| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Alternativer til klor som desinfektionsmiddel i offentlige svømmebade

3 Kemisk og mikrobiologisk vandkvalitet

• 3.1 Kemiske parametre
  • 3.1.1 Vandkvalitet i svømmebade
  • 3.1.2 Kilder til dannelse af desinfektionsbiprodukter (DBP)
  • 3.1.3 Processer i svømmebade med betydning for DBP-dannelse
  • 3.1.4 Kontrolparametre
  • 3.1.5 Konklusion
• 3.2 Mikrobiologiske parametre
  • 3.2.1 Princip i nuværende monitering
  • 3.2.2 Udbrud
  • 3.2.3 Organismerne - deres forekomst og biologi
  • 3.2.4 Nye trusler
  • 3.2.5 Patogenisitet - infektiøs dosis
  • 3.2.6 Følsomhed for klor og desinfektionsbiprodukter
  • 3.2.7 Forslag til måleparametre fx i testperiode
  • 3.2.8 Udvikling af nye metoder
  • 3.2.9 Konklusion

3.1 Kemiske parametre

Formålet med dette afsnit er at give en kort oversigt over vandkvaliteten i svømmebade med hensyn til de kemiske parametre samt en status for den eksisterende viden om de bassinprocesser i klordesinficerede svømmebade, der har størst betydning for dannelsen af uønskede desinfektionsbiprodukter (DBP). På baggrund heraf vil de kontrolparametre, der mest operationelt kan bruges til overvågning og styring af processerne og dermed vandkvaliteten, identificeres. Overvågning og styring af processerne er især vigtig, når man både ønsker at sikre de badendes sundhed gennem en passende koncentration af frit klor, men samtidig ønsker et minimum af uønskede desinfektionsbiprodukter.

3.1.1 Vandkvalitet i svømmebade

Vandkvaliteten i svømmebade afhænger bl.a. af arten af svømmebad, tiden på dagen (bademønstret) og det enkelte svømmebads indretning og driftsmåde. Der er i den eksisterende vejledning for svømmebade (Miljøstyrelsen, 2005) opstillet krav til vandkvaliteten i form af kvalitetskrav for indholdet af en række kemiske parametre relateret til både desinfektionsevnen af klor og indholdet af desinfektionsbiprodukter herunder specielt indholdet af bundet klor (kloraminer) og trihalomethaner (THM).

Kontrollen med vandkvaliteten i danske svømmebade er baseret på egenkontrol, og data for vandkvaliteten foreligger således i lokale driftsjournaler. Tilsynsmyndighederne udfører ikke en systematisk opsamling af vandkvalitets- og driftsdata på de offentlige danske svømmebade, hvorfor det er vanskeligt at etablere et samlet overblik over vandkvaliteten. I tabel 3.1.1 er der på baggrund af relativt få referencer gengivet variationsområdet for en række typiske kemiske måleparametre i svømmebade.

Tabel 3.1.1 Oversigt over vandkvaliteten i svømmebade.

Referencer: Miljøstyrelsen (2006b), Teknologisk Institut (2003), Herning Svømmehal (2002), WHO (August 2000), Dahi & Lyngkilde (1987). Data for HAA er fra Stottmeister & Naglitsch (1996).

En del af stofferne – især THM – i vandet er flygtige og vil derfor også findes i halluften, jf. tabel 3.1.2. For THM betyder det, at eksponeringen af THM i danske bade er 160 gange større via halluften end via bassinvandet (Dahi & Lyngkilde, 1987). Koncentrationen i halluften bestemmes af koncentrationen af THM i bassinvandet, de badendes aktivitet (masseovergang mellem vand og luft) og af ventilationen i hallen.

Som det fremgår af tabel 3.1.1, er koncentrationen af THM i udendørsbassiner typisk højere end i indendørsbassiner. Denne observation er ligeledes rapporteret af Eichelsdörfer, 1996.

Tabel 3.1.2 Koncentration af THM’er i halluften, (Dahi & Lyngkilde, 1987).

3.1.2 Kilder til dannelse af desinfektionsbiprodukter (DBP)

Den væsentligste årsag til, at der i svømmehaller dannes desinfektionsbiprodukter, er, at der fra de badende overføres forureningskomponenter til bassinvandet. En ny svømmehal fyldt med friskt vand er grundlæggende set et næringsfattigt miljø med et lavt potentiale for vækst af bakterier. Når svømmehallen tages i brug, vil der fra de badende tilføres både mikroorganismer og næringsstoffer fra sved, urin, sæbestoffer, hårprodukter, mv., som ved reaktion med klor vil kunne forårsage dannelse af potentielt sundhedsskadelige desinfektionsbiprodukter (DBP).

Både typen og mængden af stof, som udskilles fra de badende, har stor betydning for typen og mængden af DBP, der dannes. Det er imidlertid overordentligt vanskeligt at opgøre den reelle belastning fra de badende, da den afhænger af mange faktorer som eksempelvis, hvor grundigt de badende vasker sig og udskyller restsæbe inden brug af svømmebadet samt graden af urinering og tilførsel af spyt og sved ved ophold i bassinet. Derudover er badebelastningen i et svømmebad ofte meget varierende over dagen, hvilket kan betyde pludselige ændringer i vandkvaliteten, som også vil påvirke DBP-dannelsen.

I litteraturen er der flere steder angivet skønnede værdier for udskilningen af stoffer fra badende. Teknologisk Institut skønner, at der pr. person udskilles følgende mængder:

• Kvælstof, reduceret, 0,6 g
• Organisk stof, opløst, 5 g
• Partikler (især organisk stof), 1,5 g
• Mikroorganismer, 10⁷-10⁸

Judd & Black (2000) skønner, at der pr. badende udskilles 200 ml sved og 50 ml urin. Judd & Black (2000) har desuden i forbindelse med forskning i DBP-dannelse i svømmehaller fremstillet en opløsning af stoffer (Body Fluid Analogue), der skal efterligne belastningen fra badende. Denne opløsning er sammensat af de primære stoffer, som er til stede i sved og urin (tabel 3.1.3).

Tabel 3.1.3 Stoffer i sved og urin, der kan danne DBP, (Judd & Black, 2000).

Hovedparten af kvælstof i sved og urin er således indeholdt i urinstof, der i bassinet hydrolyserer til ammonium. Udskillelsen af organisk stof er mere kompleks, da der både vil udskilles organiske partikler og opløst organisk stof.

I sved og urin udskilles der primært opløste organiske stoffer i form af creatinine, histidin, hippursyre, urinsyre og citronsyre. Heraf indeholder både creatinine, histidin, hippursyre og urinsyre også organisk bundet kvælstof der vil kunne give anledning til dannelse af bundet klor (kloraminer).

Af andre specifikke organiske stoffer, der afgives fra badende, er diverse kosmetikprodukter, eksempelvis solcremer. Der vil endvidere forekomme specifikke organiske stoffer fra resterne af sæbe og hårplejeprodukter. Fra medicinerede personer vil der kunne blive afgivet specifikke pharmaceutica. Endvidere vil brug af konstruktionsmaterialer fremstillet af plast give anledning til afgivelse af diverse additiver, fx blødgøringsmidler fra plastfolier.

Viden om afgivelsen af organiske partikler og deres betydning for vandkvaliteten i svømmebade er ikke belyst i litteraturen.

