Richtsnoer Analyse Microbiologische Veiligheid Drinkwater (AMVD)

Section 2.2.1 · Oppervlaktewater

Voor oppervlaktewater als drinkwaterbron zijn er vanuit de voormalige Drinkwaterrichtlijn (98/83), de herziene Drinkwaterrichtlijn (2020/2184) en de Kaderrichtlijn Water (2000/60/EG) kwaliteitseisen omgezet in de nationale wetgeving, te weten artikel 22 Dww, artikel 30 Dwb en de artikelen 16 en 16a en Bijlage 5a en 5b van de Drinkwaterregeling (Dwr), en ook artikel 2.15 en bijlage V van het Besluit kwaliteit leefomgeving (Bkl, microbiologisch: E. coli en enterokokken).Bijlage 5a bij artikel 16 Dwr bevat de kwaliteitseisen voor oppervlaktewater bestemd voor de bereiding van drinkwater, waaronder de microbiologische eisen (E. coli en enterokokken). In noot 2 wordt verwezen naar Bijlage A Dwb: “Voor nadere regels over de analyse van de microbiologische veiligheid wordt verwezen naar noot 1 van tabel I van bijlage A van het Drinkwaterbesluit.”De bovengenoemde wet- en regelgeving bevat de wettelijke eisen voor het beschermen, verbeteren en herstellen van de kwaliteit van het oppervlaktewater, zodat hieruit betrouwbaar drinkwater kan worden bereid. Bronnen van verontreinigingen in het oppervlaktewater zijn lozingen van gezuiverd rioolwater, riooloverstorten, afspoeling van mest van landbouwhuisdieren en inbreng van fecaal materiaal van de natuurlijke fauna. Daarnaast ligt Nederland in het onderste deel van het stroomgebied van Rijn en Maas. Hierdoor wordt de kwaliteit van het oppervlaktewater niet alleen bepaald door verontreinigingen op Nederlands grondgebied, maar ook door de kwaliteit bovenstrooms. Het is berekend dat deze “import” de grootste bijdrage levert aan de verontreinigingsgraad voor enterovirussen, Cryptosporidium en Giardia (Schijven et al., 1995; Medema et al., 2000). Verbetering van de microbiologische kwaliteit van Nederlands oppervlaktewater is een taak die primair bij de Nederlandse overheid ligt. Tegelijkertijd kan die taak niet los worden gezien van maatregelen bovenstrooms. In de KRW wordt deze stroomgebied benadering ook voorgeschreven.

Section 2.2.2 · Grondwater

De Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) bevat doelstellingen om bronnen van water voor menselijke consumptie veilig te stellen. In 2024 is als onderdeel van het KRW-impulsprogramma de tussenevaluatie KRW uitgevoerd (link: Koepelrapport tussenevaluatie KRW). Hierin wordt inzichtelijk gemaakt hoe de waterkwaliteit in Nederland ervoor staat. Ook na 2027 blijven de verplichtingen van de KRW om een goede waterkwaliteit te realiseren en achteruitgang te voorkomen onverminderd gelden. In de Omgevingswet- en regelgeving zijn diverse wettelijke beschermingsbepalingen voor de kwaliteit van de grondwater als drinkwaterbronnen opgenomen. Zo is in artikel 4.21 Bkl een bepaling opgenomen ter verbetering van de kwaliteit en voorkoming van achteruitgang van de kwaliteit van krw-oppervlaktelichamen en grondwaterlichamen vanwege vermindering van de zuiveringsinspanning.Om de kwaliteit van het grondwater te beschermen wordt gewerkt met verschillende beschermingszones. Het betreft waterwingebieden, grondwaterbeschermingsgebieden en eventueel boringsvrije zones. Hierin gelden beperkingen of verboden voor activiteiten die de grondwaterkwaliteit negatief kunnen beïnvloeden. Elke beschermingszone heeft een eigen beschermingsniveau. De beschermingszones worden aangewezen door de provincies op grond van de Omgevingswet. Voor iedere beschermingszone gelden regels die activiteiten in die beschermingszone nader reguleren of verbieden. Deze regels worden vastgelegd in de provinciale omgevingsverordening en kunnen per provincie verschillend zijn.WaterwingebiedenDe waterwingebieden zijn de meest kwetsbare zones van de beschermingsgebieden, waarin het beschermingsniveau het hoogst is. Deze zones liggen direct rondom de winputten of bronnen, en zijn gericht op het voorkomen van microbiologische verontreinigingen in het grondwater. Alleen activiteiten in het kader van de drinkwatervoorziening zijn hier toegestaan. De omvang is historisch gebaseerd op een reistijd van 60 dagen of 100 dagen bij kalksteen. Daarom worden ze ook vaak 60- of 100-dagenzone genoemd. Omdat deze reistijd in sommige gevallen niet voldoende bescherming biedt, wordt in hoofdstuk 5.3.3 het concept veiligheidszone geïntroduceerd. Deze kan groter zijn dan het waterwingebied, maar heeft geen formele status in de omgevingsverordening.GrondwaterbeschermingsgebiedenHet grondwaterbeschermingsgebied is een bufferzone rondom het waterwingebied. Hier is het beschermingsniveau iets lager dan in een waterwingebied. De regels hier zijn gericht op het voorkomen van chemische verontreinigingen in het grondwater. Op basis van de geohydrologische opbouw van de ondergrond wordt onderscheid gemaakt tussen kwetsbare en zeer kwetsbare gebieden. De omvang van de gebieden wordt vastgesteld op basis van de reistijd van het grondwater in de grondlaag waaruit onttrokken wordt tot de winmiddelen. Voor alle gebieden is een 25-jaarszone aangewezen. Daarnaast is de kwetsbaarheid van enkele gebieden dermate groot dat deze ook nog zijn omgeven door een 100-jaars zone. Deze 25- en 100-jaars zones zijn niet van toepassing voor microbiologische verontreinigingen, vanwege de lange transportperiode.Boringsvrije zonesRondom een waterwingebied of grondwaterbeschermingsgebied ligt vaak ook een boringsvrije zone. In boringsvrije zones mogen de diep gelegen aaneengesloten kleilagen niet doorboord worden. Voorbeelden van activiteiten die verboden zijn in de boringsvrije zone zijn het hebben van een boorput, het realiseren van grond- of funderingswerken of het dieper graven dan een bepaalde diepte. Niet alle provincies hebben boringsvrije zones ingesteld.

