehållstiden i varje CSTR. Valet av antalet CSTRs beror på geometrin hos kontaktortanken. Antalet CSTRs kan kalibreras för ett enskilt system med hjälp av spårämnes-studier. Tidigare arbeten tyder på att varje fack i kontakttanken kan modelleras som en CSTR när enkla bafflar används (Do-Quang et al., 2000, Smeets et al., 2006).

I modulen finns två sätt att definiera CSTR, antingen genom att ange vad som är känt avseende blandningsförhållanden och antalet kammare i serie (CSTR väljs enligt Tabell 1), eller manuellt. Baserat på vilket värde som väljs för CSTR beräknas sedan uppehållstiden i form av en sannolikhetsfördelning.

Tabell 1. Antalet CSTR som funktion av blandningsförhållanden.

Blandningsförhållanden Antal CSTR
Total omblandning 1
Medelpluggflöde 2
Mycket bra pluggflöde 3

2. Karakterisering av desinfektionsmedlets koncentration. Koncentrationen av desinfektionsmedlet kommer att minska över kontakttanken. Det finns tre alternativ i modellen för att kvantifiera koncentrationen:

a) Ange den initiala koncentrationen och nedbrytningshastigheten av desinfektionsmedlet: modellen kommer sedan beräkna förändringen i desinfektionsmedlets koncentration över kontakttanken baserat på första ordningens nedbrytnings-kinetik;

b) Mata in den initiala och slutliga koncentrationen: modellen kommer sedan approximera koncentrationen mellan dessa två punkter;

c) Ange endast den slutliga koncentrationen: modellen kommer att använda detta slutliga värde för desinfektionskoncentrationen [desinfektionsmedlets koncentration i hela kontakttanken, Den resulterande log-reduktionen blir då ett mycket mycket konservativt mått på desinfektionens effektivitet.

1 och 2 kombineras sedan för att ge en fördelningsfunktion av koncentration x tid (Ct-värde) över kontaktortanken.

3. Litteraturvärden på patogeners känslighet för desinfektionsmedlet ozon (nödvändigt Ct-värde för 1-5 logs reduktion) används för att förutsäga fördelningen av log-reduktionen för den beräknade Ct-fördelningen.   Fördelningen av log-reduktionen från steg 3 medelvärdesbildas därefter över hela vattenflödet, med antagandet att en fullständig blandning sker efter kontakttanken, för att därigenom beräkna den slutliga log-reduktionen till följd av ozoneringssteget.

Referenser:

Do-Quang, Z., Roustan, M. and Duguet, J.-P. (2000) Mathematical Modeling of Theoretical Cryptosporidium Inactivation in Full-Scale Ozonation Reactors. Ozone: Science & Engineering 22(1), 99.

Smeets, P.W.M.H., van der Helm, A.W.C., Dullemont, Y.J., Rietveld, L.C., van Dijk, J.C. and Medema, G.J. (2006) Inactivation of Escherichia coli by ozone under bench-scale plug flow and full-scale hydraulic conditions. Water Research 40(17), 3239-3248.

En omfattande litteraturgenomgång genomfördes inom ett EU-projekt (HiWATE) för att bestämma relationen mellan Ct-värde och log-reduktion för olika patogener vid tillsättning av fritt klor. Resultaten från denna litteraturgenomgång finns vetenskapligt publicerade (Petterson & Stenström 2015) och överlevnadsfunktioner för de olika referenspatogenerna finns inlagda i kloreringsmodulen. Ett specialfall är Giardia, där det har visats att Ct-värdet som behövs för en 4 log-enheters reduktion av Giardia lamblia kan beräknas empiriskt som en funktion av klorkoncentration, pH och temperatur.

De framtagna sambanden är hämtade från försök som i de flesta fall genomförts under ideala omständigheter och i pilotskala. När dessa ska överföras till den typ av fullskaleanläggning som finns på dricksvattenverk, uppstår frågan om vad som händer under icke-ideala förhållanden. Ett skydd av patogener mot fritt klor kan förväntas uppträda vid närvaro av organiskt material och leda till en minskad effekt av desinfektionen. Enbart en studie är känd där avdödning jämförts mellan fria och cell-bundna organismer vid tillsats av olika former av klor (Berman & Hoff 1984), och den indikerar omkring en gångers skillnad i nödvändigt Ct-värde för cell-bundna organismer. Baserat på resultat för Hepatit A-virus föreslår USEPA (2003) att Ct-värdet multipliceras med en säkerhetsfaktor på 3, för att avgöra nödvändigt Ct-värde för att nå en viss log-reduktion. I artikeln av Petterson och Stenström (2015) nämns att säkerhetsfaktorn kan vara så hög som 10 och baserat på detta finns i kloreringsmodulen möjligheten att välja en säkerhetsfaktor som ett heltal mellan 1 och 10.

I modulen för desinfektion med fritt klor finns två alternativ att beräkna log-reduktionen i det fall Ct-värdet är högre än vad som är definierat av överlevnadsfunktionen. Det ena alternativet är att inte tillåta extrapolering utanför mätbart intervall, det andra att tillåta extrapolering utanför mätbart intervall. Användaren får i kloreringsmodulen själv välja om extrapolering ska tillåtas utanför mätbart intervall eller inte. Innebörd, fördelar och nackdelar med de båda alternativen redovisas i Tabell 1.

Tabell 1. Alternativ för att i kloreringsmodulen beräkna log-reduktion av referenspatogener utanför mätbart intervall.