3.1.3 Processer i svømmebade med betydning for DBP-dannelse

De DBP’er, der i forbindelse med vandkvaliteten i svømmebad har været størst fokus på, og som der generelt eksisterer den største viden om, er det bundne klor (kloraminerne) og trihalomethanerne (THM) herunder specielt kloroform. I de senere år er der imidlertid blevet en øget opmærksomhed omkring andre DBP’er ved klordesinfektion som eksempelvis kloreddikesyre, men viden omkring dannelsen af disse er stadig relativt begrænset. Dannelsen af desinfektionsbiprodukter i en svømmehal er afhængig af sammenspillet mellem tilførslen af forureningskomponenter fra de badende, tilførslen af klor og de processer, som klor indgår i – i bassinet – samt effektiviteten af vandbehandlingen i det recirkulerede kredsløb.

3.1.3.1 Klors kemi i vandig opløsning – effekten af pH og salt

Klorforbruget har i sig selv indflydelse på mængden af DBP, der dannes. Klorforbruget er primært afhængigt af koncentrationen af forureningskomponenter, der skal nedbrydes, og bliver dermed også afhængig af effektiviteten af vandbehandlingen.

Imidlertid er der også en række driftsvariable med betydning for klors kemi i vandig opløsning, som har betydning for DBP-dannelsen. I den gældende lovgivning er der stillet krav til et minimum indhold af frit klor – defineret som summen af koncentrationerne af HOCl og Ocl^- – på 1 mg/l for at sikre en tilstrækkelig hygiejne. Denne minimumskoncentration er defineret for et vejledende pH-interval på 7,2-7,6 for at sikre en tilstrækkelig koncentration af den aktive desinfektant HOCl. Dette pH-interval er valgt ud fra kendskabet til pH-afhængigheden af klors ligevægte i rent vand.

Når klorgas (Cl₂) opløses i rent vand, sker der en disproportionering, hvorved halvdelen af kloret oxideres til hypoklorsyre (HOCl), og den anden halvdel reduceres til klorid (Cl^-):

Cl₂ + H₂O -> HOCl + H⁺ + Cl^- (pK = 3,4)

Ved pH-værdier større end 5 indstiller der sig momentant en ligevægt mellem hypoklorsyren og hypokloritionen, hvilket betyder, at der i praksis er uhyre lidt klorgas til stede:

HOCl -> OCl^- + H⁺ (pK_a = 7,4 (25°C)).

Fordelingen mellem den aktive desinfektant HOCl og den langt mindre effektive OCl^- afhænger dermed i væsentlig grad af pH (og i mindre grad af temperaturen). Fordelingen af de forskellige klortyper fremgår af fordelingsdiagrammet i figur 3.1.1, der viser den relative andel af henholdsvis Cl₂, HOCl og Ocl^- ved forskellige pH-værdier i rent vand.

Figur 3.1.1 Fordelingsdiagram for klorkomponenter som funktion af pH i rent vand.

I rent vand er der ved de vejledende grænseværdier for pH i svømmebadsvand således omtrent lige store koncentrationer af HOCl og OCl^-, så der ved den fastsatte minimumskoncentration af frit klor opnås en koncentration af den aktive desinfektant HOCl på ca. 0,5 mg/l. Ved at sænke pH kan opnås en tilsvarende desinfektionseffekt (HOCl- koncentration) ved lavere indhold af frit klor.

Undertiden tilsættes der af forskellige årsager salt til bassinvandet. Dette får imidlertid en negativ indvirkning på fordelingen af klorkomponenterne ved de forskellige pH-værdier, idet andelen, der findes som den mest aktive komponent til desinfektion (HOCl), falder i det relevante pH-område. Med andre ord skal koncentrationen af frit klor være større for at opnå den samme koncentration af den aktive desinfektant HOCl, når pH og saltindholdet er højt. Denne effekt vil være vil være mest udtalt i terapibassiner, hvor der tilsættes op mod 30% salt som led i behandling af visse hudlidelser.

Dette betyder, at der i sådanne bassiner med behov for højt indhold af frit klor fås en uheldig indflydelse på dannelsen af THM, idet flere undersøgelser har vist, at THM-dannelsen øges ved et stigende indhold af frit klor og et stigende indhold af OCl^-, hvilket netop er tilfældet ved relativt høje pH-værdier og høje saltkoncentrationer (Judd & Black, 2000; Judd & Bullock, 2003; Thacker & Nitnaware, 2003; Xie, 2004; WHO, December 2004b).

Med udgangspunkt i klors kemi i vandige systemer kan det således påvises, at der kan opretholdes en uændret desinfektionseffektivitet med lavere indhold af frit klor ved at sænke pH i forhold til det i dag benyttede pH-interval i danske svømmebade. En sådan fremgangsmåde praktiseres i en række europæiske lande uden problemer med den mikrobiologiske vandkvalitet. Det virker derfor oplagt at indføre tilsvarende praksis i Danmark. En forventelig følgeeffekt vil være en reduktion i indholdet af desinfektionsbiprodukter og dermed en reduktion i de komfortmæssige og sundhedsmæssige gener, som anvendelsen af klor genererer.

3.1.3.2 Processer og betydende faktorer for dannelse af trihalometaner (THM)

Ud over at dannelsen af THM er afhængig af pH og saltindhold via disse parametres indflydelse på klors kemi, er THM-dannelsen også afhængig af en lang række andre parametre.

THM er en fælles betegnelse for stofferne triklormetan (kloroform, CHCl₃), bromdiklormetan (CHCl₂Br), dibromoklormetan (CHClBr₂) og bromoform (CHBr₃). I svømmebade, hvor der desinficeres med klor, vil kloroform udgøre langt den største del af THM-indholdet, mens indholdet af de øvrige THM’er vil afhænge af vandets indhold af bromid (Br^-). Judd & Black (2000) skønner, at omkring 90% af det totale THM-indhold i svømmebadsvand udgøres af kloroform.

THM dannes ud fra klors reaktion med organiske stoffer, der enten er udskilt af de badende, eller som er til stede i det vand, der forsyner bassinet. Dannelsen og den resulterende koncentration af THM i bassinvandet er afhængig af en række faktorer.

Det er således fundet, at koncentrationen af THM øges ved en øget belastning med organisk stof svarende til en øget belastning med badende, og ved en kontinuert belastning af bassinet stiger den opnåede ligevægtskoncentration af såvel organisk stof (TOC) som THM lineært med den aktuelle badebelastning (Judd & Bullock, 2003; Thacker & Nitnaware, 2003; Chu & Nieuwenhuijsen, 2002; Kim et al., 2002).

I svømmebade er badebelastningsmønsteret dog ikke kontinuert, men har mere karakter af en periodisk punktdosering flere gange i løbet af dagen. Dette belastningsmønster medvirker i sig selv til en forhøjet koncentration af THM, idet der ikke opnås en ligevægtssituation, men nærmere en kontinuert stigning i THM-koncentrationen over dagen (Judd & Black, 2000; Judd & Bullock, 2003). Judd & Black (2000) vurderede, at den kontinuert stigende THM-koncentration ved dette belastningsmønster var en konsekvens af styringen af klordoseringen. Ved den pludselige reduktion i indholdet af frit klor – forårsaget af den pludselige organiske belastning – reagerer klordoseringen ved at tilføre høje koncentrationer af frit klor til bassinet, som øger den hastighed, hvormed THM dannes.

Ud over at være afhængig af den totale organiske belastning og belastningsmønsteret er THM-dannelsen i høj grad også afhængig af typen af organisk stof, idet forskellige funktionelle grupper har et højere THM-dannelsespotentiale. Humusstoffer, som repræsenterer det snavs, der kan tilføres bassinet ved en for dårlig afvaskning inden brug, er således fundet at have et otte gange så højt THM-dannelsespotentiale som de organiske stoffer, der udskilles via sved og urin (Judd & Bullock, 2003).