Section 2.2.3 · Alternatieve bronnen

De kwaliteit van alternatieve bronnen, zoals opgevangen regenwater, zeewater, brak (grond)water en (gezuiverd) rioolwater, kan sterk variëren. Regenwater dat van het dak afstroomt mag uitsluitend voor toiletspoeling worden gebruikt (huishoudwater, Dww en Dwb). Voor zout en brak water en ook water dat, voordat het voor de bereiding van drinkwater wordt gebruikt, in de bodem wordt geïnfiltreerd, is een uitzondering opgenomen in artikel 22 lid 7 Dww. In sommige gevallen kan een tijdelijke ontheffing worden verleend (artikel 22 lid 4 Dww).Voor de kwaliteit van opgevangen regenwater kan de aanwezigheid van microbiologische verontreinigingen afkomstig van het dak een probleem zijn. Deze verontreinigingen zijn meestal afkomstig van uitwerpselen van dieren, voornamelijk vogels. Niet alleen het afgestroomde water van het dak (run-off) kan microbiologische verontreinigingen bevatten, de waterkwaliteit kan ook verslechteren door de opslag (Schets et al., 2005; Schets et al., 2010). Vergelijkbaar met oppervlaktewater is opgevangen regenwater kwetsbaarder voor verontreinigingen dan grondwater. De kwaliteit van (gezuiverd) rioolwater kan ook sterk variëren door bijvoorbeeld variaties in debiet en seizoensafvoeren. Ook is de kwaliteit afhankelijk van de oorsprong van het inkomend water met mogelijke epidemieën of pandemieën en het type afvalwaterzuiveringsinstallaties (secundair, tertiair of quaternair).

Section 2.4.1 · Meetmethoden

Voor het bepalen van de concentratie micro-organismen wordt gebruikgemaakt van standaardmethoden die staan beschreven in Bijlage 4, deel I en tabel I van de Drinkwaterregeling. Er kan ook gebruikgemaakt worden van een eigen geaccrediteerde methode die gelijkwaardig is aan of beter is dan een standaardmethode. Dit moet worden beoordeeld door de ILT. In Bijlage 4, deel I, tabel I, van de Drinkwaterregeling staan (entero)virussen genoemd, met een verwijzing naar noot 2, die beschrijft dat de methode in overleg met de inspecteur moet worden bepaald, met de toevoeging: Zie hiervoor het richtsnoer ‘Analyse microbiologische veiligheid drinkwater’. (Entero)virussen worden bepaald zoals is voorgeschreven in de internationale norm NEN-EN 14486; ‘Water – Detectie van humane enterovirussen door "monolayer plaque assay"’. Voor Cryptosporidium en Giardia wordt verwezen naar NEN-ISO 15553 ‘Water – Isolatie en identificatie van Cryptosporidium oocystsen Giardia cysts uit water’.Campylobacter staat niet vermeld in Bijlage 4 , deel I, tabel I, van de Drinkwaterregeling. Campylobacter wordt bepaald zoals is voorgeschreven in NEN 6269: ‘Bacteriologisch onderzoek van water – Onderzoek naar de aanwezigheid en/of het meest waarschijnlijke aantal van thermofiele Campylobacter-bacteriën’ en ISO 17995; ‘Water – Detectie en telling van thermotolerante Campylobacter species’. Voor het onderzoek naar Campylobacter mag naast de genoemde standaardmethoden ook een eigen geaccrediteerde methode gebruikt worden. Deze methode moet gelijkwaardig zijn aan of beter zijn dan de standaardmethoden. Indien gebruik wordt gemaakt van een andere methode dan de genoemde standaardmethode kan dit in de AMVD-rapportage worden vermeld.