Tillåt projektioner bortom mätbart intervall?
Nej Ja
Innebörd: I pilotförsök har reduktionen av kloreringen uppmätts inom ett intervall på högst 5 log, d.v.s. skillnaden mellan den maximala tillsatta koncentrationen och detektionsgränsen. Eftersom effekten av ökad CT utanför 5 log-enheter således inte är mätbar av praktiska skäl, antas att reduktionen inte kan vara större än så. Om ett högre CT-värde än vad som krävs för 5 logs reduktion har beräknats, beräknas log-reduktionen utifrån en extrapolerad kurva baserad på faktiska CT-värden. Lutningen på denna kurva bestäms av CT-värdena som motsvarar 4 och 5 logs reduktion.
Fördelar: Modellen kan inte ge log-reduktionsvärden som uppfattas som orealistiskt höga. Extrapolering utanför det uppmätta intervallet, där förhållandet CT och log-reduktionen är okänd, undviks på så vis. Modellen tar hänsyn till att kloreringen kan ge större reduktion än 5 log-enheter. Modellen kan därmed visa på förbättringar som görs i kloreringssteget och hur detta ökar log-reduktionen när denna överstiger 5 log-enheter.
Nackdelar: Förbättringsåtgärder i kloreringssteget, såsom blandningsförhållanden som ökar antalet CSTR, ger oförändrad reduktion med denna typ av ”tak” i beräkningarna. Antagandet att reduktionen inte kan vara större än 5 log-enheter saknar vetenskapligt stöd. Metoden bygger på en extrapolering som inte är kontrollerbar och därför kan vara felaktig. Log-reduktionsvärdena kan tyckas mycket höga (> 10 log) jämfört med andra beredningssteg, särskilt när man betraktar de högre percentilerna.

Referenser:

Berman, D. & Hoff, J. C. (1984) Inactivation of simian rotavirus SA11 by chlorine, chlorine dioxide, and monochloramine. Applied and Environmental Microbiology, vol. 48: 2, ss. 317-323.

Petterson, S. R. & Stenström, T. A. (2015) Quantification of pathogen inactivation efficacy by free chlorine disinfection of drinking water for QMRA. Journal of water and health, vol. 13: 3, ss. 625-644.

USEPA (2003) LT1ESWTR Disinfection Profiling and Benchmarking. Technical Guidance Manual. Cincinnati, OH. Office of Water, U. S. Environmental Protection Agency: 198.

Log-reduktionen för desinfektion med UV baseras på genomgången av Hijnen et al. (2006) och särskilt tabell 6 i den publikationen.

Den ekvation som använts är följande:

Log-reduktion = -b-k x UV-dos

Konstanterna b och k samt högsta tillåtna log-reduktion för respektive referenspatogen anges i tabell 1. En säkerhetsfaktor på 3 används av Hijnen et al. (2006) baserat på litteraturdata, för att ta hänsyn till att patogener som förekommer naturligt i miljön kan vara mer tåliga än de laboratoriestammar som hänvisas till i litteraturdata. För att undvika extrapolering utanför experimentellt fastställda log-reduktioner har en maximal log-reduktion angivits.

Tabell 1. Värden på konstanterna b och k, säkerhetsfaktor samt högsta tillåtna log-reduktion för varje referenspatogen.

Referenspatogen b k Säkerhetsfaktor Maximal log-reduktion
Campylobacter 0 0,293 3 5,3
Salmonella 0 0,172 3 5,6
E. coli O157: H7 0 0,214 3 5,5
Rotavirus 0 0,102 - 4,1
Norovirus 0 0,106 - 55
Adenovirus 0 0,024 - 6,4
Cryptosporidium 1,087 0,225 - 3,0
Giardia 1,303 0,122 - 2,4

Referens:

Hijnen, W. A., Beerendonk, E. F. and Mederna, G. J. (2006). ”'Inactivation Credit Of UV radiation for viruses, bacteria and protozoan (oo)cvsts in water; a review.” Water Research

Endast en begränsad översyn har gjorts av patogeners känslighet för ozon när ozon inkluderades i modellen. De ingående antagandena bygger på den översyn som gjorts av Smeets et al. (2006) och presenteras i Tabell 1.

Tabell 1. Inaktiveringshastigheten för modellerade organismer. Från Tabell 5 i Smeets et al. (2006).

Organism Ke 10°C (l/mg/min) Referens
E. coli 499 (Smith och Zhou, 1994)
Cryptosporidium 0,24 (USEPA, 2003)
Giardia 4,9 (AWWA, 1991)
virus 10 virus

Inaktiveringshastigheten enligt tabellen konverterades direkt till känslighetsfördelningar för modellen (Tabell 2).

Tabell 2. Nödvändigt Ct-värde för att uppnå olika log-reduktion av modellorganismer.

Organism  1 log 2 log 3 log 4 log
E. coli 0,005 0,009 0,014 0,018
Cryptosporidium 9,6 19,2 28,8 38,3
Giardia 0,47 0,94 1,4 1,9
virus 0,23 0,46 0,69 0,92

Referenser:

AWWA 1991. Guidance manual for compliance with the filtration and disinfection requirements for public water systems using surface water sources. Denver: American Water Works Association.

Smeets, P. W. M. H., van der Helm, A. W. C., Dullemont, Y. J., Rietveld, L. C., van Dijk, J. C. & Medema, G. J. 2006. Inactivation of Escherichia coli by ozone under bench-scale plug flow and full-scale hydraulic conditions. Water Research, 40, 3239-3248.

Smith, D. W. & Zhou, H. 1994. Kinetics of Ozone Disinfection in Completely Mixed System. Journal of Environmental Engineering, 120, 841-858.

USEPA 2003. LT2ESWTR Long Term Second Enhancement Surface Water Treatment Rule and Draft Toolbox Guidance Manual. Washington DC: U. S. Environmental Protection Agency.

  • desinfektion.1602598881.txt.gz
  • Senast uppdaterad: 2020/10/13 16:21
  • av johan