Humusstoffer er på grund af deres meget komplekse sammensætning af aromatiske ringe med mange funktionelle grupper dels kendt for at være særdeles reaktive sammen med desinfektanter og dels for at give anledning til en høj THM-dannelseshastighed (WHO, November 2004a). Indholdet af humusstoffer og THM-dannelsespotentialet for det organiske stof i en given vandtype karakteriseres ofte ved måling af aromatisiteten defineret som absorbansen af ultraviolet lys ved 254 nm (Wells et al., 2003), og denne måling vil således kunne anvendes til at vurdere indholdet af THM-dannelsespotentialet i bassinvand.

Imidlertid er indholdet af humusstoffer lavt i svømmebade, hvorfor de udskilte stoffer fra de badende må være den største kilde til dannelse af THM (Thacker & Nitnaware, 2003).

THM udgør generelt kun en mindre del af det totale indhold af klorerede organiske stoffer ved desinfektion med klor, hvorfor det kan diskuteres, om THM giver tilstrækkelig information om vandkvaliteten med hensyn til organisk DBP i svømmebade. En relevant parameter som supplement til THM kunne være AOX, der udtrykker summen af adsorberbare klorerede organiske forbindelser, og i praksis i svømmebadssammenhæng svarer det omtrent til TOX, der udtrykker den totale koncentration af klorerede organiske forbindelser (Miljøstyrelsen, 2001).

3.1.3.3 Processer og betydende faktorer for dannelse af bundet klor (kloraminer)

Dannelsen af bundet klor (kloraminer: mono-, di- og trikloramin) i svømmebade sker hovedsageligt ud fra klors reaktion med ammonium og urea, som er de kvælstofforbindelser, der er i højest koncentration i sved og urin.

Dannelsen af kloraminer i svømmebade har traditionelt været opfattet som forårsaget af klors reaktion med ammonium under dannelse af mono-, di-, og trikloraminer via følgende overordnede reaktioner:

NH₄⁺ + HOCl -> NH₂Cl + H₂O + H⁺

NH₂Cl + HOCl -> NHCl₂ + H₂O

NHCl₂ + HOCl -> NCl₃ + H₂O

Fordelingen mellem mono-, di- og trikloramin er afhængig af de indbyrdes dannelseshastigheder, der primært styres af pH, temperatur og molforholdet mellem klor og kvælstof.

Nyere forskning viser imidlertid, at reaktionerne mellem klor og ammonium ikke alene kan forklare dannelsen af det bundne klor og i særdeleshed de aktuelle koncentrationer af trikloramin, der måles i halluften. Stottmeister (2005) har således vist, at hydrolysen af urea til ammonium i vand sker særdeles langsomt ved stuetemperatur, og at dannelsen af bundet klor i svømmebade også sker ud fra klors direkte reaktion med urea. Dette medfører således dannelsen af en række klor-ureaprodukter, der ligeledes måles som bundet klor med DPD-metoden.

I svømmebade er der imidlertid et stort overskud af aktiv klor, hvorfor der vil ske en yderligere nedbrydning eller omdannelse af de dannede kloraminer. En del af mono- og dikloramin vil blive omdannet til trikloramin, mens resten vil blive oxideret til nitrat (NO₃^-) eller gasserne NO, N₂O og N₂, der fjernes til luftfasen, mens klor vil blive reduceret til klorid. De reaktioner, der menes at spille en rolle i den videre omdannelse af kloraminerne, er beskrevet i White (1999).

Bundet klor vil også kunne dannes, når klor reagerer med organiske kvælstofforbindelser som eksempelvis creatinine (Tachikawa et al., 2005). Det bundne klor, som dannes ved reaktion med organiske kvælstofforbindelser, vil imidlertid typisk bestå af organiske kloraminer, der måles som mono- og dikloramin i den generelt anvendte DPD-metode, men indholdet af organiske kloraminer vil dog udgøre en forsvindende del af den totale bundne klor (Tachikawa et al., 2005).

Forhøjede koncentrationer af trikloramin har vist sig at have negativ indflydelse på de rustfri stålmaterialer, der anvendes i forskelligt hjælpeudstyr ved bassinerne, idet korrosion på disse er fundet at være relateret til indholdet af trikloramin i halluften (Andersen, 2005). Trikloramin er ligeledes den væsentligste årsag til de komfort- og sundhedsmæssige gener i svømmebade idet den er mellem 300 og 1.000 gange mere flygtig end de øvrige kloraminer (Stottmeister, 2005).

3.1.3.4 Dannelse af andre desinfektionsbiprodukter

Klors kraftige reaktivitet over for mange stoffer, som findes i bassinvandet

resulterer – ud over dannelsen af bundet klor og THM – også i dannelsen af et stort spektrum af andre DBP (Xie, 2004; Richardson et al., 2002; WHO, August 2000; Dahi & Lyngkilde, 1987). Antallet af påviste DPB stiger år for år i takt med, at de kemiske analyseteknikker udvikles. Antallet af påviste DBP løber formentlig op i hundreder. De mest betydende DBP’er – ud over bundet klor og THM – er (Xie, 2004; WHO, November 2004a):

• Klorerede/Halogenerede eddikesyreforbindelser (HAA)
• Haloacetonitriler
• Halopropanoner
• Klorphenoler
• Halonitromethaner
• Cyanogenklorid
• Trihaloacetaldehy
• MX, 3-chloro-4-(dichloromethyl)-5-hydroxy-2(5H)-furnone
• E-MX, 2-chloro-3-(dichloromethyl)-4-oxobutenoic acid

Den eksisterende viden om dannelsen af disse DBP’er er begrænset.

3.1.3.5 Oversigt over betydende variable for DBP-dannelse

I tabel 3.1.4 er givet en oversigt over de vigtigste variable, som styrer hastigheden af de processer, der fører til dannelse af kloraminer, THM og HAA.

Tabel 3.1.4 Vigtigste variable, der bestemmer dannelseshastighed af kloraminer, THM og HAA. Se forkortelser under tabel.

HAA: halogenerede eddikesyreforbindelser (monokloreddikesyre, monobromeddikesyre, dikloroeddikesyre, dibromoeddikesyre, bromokloroeddikesyre, trikloreddikesyre, etc.).
NVOC: Ikke flygtigt organisk kulstof.
THM: trihalomethaner (kloroform, bromoform, bromdikloromethan, dibromokloromethan).

3.1.4 Kontrolparametre

Ved kontrolparametre forstås kemiske forbindelser og fysiske faktorer, der beskriver aspekter af vandkvaliteten og driftstilstanden i svømmebadet. Traditionelt kontrolleres den kemiske vandkvalitet ved online-måling af koncentrationen af frit klor, pH og temperatur. I nogle få tilfælde måles tillige redox, og indholdet af bundet klor registreres. Endvidere bliver der to gange om året udtaget prøver til bestemmelse af THM.

Imidlertid fremgår det af ovenstående gennemgang af processerne bag dannelsen af de traditionelt målte DBP (kloraminer og THM), at der er en række parametre, som med en relativ begrænset indsats vil kunne inddrages og måles online for at få et væsentligt bedre og øjeblikkeligt billede af vandets fysisk-kemiske kvalitet og vandbehandlingsanlæggets effektivitet.

Dannelsen af THM er primært styret af tilførslen og koncentrationen samt typen af organisk stof, og det er således væsentligt at kunne monitere den organiske belastning for at kunne vurdere det aktuelle niveau af DBP.