Section 3.3.1 · Metingen praktijkschaal

De effectiviteit van de eerste stappen in de zuivering is in veel gevallen niet vast te stellen met metingen van pathogenen, maar wel met metingen van indicatororganismen. In Nederland is veel onderzoek uitgevoerd naar het gebruik van bedrijfsmetingen aan indicatorbacteriën, voornamelijk E. coli en sporen van sulfiet-reducerende Clostridia (SSRC) voor en na zuiveringsprocessen (Hijnen et al., 2000a,b). Eliminatie van E. coli kan worden gebruikt als model voor de eliminatie van pathogene bacteriën, zoals Campylobacter: verwijdering van SSRC zou afhankelijk van het zuiveringsproces gebruikt kunnen worden als model voor de eliminatie van resistente pathogenen, zoals Cryptosporidium. Bij het gebruik van grotere volumes voor de analyse van deze indicatororganismen ontstaat een beeld van de effectiviteit van de eerste stappen van de zuivering voor bacteriën en protozoa (Hijnen et al., 2000b). Als de efficiëntie van de zuivering bij benadering bekend is, moeten de volumes die vóór als na de zuivering worden onderzocht, voor zover mogelijk, zo worden aangepast dat de verwachte verwijdering van micro-organismen kan worden aangetoond.Voor eliminatie van virussen is gebleken dat E. coli en SSRC weinig waardevolle informatie geven. Uit onderzoeksprojecten uitgevoerd bij een aantal drinkwaterbedrijven naar de verwijdering van bacteriofagen (F-specifieke RNA fagen en somatische colifagen, ook in grote volumes) is gebleken dat deze wel bruikbaar zijn als indicatororganismen voor viruseliminatie (Havelaar et al., 1995).In Tabel 3.1 zijn de indicatororganismen weergegeven die in de literatuur het meest gebruikt worden voor het beschrijven van de zuivering. Deze micro-organismen zijn echter niet voor elk zuiveringsproces geschikt als indicator. Zo is SSRC niet geschikt als indicator voor verwijdering van Cryptosporidium en Giardia door zandfiltratie, in verband met persistentie in het zandfilter (Hijnen et al., 2007), of inactivatie met UV-desinfectie. Daarnaast kunnen hulpstoffen van natuurlijke oorsprong die gebruikt worden bij de drinkwaterproductie, zoals entzand en calciet, SSRC bevatten. Als het beschikbaar is, kan een geschiktere microbiologische indicator worden gebruikt. Een alternatieve methode om de effectiviteit van zuiveringsprocessen te bepalen, is op basis van moleculaire technieken. Sommige moleculaire technieken, zoals qPCR (quantitative polymerase chain reaction), zijn geschikt voor het kwantificeren van specifieke genetische markers van micro-organismen, inclusief virussen, en kunnen door middel van een kalibratielijn nauwkeurig het aantal genoomkopieën vaststellen. Een voorbeeld hiervan is het bepalen van de virusverwijdering van een zuivering op basis van natuurlijke virussen (Hornstra et al. 2019). Deze natuurlijke virussen komen in hoge concentraties voor in oppervlaktewater, veelal 107 tot 108 genoomkopieën per liter, waardoor het mogelijk is om ook in de nazuivering nog een hoog verwijderingsrendement vast te stellen (Hornstra et al. 2019, Gowda et al. 2023, Gowda et al. 2024). De methode is vooralsnog geschikt om het verwijderingsrendement van membraanfiltratieprocessen te bepalen in zuiveringen die oppervlaktewater als bron gebruiken. De toepassing van de methode op basis van natuurlijke virussen voor andere bronnen of zuiveringsstappen moet nog verder onderzocht worden.Indien geen microbiologische indicator beschikbaar is, bijvoorbeeld als het 1 van de laatste stappen van de zuivering betreft, kan gebruik gemaakt worden van fysische en/of chemische kenmerken, bijvoorbeeld deeltjestelling bij ultrafiltratie.1De in Nederland gebruikte gelijkwaardige methode voor E. coli (NEN-EN-ISO 9308-1) is door de EU goedgekeurdEen goed meetprogramma met voldoende hoge meetfrequentie en voldoende grote volumes, waarin ook bacteriofagen en bacteriën in grote volumes worden gemeten, geeft voldoende informatie over de effectiviteit van de zuiveringsprocessen voor alle micro-organismen, inclusief de virussen. Of somatische colifagen of F+ RNA fagen gebruikt worden als indicatororganisme is situatie-afhankelijk. Als natuurlijk aanwezige bacteriofagen gebruikt worden voor het vaststellen van de efficiëntie van de zuivering zullen vaak somatische colifagen gebruikt worden, omdat deze in hogere concentraties aanwezig zijn. Op laboratoriumschaal wordt vaak gekozen voor F+ RNA fagen, omdat deze qua eigenschappen meer lijken op enterovirussen dan somatische colifagen.

Section 3.3.2 · Doseren van indicatororganismen

Vanzelfsprekend kan in een drinkwaterzuivering of -winning niet worden gewerkt met pathogene micro-organismen. Wel zijn er voorbeelden van dosering van indicatororganismen op praktijkschaal, zoals het onderzoek naar de verwijdering van bacteriofagen bij duininfiltratie in Castricum (Schijven et al., 1999; Hoogenboezem et al., 1999). Daarbij zijn de indicatororganismen toegevoegd aan het water voor het "zuiveringsproces" en is de verwijdering als functie van de reistijd/-afstand gemeten. Een voordeel van dergelijk onderzoek op praktijkschaal is dat metingen worden verkregen vanuit de praktijksituatie. Ook is door de hogere dosering van de gebruikte indicatororganismen voldoende gevoeligheid te realiseren voor metingen na de zuiveringsstap en zijn de analysemethoden relatief betrouwbaar.

Section 3.3.3 · Proefinstallatieonderzoek

Proefinstallatieonderzoek is minder representatief voor de praktijk dan metingen op praktijkschaal. Oorzaken kunnen schaaleffecten zijn en het feit dat een proefinstallatie doorgaans minder lang functioneert dan een praktijkzuivering. Toch kan dergelijk onderzoek een goed beeld geven van de effectiviteit van een zuiveringsproces op praktijkschaal, zeker als de proefinstallatie zodanig is ontworpen dat zij vergelijkbare karakteristieken heeft als het proces op praktijkschaal. Voordelen van proefinstallatieonderzoek:

Voor vertaling van de resultaten van proefinstallatieonderzoek naar de praktijk is kennis nodig over de factoren die de effectiviteit bepalen. Schaaleffecten moeten worden voorkomen: discontinuïteiten in watertoevoer en zuivering moeten representatief zijn of kunnen worden gesimuleerd. Ook is de gevoeligheid van micro-organismen die op het laboratorium zijn gekweekt niet identiek aan de gevoeligheid van dezelfde micro-organismen in de praktijk. Micro-organismen in het milieu zijn vaak minder gevoelig voor desinfectie. Aannames en onzekerheden moeten worden vastgelegd.

Section 3.3.4 · Laboratoriumonderzoek

Dit type onderzoek staat het verst af van de praktijk, maar is wel het best te beheersen. Het levert gedetailleerde kennis op over het effect van zuiveringsprocessen op micro-organismen en de invloed van procescondities en waterkwaliteit daarop. Het onderzoek is relatief goedkoop en de analysemethoden voor pathogenen leveren in laboratoriumonderzoek veelal betrouwbare gegevens over de verwijdering van micro-organismen onder de gecontroleerde laboratoriumcondities.Vertaling van laboratoriumonderzoek naar de praktijk vereist een gedegen kennis van de invloed van verschillende factoren op de effectiviteit, gebundeld in de vorm van een procesmodel. Hier kunnen schaaleffecten ook een rol spelen. Het bekendste voorbeeld is het gebruik van CT (concentratie en contacttijd) modellen voor chemische desinfectie. De ervaring leert dat de rechtstreekse vertaling van laboratoriumonderzoek naar de praktijk in veel gevallen kan leiden tot een overschatting van de effectiviteit van het proces. Bijvoorbeeld:

Vertaling van laboratoriumonderzoek naar de praktijk zonder voldoende kennis van deze factoren kan leiden tot een overschatting van de verwijderingsefficiëntie op praktijkschaal.

Section 3.3.5 · Literatuuronderzoek

Wetenschappelijke literatuur is een belangrijke bron van informatie over de effectiviteit van zuiveringsprocessen. Ook beschrijft deze literatuur welke verwijdering of inactivatie van pathogenen verwacht mag worden w en welke factoren de effectiviteit van de zuivering beïnvloeden (Hijnen et al., 2004).Literatuuronderzoek is meestal niet rechtstreeks te vertalen naar de effectiviteit van een zuiveringsproces op praktijkschaal, omdat de effectiviteit van zuiveringsprocessen sterk afhankelijk is van ontwerp, bedrijfsvoering en locatiespecifieke factoren (waterkwaliteit, voorzuivering).