Belastningen med organisk stof fra de badende afspejler sig gennem det løbende klorforbrug, som dermed bliver en meget simpel og nyttig kontrolparameter for vurdering af vandkvaliteten. Et yderligere indtryk af forureningsbelastningen opnås gennem koncentrationen af frit og bundet klor, hvor en relativ stor belastning fører til forhøjet koncentration af bundet klor og et relativt lavt indhold af frit klor, alt andet lige. Et forbedret billede af forureningsbelastningen kunne også opnås ved online-måling af organisk stof udtrykt som ikke flygtigt organisk kulstof (NVOC).

Belastningen med organisk stof kan ligeledes suppleres med en vurdering af DBP dannelsespotentialet af det organiske stof, der tilføres bassinet. Dette måles ved UV-spektrofotometri, idet der måles på det fald i UV-absorbans, som sker ved kloring. Faldet i UV-absorbans afbildet mod de forskellige UV-bølgelængder kaldes et differential UV-spektrum, der giver et specifikt billede for en række forskellige organiske stoffer. Størrelsen af faldet i UV-absorbans er en indikator for det organiske stofs potentiale for dannelse af DBP, idet UV-målingen reelt foretages på den del af molekylet, der reagerer med klor. Idet det tilførte klor indbygges i de organiske molekyler, giver differential UV-spektrofotometri mulighed for at forudsige potentialet for fortsat DBP-dannelse i et system, hvor der sker en gentagen kloring, som det sker i svømmebade (Miljøstyrelsen, 2001).

Ved brug af Membran Inlet Masse Spektrometri (MIMS) kan man online måle både badevandets og halluftens indhold af specifikke THM’er, og muligvis også – ved tilpasning – koncentrationen af specifikke kloraminer. Der kan muligvis også gennem passende udviklingsarbejde måles en række af de mange andre desinfektionsbiprodukter.

Til afspejling af vandets indhold af partikler og mikroorganismer anbefaler WHO (August 2000) måling af turbiditet. En forbedret måling af belastningen med partikler – herunder mikroorganismer – kunne opnås ved mere avancerede målinger af partikler end det, der opnås med turbiditetsmåling. Det drejer sig om partikelmåling ved hjælp af flowcytometri og ved hjælp af coulter counter. Anvendelse af disse metoder online vil formentlig kræve en del udviklingsarbejde

Endelig skal det påpeges, at det er vigtigt at holde kontrol med vandets strømningsmønster i svømmebassinet (hydraulikken), hvor det normalt tilstræbes, at vandet bevæger sig fra bunden til toppen af bassinet i en ensartet strømning (stempelstrømning) og passende hurtigt. Dette checkes i dag med store mellemrum (år) ved tilsætning af farvestof. Der burde foregå et udviklingsarbejde omkring valg af sporstoffer, der gjorde det attraktivt med kortere mellemrum at checke hydraulikken. Dette check kunne automatiseres ved brug af moderne moniteringsteknik.

I tabel 3.1.5 er givet en oversigt over allerede anvendte og potentielle kontrolparametre og deres karakteristika, herunder hvorvidt målingerne kan foretages online.

Tabel 3.1.5 Oversigt over kontrolparametre. Desuden er angivet deres betydning, hvorvidt målinger foretages online eller offline, og der gives en skønnet rating af kontrolparameterens vigtighed ved monitering og kontrol, hvor 5 angiver største vigtighed. Se forkortelser under tabel.

AOX: adsorberbare organiske halogenforbindelser.
CC: coulter counter.
FC: flow cytometer.
Diff-UV: differens i UV-absorbans før og efter kloring.
DOC: opløst organisk kulstof.
HAA: halogenerede eddikesyreforbindelser.
NVOC: ikke flygtigt organisk stof.
TCA: trikloreddikesyre.
THM: trihalomethan (kloroform, bromoform, bromodikloromethan, dibromokloromethan).
TOX: total organiske halogenforbindelser.
VOX: flygtige organiske halogenforbindelser.

3.1.5 Konklusion

Ved tilsætning af frit klor til svømmebadsvand dannes et meget stort spektrum af uønskede desinfektionsbiprodukter ved klors reaktion dels med de forureninger, som afgives fra de badende, og dels med de stoffer der afgives fra materialer i kontakt med bassinvandet. Arten og især mængden af disse forurenende stoffer er dårligt kendt. De mest kendte desinfektionsbiprodukter er kloraminer, trihalomethaner (THM), halogenerede eddikesyrer (HAA) og haloacetonitriler (HAN). En lange række af andre klorerede organiske stoffer vides at dannes, men disse er ikke identificeret.

Med udgangspunkt i klors kemi i vandige systemer kan det påvises, at der kan opretholdes en uændret desinfektionseffektivitet med lavere indhold af frit klor ved at sænke pH i forhold til det i dag benyttede pH-interval i danske svømmebade. En sådan fremgangsmåde praktiseres i en række europæiske lande uden problemer med den mikrobiologiske vandkvalitet. Det virker derfor oplagt at indføre tilsvarende praksis i Danmark. En forventelig følgeeffekt vil være en reduktion i indholdet af desinfektionsbiprodukter og dermed en reduktion i de komfortmæssige og sundhedsmæssige gener, som anvendelsen af klor genererer. Et reduceret klorindhold vil stille større krav til styring af klorindholdet og bassinhydraulikken for at undgå perioder eller områder med for lavt klorindhold med reduceret desinfektionseffekt. Det vil derfor være nødvendigt at være opmærksom på dette forhold ved eventuel omlægning til et lavere klorindhold i danske svømmebade.

Traditionelt kontrolleres den kemiske vandkvalitet i svømmebade ved online-måling af koncentrationen af frit klor, pH og temperatur. I nogle få tilfælde måles tillige redox, og der registreres bundet klor. Endvidere måles der to gange årligt for THM som indikator for indholdet af organiske desinfektionsbiprodukter.

Det bør overvejes, om der eventuelt kan fås et yderligere forbedret billede af indholdet af organiske DBP’er ved at supplere THM-målingerne med målinger af AOX, der udtrykker summen af adsorberbare klorerede organiske forbindelser, hvilket i praksis i svømmebadsvand svarer til det totale indhold af klorerede organiske stoffer.

Forskning i DBP-dannelse i svømmebade har imidlertid ført til en større forståelse for processerne bag de mest betydende parametre for dannelsen af DBP. Med baggrund i denne viden er det således muligt at udpege en række nye parametre, der med en relativt begrænset indsats vil kunne anvendes til at få et væsentligt bedre billede af den fysisk-kemiske vandkvalitet og til at styre renseprocesserne i vandbehandlingsanlægget. Disse parametre, som fx turbiditet og NVOC, vil dels kunne måles på laboratorier og dels online i bassinet og i vandbehandlingskredsløbet. Med de nuværende online-teknikker kan man således få et øjeblikkeligt billede af vandkvaliteten og belastningen af forureninger fra de badende.

Et eksempel herpå er måling af turbiditet, som giver et billede af belastningen med partikler, herunder mikroorganismer. Et andet eksempel er måling af NVOC, der er et ikke flygtigt organisk kulstof. Ved brug af Membran Inlet Masse Spektrometri (MIMS) kan man online måle både badevandets og halluftens indhold af specifikke THM’er, og muligvis også – ved tilpasning – koncentrationen af specifikke kloraminer. Man kan muligvis også gennem passende udviklingsarbejde af MIMS-teknikken eller andre teknikker måle en række af de mange andre desinfektionsbiprodukter.