Section 4.1.1 · Locatie

In het Drinkwaterbesluit is aangegeven dat de eigenaar die gebruik maakt van oppervlaktewater als grondstof voor de bereiding van drinkwater metingen moet uitvoeren aan pathogene micro-organismen in de grondstof. Voor de risicoanalyse van oppervlaktewaterbedrijven (Type I, O, U) wordt de grondstof gedefinieerd als de laatste plek in het waterproductieproces waar het water onbeschermd in contact is met de omgeving. Pathogene micro-organismen worden vertegenwoordigd door de indexpathogenen enterovirussen, Campylobacter, Cryptosporidium en Giardia. Meet deze in het laatste open water om de concentraties pathogenen in de grondstof zo goed mogelijk in beeld te brengen.

Section 4.1.2 · Meetprogramma

Om de kwaliteit van de grondstof zo goed mogelijk te bepalen, is het meetprogramma erop gericht de pathogeenconcentratie en de variatie daarin in beeld te brengen. Voor piekgerelateerde metingen moet het drinkwaterbedrijf een inventarisatie maken van omstandigheden die voor zijn waterwinplaatsen aanleiding kunnen geven tot een piekverontreiniging. Idealiter wordt deze inventarisatie onderbouwd met historische gegevens over het voorkomen van E. coli en eventueel andere indicatororganismen voor fecale verontreiniging.Houd bij het opstellen van een meetprogramma voor de verschillende soorten oppervlaktewaterwinningen (IOU) rekening met de kwaliteitsontwikkeling van de betreffende bron in het verleden en met eventuele toekomstige kwaliteitsontwikkelingen. Hiervoor kan informatie uit de gebiedsdossiers worden gebruikt., Deze dossiers bevatten feitelijke informatie over het beschouwde gebied, waarmee de problemen en risico’s voor de winning zo volledig mogelijk in beeld komen.In de bijbehorende uitvoeringsprogramma’s staan afspraken over maatregelen om deze problemen en risico’s aan te pakken of te ondervangen. Zo blijft de winning duurzaam veilig. Afhankelijk van de resultaten van eerdere metingen en geschatte infectierisico’s kan in samenspraak met de ILT een locatiespecifiek meetprogramma worden afgesproken.Oevergrondwaterwinningen (U) onttrekken ten dele oppervlaktewater dat zuiveringstap als oeverfiltratie heeft ondergaan en ten dele natuurlijk grondwater. Dit water kan nog verder worden gezuiverd. De risicoanalyse is dan ook exact hetzelfde als voor elke oppervlaktewaterwinning, zij het dat er nog een verdunningsfactor van het bijgemengde natuurlijke grondwater mee wordt genomen.De uitgangspunten voor een meetprogramma zijn dan ook hetzelfde als voor elke oppervlaktewaterwinning. Het natuurlijke grondwater wat ook wordt onttrokken, moet voldoende zijn beschermd tegen andere verontreinigingsbronnen. De bijbehorende verbonden risicoanalyse en meetprogramma zijn hetzelfde als voor grondwaterwinningen (hoofdstuk 5).In sommige situaties kan het meetprogramma’s worden aangepast. Dat geldt bijvoorbeeld als er niet 1 maar meerdere laatste open wateren voor duininfiltratie (I), of als zich elders in het zuiveringstraject onverklaarde verontreinigingen voordoen die onafhankelijk zijn van de kwaliteit van de bron, bijvoorbeeld E. coli na duinfiltratie.Als in het laatste open water de concentraties indexpathogenen niet detecteerbaar blijken te zijn in grote volumes kan worden besloten om de meetlocatie ‘bovenstrooms’ te verplaatsen, dat wil zeggen, naar het oppervlaktewater waaruit gewonnen wordt. Vanzelfsprekend moeten dan de processen in de voorzuivering, vooral het bekkenverblijf, als zuiveringstap meegenomen worden in de AMVD.

Section 4.1.3 · Te onderzoeken volume water

Er wordt een zodanig monstervolume onderzocht dat de kans op het aantreffen van pathogenen voldoende hoog is om de variatie te kunnen bepalen (zie ook Appendix I). Dat betekent voor sommige locaties dat onderzoek van 10 liter water voldoende is, terwijl voor andere locaties onderzoek van 100 tot maximaal 1.000 liter nodig is. Het monstervolume kan invloed hebben op het rendement en de detectiegrens van de methode. Een groter volume leidt daardoor niet altijd tot een lagere detectiegrens en daarom is een afweging in het monstervolume noodzakelijk om een zo laag mogelijke detectiegrens te verkrijgen.De te onderzoeken volumes hangen samen met de meetfrequentie en zullen in een locatiespecifiek meetprogramma moeten worden afgestemd. Op basis van historische gegevens kan een locatiespecifiek meetprogramma worden opgesteld, rekening houdend met onder andere concentraties en rendementen. Daarnaast kan op basis van historische gegevens worden geschat hoeveel monsters moeten worden geanalyseerd en met welk volume, zodat, indien mogelijk, voldoende positieve analyses te verkrijgen de onzekerheid te minimaliseren. Zie Appendix I voor meer informatie.

Section 4.1.4 · Indexpathogenen niet gedetecteerd in oppervlaktewaterbronnen

Het kan voorkomen dat een indexpathogeen in geen van de onderzochte watermonsters van de oppervlaktewaterbron wordt gedetecteerd. De variatie van de concentraties van het indexpathogeen in het water kan in dat geval worden beschreven met een gammaverdeling met vormparameter r gelijk aan 0,1 en schaalparameter λ gelijk aan 1/(r × ΣV) waarbij ΣV staat voor het totaal onderzochte watervolume, rekening houdend met het bepaalde rendement. In het verleden uitgevoerde AMVD’s laten zien dat de vormparameters van de gammaverdeling in oppervlaktewaterbronnen grotendeels tussen 0,1 en 1 liggen. Er is daarom voor gekozen een vormparameter van 0,1 toe te passen als er alleen nultellingen zijn van het innamewater. Hierdoor is er een relatief grote variatie in de concentratie van het indexpathogeen van het innamewater mogelijk. De gemiddelde concentratie van deze verdeling bedraagt dan:De werkelijke gemiddelde concentratie is waarschijnlijk lager en daarom is het daadwerkelijke risico ook lager dan het geschatte risico.

Section 4.2.1 · Uitgangspunten zuivering

Section 4.2.2 · Meetstrategie zuiveringen

Stel vast voor welke processen of combinatie van processen met een verbeterd bedrijfsmeetnet een kwantitatieve beschrijving kan worden gegeven van de verwijdering van indicatororganismen. Stel voor de indicatororganismen E. coli, SSRC en somatische colifagen een meetprogramma op. Analyseer voor en na het zuiveringsproces voldoende grote volumes om kwantitatieve informatie te verkrijgen over de verwijdering van deze organismen.De keuze voor deze indicatororganismen is ingegeven door de huidige stand van de kennis. Daarbij zijn al beperkingen in de bruikbaarheid van deze indicatororganismen bekend. Als andere indicatororganismen voor een zuiveringsproces aantoonbaar betere informatie opleveren, worden deze bij voorkeur toegepast in plaats van de aangegeven indicatororganismen met toestemming van de ILT.Stel vast van welke zuiveringsprocessen met het bedrijfsmeetnet geen kwantitatieve informatie over de effectiviteit wordt verkregen. Stel vast van welke van die zuiveringsprocessen een significante bijdrage in de eliminatie van micro-organismen verwacht mag worden. Stel voor deze processen een onderzoeksprogramma op om vast te stellen hoe effectief het proces de indexpathogenen of de gelieerde indicatororganismen verwijdert. Doe dit onderzoek onder omstandigheden die de praktijk zo dicht mogelijk benaderen. Stel in het onderzoek ook vast onder welke omstandigheden die in de praktijk voor kunnen komen het zuiveringsproces het minst effectief is.Als geen locatiespecifieke informatie beschikbaar is, kan de effectiviteit van een zuiveringsproces alleen op basis van alleen literatuuronderzoek worden beschreven. Dit kan ook het geval zijn als er uit de locatiespecifieke onderzoeken geen eenduidig beeld komt van de effectiviteit. De beschikbare onderzoeksgegevens kunnen worden vergeleken met de literatuurgegevens. In de literatuur zijn overzichten te vinden van de log-verwijdering die aan verschillende zuiveringsprocessen zijn toe te kennen (EPA, 2003, LeChevallier & Au, 2004, Hijnen et al., 2004, Smeets et al., 2018).Bij het opstellen van de meetstrategie moet rekening worden gehouden met de vertaling van de meetgegevens naar een beschrijving van de effectiviteit van zuiveringsprocessen voor de indexpathogenen (paragraaf 3.3). Vastgesteld moet worden hoe de informatie uit metingen van indicatororganismen wordt vertaald naar de indexpathogenen, hoe metingen op proefinstallatie of laboratoriumschaal worden vertaald naar de praktijkschaal en hoe literatuuronderzoek wordt vertaald naar de specifieke locatie.