Et mere differentieret billede af bassinvandets indhold af partikler end det, der kan opnås ved turbiditetsmåling, kan opnås ved hjælp af flowcytometri og coulter counter. Anvendelse af disse metoder online vil formentlig kræve en del udviklingsarbejde.

Endelig skal det påpeges, at det er vigtigt at holde kontrol med vandets strømningsmønster i svømmebassinet (hydraulikken), hvor det normalt tilstræbes, at vandet bevæger sig fra bunden til toppen af bassinet i en ensartet strømning (stempelstrømning) og passende hurtigt. Dette checkes i dag med store mellemrum (år) ved tilsætning af farvestof. Der burde foregå et udviklingsarbejde omkring valg af sporstoffer, der gjorde det attraktivt med kortere mellemrum at checke hydraulikken. Dette check kunne automatiseres ved brug af moderne moniteringsteknik.

3.2 Mikrobiologiske parametre

I svømmebassiner afgiver de badende mere eller mindre konstant mikroorganismer, enten fordi de badende ikke er vasket tilstrækkeligt, før de går i bassinet, eller fordi de utilsigtet defækerer (såkaldte fækale uheld) eller urinerer i svømmebassinet. Desuden kan de badende afgive spyt og slim, fx fra næse og svælg. Indholdet af bakterier i spyt kan være 1x10⁶/mL, og ved afvaskning af et voksent menneske med ca. 1,75 m² hudoverflade tilføres bassinet i størrelsesordenen 600 x10⁶ bakterier i løbet af 5 minutters ophold i vandet (Miljøstyrelsen, 1986b).

Det er vanskeligt at estimere den mikrobielle belastningen af svømmebade fra fækale uheld, da der ikke føres egentlig statistik over, hvornår og hvor hyppigt, de forekommer. For at estimere et typisk antal badende i større svømmehaller og badelande og de tilsvarende antal fækale uheld, har Miljøstyrelsen (2006c) forespurgt udvalgte svømmehaller og vandlande. På denne baggrund estimeres fækale uheld at forekomme fra en gang om ugen til en gang om måneden per bassin – med højere frekvens i varmtvandsbade (antageligt fordi de benyttes til babysvømning og terapi for handikappede).

Ved en sådan afgivelse af mikroorganismer er der risiko for, at andre badende bliver smittet og bliver syge, hvis der er tale om patogene/sygdomsfremkaldende mikroorganismer. Smittevejen fra en person til en anden person via vandet kan således være meget kort i tid og afstand, og for at hindre denne smitte, ledes en delstrøm af vandet løbende til rensning. Vandet har imidlertid en vis opholdstid i bassinet, og det er derfor nødvendigt med et desinfektionsmiddel i vandet, for at hindre smitteoverførsel mellem personerne i bassinet.

Generelt er der således tale om to forskellige situationer (WHO, December 2004b):

1) Den generelle, almindelige belastning (der skyldes mindre afgivelse fra de badende, og som både omfatter fækale og ikke-fækale mikroorganismer). I denne situation hindres smitte ved desinfektion, og rapportens vurderinger tager udgangspunkt i denne situation.

2) Fækale uheld, der ikke kan håndteres ved desinfektion alene, men kræver at de badende forlader bassinet i en periode, hvor vandet kan blive renset ved at passere filtrene og ved at lade desinfektionsmidlet arbejde i længere tid.

3.2.1 Princip i nuværende monitering

Vandet, herunder spædevand, som fyldes i bassinet, skal ifølge svømmebadsbekendtgørelsen have drikkevandskvalitet (Miljøministeriet, 1988). Imidlertid er tilførslen af spædevand meget begrænset, da bassinvandet renses og recirkuleres. Det er derfor ikke kvaliteten af det tilførte vand, der bestemmer den mikrobielle vandkvalitet i bassinet, men balancen mellem den mikrobielle belastning og desinfektion.

For at monitere den mikrobielle kvalitet kan man enten måle for indikatororganismer eller for specifikke organismer, fx visse sygdomsfremkaldende (patogene) mikroorganismer. Indikatororganismer er ikke i sig selv farlige, men er valgt som indikatorer for, om sygdomsfremkaldende mikroorganismer kunne være til stede. I drikkevand benyttes tarmbakterier som indikatorer, enten som en gruppe (coliforme bakterier) eller en specifik art (E. coli). Hvis disse indikatororganismer påvises, indikerer det en fækal forurening og dermed en væsentlig risiko for tilstedeværelse af patogener.

I svømmebade benyttes derimod ofte et mindre specifikt mål, nemlig kimtal 37°C, dvs. alle bakterier, der i princippet kan vokse på et givent substrat ved 37°C. Hvis kimtal 37°C overskrider den vejledende værdi på 500 CFU pr. 100 mL (Miljøministeriet, 1988), viser det, at den mikrobielle belastning er for høj, enten fordi der er blevet udskilt mange bakterier i vandet (fx ved et fækalt uheld) eller fordi desinfektionen, dvs. drabet af mikroorganismerne, ikke er tilstrækkelig. Ved en sådan overskridelse skal der måles for termotolerante coliforme bakterier (som er en gruppe tarmbakterier, der indikerer fækal forurening) og Pseudomonas-bakterier. Pseudomonas-bakterier er naturligt forekommende bakterier, som er i stand til at gro i vandet, hvis de rette betingelser er til stede. Deres tilstedeværelse indikerer, at desinfektionen ikke er tilstrækkelig til at hindre bakterier i at gro. Ydermere kan nogle Pseudomonas-stammer være sundhedsskadelige.

Selv om der ikke er nogen fælles europæisk standard eller regler for, hvorledes svømmebade skal moniteres, er der alligevel et betydeligt sammenfald i, hvilke parametre der måles for (tabel 3.2.1).

Det er vigtigt at være opmærksom på, at det ikke kun er bakterier, der kan forårsage sygdom, idet andre organismer som protozoer (parasitter), svampe og virus også give kan alvorlig sygdom. Når der kun undersøges for bakterier, skyldes det, at en række patogener er meget vanskelige og langsommelige at undersøge for (fx virus). Det er imidlertid vigtigt at være opmærksom på, at følsomheden overfor desinfektionsmidler, som fx klor, er meget forskellig for de forskellige mikroorganismer og en række patogener, fx protozoerne Giardia og Cryptosporidium er meget lidt følsomme over for klor. Nogle bakterier er derimod meget følsomme for kloring, fx E. coli. Dette betyder, at E. coli meget hurtigt inaktiveres i bassinet efter en fækal forurening, hvorimod andre organismer, som fx virus eller protozoer, der kan være tilført bassinet ved samme fækale forurening, overlever meget længere. E. coli’s høje følsomhed for klor gør den således mindre egnet som indikatororganisme i klorede svømmebade.

Tabel 3.2.1 Oversigt over mikrobiologiske grænseværdier og måleparametre for overvågning af vandkvalitet i svømmebade (efter Botzenhart & Pfeilsticker, 1999).

¹: Forskellige værdier i forskellige delstater.
²: ved spidsbelastning.
³: varmtvandsbassiner, -: ingen grænseværdi oplyst.
⁴: SOSFS 2004:7.
⁵: DIN 19643-1 (1997).
⁶: Temperatur ikke oplyst,
⁷: Gælder også for kimtal 20°C.

i.p.: ikke påvist.

NB. I Miljøstyrelsen (1988) angives en vejledende værdi for kimtal 37°C til <500/100 mL, svarende til <5/mL.