Section 4.2.3 · Indicatororganisme niet gedetecteerd in influent en effluent zuiveringsstap

De fractie micro-organismen die een zuiveringstap passeert wordt voor de AMVD door middel van een verdeling beschreven, zoals bijvoorbeeld de bètaverdeling. De parameters van deze verdeling kunnen op verschillende manieren worden geschat, deze worden in detail besproken in Appendix II. Onderstaande opsomming geeft de voorkeursvolgorde aan:

Het kan voorkomen dat de parameters van de verdeling niet geschat kunnen worden op basis van de uitgevoerde metingen. Dit kan bijvoorbeeld het geval zijn als er veel nultellingen zijn in de genomen monsters:Afhankelijk van de meetresultaten kan het voorkomen dat bij vervanging van 1 of meer van de nultellingen van indicatororganismen in het effluent door een positief meetresultaat een hogere reductie wordt afgeleid. In dat geval mag de hogere reductie worden gebruikt in de AMVD met de opmerking dat deze aanpak is gekozen. In plaats van het vervangen van nultellingen door positieve meetresultaten kan gekeken worden of met 1 van de andere locatiespecifieke methoden een verdergaande reductie kan worden aangetoond. Als dat mogelijk is, kan die methode worden toegepast in de AMVD-berekeningen. Vermeld daarbij dat deze aanpak gekozen is.

Section 4.3.1 · Uitgangspunten risicoanalyse

Voor het uitvoeren van een risicoanalyse zijn een aantal uitgangspunten van belang die invloed kunnen hebben op de uitvoering of de uitkomsten van de risicoanalyse. Deze uitgangspunten worden verder toegelicht.

Section 4.3.2 · Procedure voor de uitvoering van de risicoanalyse

Kwantitatieve microbiële risicoanalyse (QMRA) is een gestructureerde aanpak die wordt gebruikt om het microbiële gezondheidsrisico van drinkwaterproductie te kwantificeren. De QMRA-methode bestaat uit 4 stappen:

Bij het uitvoeren van een QMRA voor drinkwaterproductie moet rekening worden gehouden met:Om de variatie en onzekerheid in de informatie mee te nemen is een statistische benadering opgesteld. Daarbij worden statistische verdelingen gebruikt die zijn gebaseerd op gegevens over pathogenen in ruw water, rendement van de meetmethode, verwijdering door zuiveringsprocessen, de consumptie van drinkwater en dosisresponsrelatie.Zo is voor elk van de onderdelen van de risicoanalyse ook de mate van variatie bekend en wordt deze meegenomen in de analyse van de variatie van het uiteindelijke jaarlijkse infectierisico. Daar waar onvoldoende informatie beschikbaar is, kan de onzekerheid worden beschreven met een statistische verdeling. De drinkwaterproductielocaties zijn uniek wat zich uit in locatiespecifieke parameterwaarden van de statistische verdelingen. De microbiologische risicoschatting vereist een combinatie van technologische, microbiologische en statistische expertise. Het bijeenbrengen van deze expertises is een essentiële stap bij het opstellen van de risicoanalyse. In dit verband moet de informatie die is verzameld volgens hoofdstuk 2 en 3 worden geanalyseerd, zodat de juiste statistische verdelingen worden toegepast. Op basis van maximum likelihood worden de verdelingen gefit aan de ruwe data (de onzekerheid in de parameters van deze verdelingen wordt niet in de risicoanalyse meegenomen en kan sterk verschillen afhankelijk van de data). Als van de individuele onderdelen van het drinkwaterproductieproces de statistische verdelingen opgesteld zijn, worden ze gecombineerd tot een jaarlijks infectierisico met behulp van een Monte-Carlo simulatie, zoals beschreven in Teunis & Havelaar (1999).Een van de mogelijkheden om de risicoanalyse (QMRA) voor drinkwater geproduceerd uit oppervlaktewater uit te voeren, is met behulp van QMRAspot (Schijven et al., 2011). Deze tool is ontwikkeld om op gestandaardiseerde wijze voor alle drinkwaterbedrijven de QMRA uit te voeren. De werking van QMRAspot en de rekenwijze is vastgelegd in Schijven et al. (2011) en RIVM Report 2014-0020 QMRAspot: a tool for quantitative microbial risk assessment for drinking water (Schijven et al., 2014).Om het infectierisico te bepalen is het noodzakelijk om de concentratie van pathogene micro-organismen in het drinkwater vast te stellen. Echter de concentratie pathogene micro-organismen in het drinkwater (Cdrw) kan vanwege de lage concentraties en de detectiegrens van de methode niet direct worden bepaald. Deze kan wel worden geschat uit de verdeling van de concentratie pathogene micro-organismen in het ruwe water (Cbron) en de effectiviteit van de zuivering (de fractie micro-organismen die de zuivering passeert; Z). Bovendien wordt de detectiemethode gekarakteriseerd door het rendement (de fractie micro-organismen die gedetecteerd wordt; R) van deze methode. De concentratie pathogene micro-organismen in het drinkwater kan als volgt worden berekend:De concentratie pathogene micro-organismen in het ruwe water moet worden gecorrigeerd voor het rendement. Voor het fitten van de verdeling in de QMRA wordt gebruik gemaakt van de ruwe gegevens van de indexpathogenen in het innamewater. Dit zijn de tellingen (nruw) en de onderzochte volumina (vruw) van de monsters:Opmerking: het betreft de onbewerkte getallen voor het volume en de tellingen waarmee concentraties geschat kunnen worden. Zulke onbewerkte gegevens (tellingen en volumina) zijn ook nodig voor het schatten van rendementen en zuiveringsefficiënties.Per monster wordt correctie met het rendement (R) toegepast op het volume:De gecorrigeerde gegevens die de basis zijn voor het fitten van verdelingen zijn dan nruw en vruw × 1/R. In Appendix III is een getrapte werkwijze voor het berekenen van een rendement weergegeven en de noodzaak van betrouwbare tellingen voor het bepalen van het rendement. Wanneer de concentratie van het pathogene micro-organisme in het drinkwater bekend is op basis van concentratie in de bron en verwijdering in de zuivering, wordt de dagelijkse dosis per persoon geschat. Hiervoor worden gegevens gebruikt van de voedselconsumptiepeilingen, die tussen 2019 en 2021 zijn uitgevoerd (RIVM, 2023). In Appendix IV staan de parameterwaarden voor de lognormale verdeling van de consumptie per persoon per dag verder uitgewerkt. Met behulp van een dosisresponsrelatie (Schijven et al., 2014) kan vervolgens het dagelijkse infectierisico en ook het jaarlijks infectierisico worden geschat.In Appendix V wordt de werkwijze voor de kwantitatieve risicoanalyse stapsgewijs besproken op basis van een gewogen gemiddelde puntschatting. Deze werkwijze geeft inzicht in hoe de QMRA is opgebouwd. Echter in de AMVD wordt niet de puntschatting gebruikt, maar schattingen van de verdeling van elke QMRA-stap. Afhankelijk van de scheefheid van de verdelingen kan de puntschatting goed overeenkomen met het gemiddelde van de stochastische berekening van het infectierisico, maar kan ook meerdere logeenheden afwijken.De procedure voor de uitvoering van de risicoschatting is een uitgebreide analyse. De ILT beoordeelt de risicoanalyse met behulp van de ruwe gegevens die door de drinkwaterbedrijven worden verstrekt en het jaarlijks infectierisico aan de hand Monte-Carlo analyses gebaseerd op verdelingen van de individuele onderdelen. Het 95-percentiel van het berekende infectierisico wordt getoetst aan de wettelijke grenswaarde. Drinkwaterbedrijven kunnen desgewenst naast deze Monte-Carlo berekeningen een puntschatting uitvoeren om het jaarlijks (rekenkundig) gemiddelde infectierisico uit te rekenen.