3.2.2 Udbrud

Selv om mange mikroorganismer teoretisk set kunne forårsage smitte i svømmebade, er det et relativt få, der er påvist som årsag til sygdomsudbrud. Nedenfor er der givet en oversigt over, hvilke mikroorganismer, der er relevante i forhold til svømmebade, og hvilke der er påvist i forbindelse med egentlige udbrud.

Virale udbrud skyldes ofte adenovirus, selvom Hepatitis A, norovirus og echovirus også har været involveret i svømmebadsrelateret sygdom (mave-tarm infektioner og leverbetændelse).

Shigella og Eschericia coli O157 er to bakterier, der har været knyttet til svømmebadsrelateret sygdom. Symptomerne ved E. coli O157 infektion omfatter blodig diarré, hæmolytisk uraemic syndrom (HUS) (nyresvigt), opkast og feber. Symptomerne ved Shigella infektion er diarré, feber og kvalme (WHO, December 2004b).

En tredje gruppe af mikroorganismer, der har forårsaget svømmebadsrelateret sygdom, er parasitterne/protozoerne Giardia og Cryptosporidium. Symptomerne ved infektion med Giardia er diarré, kramper, ildelugtende afføring, appetitløshed, træthed og opkastning, og Cryptosporidium giver diarré, opkastning, feber og mavekramper. I England var syv ud af 80 Giardia/ Cryptosporidium-udbrud i perioden 1983-1997 relateret til svømmebade (Nichols, 2003 i Insulander et al., 2005). I Stockholm, Sverige, var der i august 2002 et udbrud forårsaget af Cryptosporidium i et offentligt udendørs svømmebad. Udbruddet varede i fire uger, og 800-1.000 personer blev inficeret, hvor 52% havde symptomer (primært diarré) i 4-10 døgn, og 34% i mere end 10 døgn. I det omfang, der blev målt, var residual-klorindholdet 0,8-1,0 mg/L (pH 7,3) (Insulander et al., 2005). I USA har der i perioden 1989-1999 været 170 udbrud med Cryptosporidium i ”recreational waters” primært svømmebade (Pond, 2005).

Såvel i USA som i England har der været udbrud af Giardia i relation til svømmebade (Pond, 2005). Det er således velkendt, at der forekommer mikrobielle udbrud relateret til svømmebade. Mange af disse udbrud angives at skyldes dårlig eller manglende desinfektion, men det er til gengæld meget få tilfælde, hvor der reelt er kendskab til koncentrationen af desinfektionsmidlet under udbruddet.

Der foreligger et par danske undersøgelser og litteraturgennemgange af den mikrobielle belastning af danske svømmebade (Miljøstyrelsen, 1986a,b); Dahi & Lyngkilde, 1987), men der foreligger fx ingen danske målinger af forekomst af Giardia eller Cryptosporidium i danske svømmebade (Miljøstyrelsen, 2006c).

3.2.3 Organismerne – deres forekomst og biologi

Når man skal vurdere, hvorledes forskellige organismer opfører sig i bassinet, bør man skelne mellem organismer, der

• kan vokse og opformeres i bassinet eller i omgivelserne (fx Pseudomonas. aeruginosa, Mycobacterium, N. fowleri)
• kan vokse uden for deres vært under de rette forhold, som imidlertid næppe er til stede i svømmebade (fx E. coli, coliforme)
• ikke kan vokse uden for deres vært og dermed nærmest opfører sig som inerte partikler (fx virus, protozoer)

Derudover bør der også vurderes, hvorvidt der er tale om

• Humanspecifikke patogener (især virus og svampe) – dvs. organismer, der specifikt har mennesker som vært, og som derfor kun smitter ved humane forureninger
• Opportunistiske patogener (især bakterier), dvs. organismer, som vokser i miljøet og som derfor kan give anledning til smitte, uden der har været tale om en human forurening

For at vurdere risikoen ved forskellige mikroorganismer bør følgende aspekter inddrages:

• Tætheden ved en forurening, fx koncentration i fækalier
• Infektiøs dosis, dvs. det antal organismer, der skal til at give sygdom, fx ved indtagelse
• Organismernes overlevelse i bassinet, herunder også deres følsomhed overfor desinfektionsmidlet

I tabel 3.2.2 er givet en oversigt over mikroorganismer i svømmebade, der kan give anledning til sygdom, og det er i tabellen vurderet, hvorvidt organismerne har ført til sygdom i forbindelse med svømmebade. Der er imidlertid ikke taget hensyn til, om desinfektionen i svømmebadet var velfungerende.

Det fremgår af tabellen, at langt de fleste sygdomme forårsaget af smitte i svømmebade er mave-tarm infektioner. Der er dog enkelte bakterier, der kan give hudinfektioner fx Pseudomonas aeruginosa (”swimmers ear”) og Mycobacterium (’Swimming pool granuloma i albuer og knæ) eller sårinfektioner: Staphylococcus aureus.

Desuden viser tabel 3.2.2, at koncentrationen af organismer i fækalier ofte er ganske høj, så relativt små mængder fækalier kan forurene et betydeligt volumen.

Nogle organismer kan smitte ved besøg i svømmebade, uden at smitten skyldes vandet i bassinet. Dette gælder fx Legionella, en bakterie, der opformeres i varmt vand, og som ved indånding via aerosoler giver anledning til en lungebetændelseslignende infektion. Smitterisikoen er her knyttet til brusere i baderum, men kan også skyldes spabade (Jeppesen et al., 2000; Leoni et al., 2001). Andre organismer smitter ved kontakt med overflader: gulv og bænke. Dette gælder fx Molluscipoxivirus (der giver mollusk-hudsygdom med 3-5 mm knopper), Human papilloma virus (vorter) og svampene Trichophyton spp. og Epidermophyton floccosum (fodsvamp og atlete’s foot). Nye installationer, som fx koldtvandskar af træ, kan også give anledning til opformering af organismer, der kan resultere i smitte.

Det kan naturligvis diskuteres, hvorvidt desinfektionen også bør kontrollere disse smitteforhold, der ikke er relateret til bassinvandet, og som derfor kan være svære at kontrollere, med mindre vi skal sikre et så højt desinfektionsniveau, at det også kan klare disse.

Tabel 3.2.2. Oversigt over mikroorganismer i svømmebade, der kan give anledning til sygdom (efter WHO, August 2000, December 2004b).

¹⁾: Pond 2005. Attack rate: angiver procentdel af de, der har været eksponeret til smitte, som er blevet syge. Høj, lav, moderat (WHO Guidelines for drinking water quality 2003 (draft)). ID₂₅: infektiøs dosis, der fører til 25% infektion.

3.2.4 Nye trusler

Microsporidia er en gruppe af protozoer (parasitter), som danner encellede sporer, der er meget resistente i miljøet, og som inficerer insekter og dyr. Der er mindst sejs slægter, som kan inficere mennesker, hvilket giver bl.a. diarré og mave-tarminfektioner. Disse Microsporidia danner sporer, som er på størrelse med bakterier (1-2 mm), og som dermed er vanskeligere at fjerne ved filtrering end fx Giardia og Cryptosporidia. Selv om disse organismer sjældent forurener svømmebade (Fournier et al., 2002), bliver de i stigende grad anset som en ny trussel (Pond, 2005).

Derudover nævnes Chlamydia (Miljøstyrelsen, 1986b), som anfører, at der kun foreligger ganske få beskrivelser af denne organisme i forbindelse med svømmebade. Desuden nævnes Trichomonas vaginalis (parasit), hvis risiko også vurderes som lille, samt Entamoeba histolytica (Miljøstyrelsen, 1986b).

Figur 3.2.1 CT-værdier for 99% inaktivering af en række mikroorganismer med forskellige desinfektanter. (Fra Pontius, 1990)

(1) Giardia lamblia; frit klor, 5°C, pH 6.
(2) E. coli; frit klor 2-5°C, pH 8.5.
(3) E. coli; frit klor 20-25°C, pH 8.5.
(4) Poliovirus 1(Mahoney), frit klor 2°C, pH 6.
(5) E. coli; bundet klor 3-5°C, pH 7.
(6) Poliovirus 1(Mahoney), ozone 20°C, pH 7.2.
(7) Giardia muris, ozone 5°C, pH 7.

3.2.5 Patogenisitet – infektiøs dosis

For at vurdere hvilken reduktionsgrad eller hvor lav en koncentration, der er nødvendig for at sikre et tilstrækkeligt beskyttelsesniveau af brugerne af svømmebadet, er det ikke tilstrækkeligt kun at inddrage koncentrationen af en given patogen. Forskellige patogener har forskellig infektiøs dosis, dvs. det antal organismer, der skal indtages for at give sygdom.

I tabel 3.2.2 er der anført infektiøse doser for organismerne i det omfang, de er kendt, dels i form af en angivelse af høj eller lav dosis, dels i antal af organismer. Desuden er ”attack rate” angivet, dvs. hvor stor en del af de eksponerede, der bliver syge. Det fremgår, at den infektiøse dosis varierer betragteligt, fx fra ID₂₅ (dvs. infektiøs dosis, der fører til infektion af 25% af eksponerede) på 25 for Giardia, til <500 for ID₅₀ for Shigella.

3.2.6 Følsomhed for klor og desinfektionsbiprodukter

Der er også stor variation i følsomheden over for desinfektionsmidlerne mellem forskellige organismer, og i et vist omfang er der i tabel 3.2.2 angivet klorkrav for de enkelte organismer, dvs. hvilken koncentration der anses for nødvendig for at inaktivere dem. Inaktiveringen afhænger dels af koncentrationen, dels af hvor længe organismen er i kontakt med desinfektionsmidlet. Mikroorganismernes følsomhed overfor forskellige desinfektionsmidler kan udtrykkes i form af CT-værdien, som er produktet af koncentration og kontakttid, som fører til en given reduktion (typisk to størrelsesordner, dvs. 99%-reduktion).

Tabel 3.2.3 og figur 3.2.1 giver eksempler på sådanne CT-værdier, og det fremgår, at fx CT-værdien for Cryptosporidium er 7200 mg×min/L for frit klor, hvilket betyder, at ved en koncentration på 1 mg/L frit klor er der behov for 7.200 minutters kontakttid, før 99% af organismerne er inaktiveret. Dette betyder reelt, at denne koncentration er virkningsløs, og at disse organismer reelt kun fjernes ved filtreringen. Til gengæld er CT-værdien for E. coli ganske lille (0,2-1 mg×min/ L), og disse organismer vil blive inaktiveret meget hurtigt.

Tabel 3.2.3 CT-værdier for udvalgte organismer.

* Hvilket svarer til en CT-værdi på 9.600 mg·min/L for 99,9% fjernelse.

For at hindre direkte smitte mellem brugere i svømmebadet, er der behov for hurtig inaktivering, og for nogle af organismerne er der dermed behov for en relativ høj koncentration af desinfektionsmidlerne. Dette kan ofte være vanskeligt at opfylde, og der tilstræbes derfor et niveau, som giver en bred beskyttelse af de badende.

Ud over koncentrationen af desinfektionsmidlet er der en række andre faktorer, der nedsætter virkningsgraden af klorkoncentrationen, fx pH, der har betydning for, på hvilken kemisk form desinfektionsmidlet forekommer. Derudover har temperatur og organisk belastning i bassinvandet også betydning. Partikelindholdet, har ligeledes betydning, idet organismer, der er sorberet til en overflade eller en partikel, generelt beskyttes mod desinfektion.

3.2.7 Forslag til måleparametre fx i testperiode

Indledningsvis præsenteres principperne bag det nuværende overvågningsprogram og dets måleparametre. Dette program er beregnet til at blive brugt i forbindelse med kendt desinfektionsteknologi, og erfaringsmæssigt har måleprogrammet beskyttet brugerne mod mikrobielle infektioner. Ved afprøvning af nye teknologier og desinfektionsmetoder er der imidlertid behov for at etablere måleprogrammer, som sikrer, at de nye metoder er mindst lige så gode som kendte teknologier, fx kloring, og gerne bedre. Dette betyder, at der – ud over det sædvanlige måleprogram – kan være behov for at inddrage organismer, der er særligt relevante i det aktuelle tilfælde.

Ved fx varmtvandsbade og spa-bade bør der således overvejes måling for fx Legionella pneumophila, hvilket er en rutinemåling i den tyske norm (DIN 19643-1, 1997). WHO anfører derimod, at Legionella ikke er nødvendig i rutinemålinger, men bør tages i betragtning i forbindelse med undersøgelser af udbrud (WHO, December 2004b). Ved afprøvning af nye desinfektionsmidler eller teknikker, der omfatter varmtvand og aktiviteter, som giver væsentlig aerosoldannelse, bør Legionella således indgå, og målinger for Mycobacterium bør overvejes.

Ved etablering af et måleprogram i forbindelse med afprøvning af nye desinfektionsmidler eller teknologier er det desuden vigtigt at vurdere de valgte mikroorganismers robusthed og følsomhed – om de forventes at blive inaktiveret – i forhold til de forskellige metoder.

I den videnskabelige litteratur er der ikke enighed om værdien af forskellige indikatororganismer. Normalt kræves af indikatororganismer, at de har samme resistens som de patogener, de er indikator for. Med andre ord skal indikatororganismen være til stede, hvis der er risiko for forekomst af patogener. Som nævnt indledningsvis virker det derfor ikke hensigtsmæssigt at benytte E. coli til at vurdere, om desinfektionseffekten er tilstrækkelig, da E. coli er meget klorfølsom. På den anden side er E. coli indikator for fækal forurening, og er den til stede i forhøjede værdier, er belastningen med fækale organismer uacceptabelt høj. Alternativt kunne anvendes Enterococcer (tidl. Streptococcer), som er mere resistent mod kloring, men til gengæld er der ikke tilstrækkelig erfaring med denne parameter til at kunne angive en vejledende værdi (WHO, December 2004b).

Enterococcer (tidl. Streptococcer) og Staphylococcer er i den videnskabelige litteratur sammenlignet med andre parametre, og fx Ibarluzea et al. (1998) konkluderede, at man ikke kunne pege på, at fækale streptococcer var bedre egnet som indikator end total coliforme, fækale coliforme eller fækale streptococcer, der var lige velegnede som indikatorer for mikrobiel sikkerhed i indendørs, desinficerede svømmebassiner. Andre organismer som Candida albicans og Staphylococcus aureus har ligeledes været foreslået (Sato et al., 1995).

I forbindelse med afprøvning af nye desinfektionsmidler eller teknologier vil det være relevant at følge koncentrationen af den generelle mikrobielle population – enten i form af kimtal 37 eller kimtal 22. Viser denne parameter væsentlige afvigelser fra det normale niveau, er det tegn på, at desinfektionen ikke fungerer tilstrækkeligt.

Der er ingen generel enighed om værdien af rutinemæssigt at monitere svømmebassiner for Pseudomonas, men hvis der er driftsproblemer (fx fejl i desinfektionen), kan måling for Pseudomonas aeruginosa komme i betragtning (WHO, December 2004b). På tilsvarende vis kan måling for Pseudomonas aeruginosa anvendes i vurderingen af nye desinfektionsmetoder. Ved sammenligning af effektivitet mellem forskellige fx nye eller alternative desinfektionskemikalier og -procedurer kan det være værdifuldt at benytte en kendt ”standard”-organisme (fx Pseudomonas aeruginosa), der kan fungere som reference. Denne standardorganisme bør således være velundersøgt under kontrollerede omstændigheder (pH, temperatur, vandkvalitet osv.) med et velkendt desinfektionsmiddel, fx klor, der i givet fald benyttes som reference. Pseudomonas aeruginosa indgår i både det tyske og det svenske rutinemåleprogram (tabel 3.2.1), og der opbygges på denne måde et væsentligt erfaringsgrundlag for denne organisme. En anden tilsvarende organisme Staphylococcus aureus, der stort set altid forekommer i vandet, når der er badende til stede, kunne bruges på tilsvarende måde.

WHO foreslår et måleprogram (tabel 3.2.4), der er mere omfattende end det nuværende danske, og WHO’s måleprogram kunne udgøre et basisprogram i forbindelse med afprøvning af nye desinfektionsmidler eller teknologier.

Tabel 3.2.4 WHO’s anbefalede minimumprøvetagningsfrekvens og indikatorer for rutinemæssig mikrobiel overvågning under normal drift af svømmebassiner med desinfektion (WHO, December 2004b Chap 5). Dette program kunne udgøre et basisprogram i forbindelse med afprøvning af nye desinfektionsmetoder.

Ud over de generelle parametre og indikatororganismer, der er diskuteret ovenfor, vil det være relevant ved afprøvning af nye desinfektanter eller teknologier at undersøge udvalgte specifikke patogener, som enten er særligt resistente over for desinfektion (fx har kloring ringe effekt på Cryptosporidium og på visse vira), eller som giver anledning til særlig bekymring, fx på grund af stor smitterisiko.

Til at undersøge effektiviteten af forskellige processers (fx flokkulering eller filtrering) uønskede mikroorganismer, kan der benyttes fx bakteriofager (som model for virus) eller fluorescerende mikrokugler i latex med samme størrelse som de organismer, de skal fungere som model for (fx protozoer eller bakterier).

Ydermere er det væsentligt at være opmærksom på, at alternative desinfektionsmetoder også skal kunne håndtere andre situationer end normal drift, fx fækale uheld eller episoder, der fordrer fx chok-kloring. Dette kunne fx måske være vanskeligt at håndtere ved udbredt anvendelse af membranteknologier, og det er således vigtigt at designe måleprogrammerne, så sådanne situationer bliver inddraget.

Visse desinfektionsmidler slår ikke mikroorganismerne ihjel, men skader dem, så de ikke kan påvises med de traditionelle substrater. Visse patogener kan dog stadig være infektiøse, og under de rette omstændigheder kan de komme sig og begynde at gro. Det bør derfor overvejes, om der i testperioder med nye desinfektionsmetoder skal indføres resuscitationsmetoder, hvorved man blidt vækker de bakterier, som desinfektionen har skadet, men ikke fuldstændigt inaktiveret, før man laver en egentlig tælling (fx ved pladespredning).

Afslutningsvis skal det nævnes, at ved afprøvning af nye desinfektionsmetoder, hvor virkningsmekanismerne ikke er fuldt kendte, vil det være relevant at lave en risikovurdering – fx baseret på kvantitativ mikrobiel risikoanalyse (qMRA). En sådan risikoanalyse bør omfatte en matematisk model, der er baseret på data om koncentrationen af den pågældende organisme i vandet, smitterisikoen (dosis-respons), estimat af hvor meget vand en bruger indtager under en given aktivitet osv. Dette fører frem til et estimat af risikoen for, at en person i en given aktivitet bliver smittet med den pågældende organisme. På samme måde kan det beregnes, hvor mange smittetilfælde dette vil føre til, fx på årsbasis.

På baggrund af denne systematiske gennemgang vil det være muligt at udpege under, hvilke omstændigheder man skal være særligt opmærksom på effektiviteten af en ny desinfektionsmetode. Er den testede desinfektionsmetode fx langsom, men meget effektiv og uden produktion af biprodukter, er den næppe egnet til at anvende i højt belastede varmtvandsbassiner, men kunne måske være velegnet til konkurrencebassiner, hvor belastningen er mindre, og hvor svømmerne opholder sig i længere tid og derfor er mere følsomme for uhensigtsmæssige biprodukter.

3.2.8 Udvikling af nye metoder

Metodemæssigt arbejdes der på at udvikle molekylært baserede metoder, som bl.a. kan benyttes til at påvise specifikke organismer, herunder virus. Det er således sandsynligt, at man hurtigt ville kunne screene for et større array af patogener. På den anden side vil monitering af indikatororganismer stadig være relevant, da det jo ikke er givet, at man kender eller kan detektere alle de relevante organismer. Molekylært baserede metoder giver imidlertid mulighed for at benytte andre og mere relevante indikatororganismer, end der benyttes i dag.

Ydermere ville det være hensigtsmæssigt med udvikling af online, real-time systemer til at monitere den mikrobiologiske kvalitet (fx i form af ATP-koncentration), så der kan gribes ind umiddelbart, når en forurening opstår.

3.2.9 Konklusion

Et måleprogram i forbindelse med afprøvning af nye desinfektionsmidler og teknologier bør således omfatte:

• Indikatoorganismer for fækal forurening (fx E. coli). Selv om E. coli er meget følsom for kloring, og derfor inaktiveres meget hurtigere end mange andre organismer, vil deres eventuelle tilstedeværelse påvise en fækal belastning og dermed, at desinfektionen ikke er tilstrækkelig. Fravær af E. coli beviser derimod ikke i sig selv, at desinfektionen er tilstrækkelig.
• Velkarakteriserede organismer, med moderat følsomhed for den afprøvede teknologi – fx Pseudomonas aeruginosa eller Staphylococcus aureus for at give et konsistent sammenligningsgrundlag mellem forskellige desinfektionsmetoder.
• Den generelle mikrobielle population (fx kimtal 37), som vil afspejle et bredt spektrum af organismer og dermed desinfektionens generelle effektivitet. En markant stigning vil indikere svigt af desinfektionen
• Organismer, der er særligt relevante for den specifikke desinfektionsmetode eller svømmebadets anvendelse, fx Legionella i forbindelse med varmtvandsbassiner eller aerosoldannelse, fx ved spa-bade
• Problemorganismer, som er særligt resistente mod en given ny desinfektionsmetode, fx er Cryptosporidium særligt resistent mod kloring
• Reelt forekommende organismer, som udgør en væsentlig smitterisiko
• Modelorganismer, fx for virus (eksempelvis colifager)

Generelt anbefales det, at der gennemføres en risikovurdering af de reelt forekommende mikroorganismer i bassinvand, og at denne risikovurdering gennemføres i forhold til den specifikke anvendelse af bassinet (elitetræning, babysvømning, leg, svømmetræning osv.).

Afslutningsvis er der et markant behov for udvikling af nye analysemetoder med kortere svartider, så de kan benyttes i styringen af svømmebadets drift, og metoder til kvantitativ måling af en række organismer, som kun i begrænset omfang kan måles i dag, fx vira.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.