Section 5.2.1 · Integriteit van de infrastructuur van de winmiddelen

De betrouwbaarheid van een winning kan beïnvloed worden door een niet integere infrastructuur van de winmiddelen, zoals een lekkende put (Van der Schans et al., 2025). Winmiddelen zijn winputten, drains, waarnemingsfilters, vacuümsystemen en onderwaterpompen, infiltratiemiddelen, putkelders, ruwwaterleidingen en -reservoirs en spuileidingen met bijbehorende voorzieningen, zoals omschreven in de Hygiënecode Drinkwater: Winning (Van der Schans et al., 2016)1. In deze Hygiënecode staan ook het regulier onderhoud, onderzoek naar integriteit en eventuele herstelwerkzaamheden beschreven. Alle activiteiten die te maken hebben met de integriteit van de winmiddelen, zoals onderzoek naar de integriteit, herstelwerkzaamheden van lekken en andere werkzaamheden, behoren tot de operationele werkzaamheden van een drinkwaterbedrijf en vallen niet onder de uitvoering van de AMVD. Volgens de Hygiënecode Drinkwater moeten alle werkzaamheden aan winmiddelen of elders in het waterwingebied altijd worden geregistreerd. Het kwantificeren van de infectierisico’s ten gevolge van een niet integer winmiddel valt wel onder de AMVD. Hiervoor kan gebruik gemaakt worden van de methode beschreven in Van der Schans et al., 2025.Niet-integere winmiddelen en/of waarnemingsputten vormen een potentieel risico voor microbiologische verontreiniging. Een diepe winning kan bijvoorbeeld vanuit een geohydrologisch perspectief laag scoren qua kwetsbaarheid, maar in het geval van lekkende win- of waarnemingsputten kan er toch een risico op verontreiniging van het onttrokken grondwater ontstaan. Of een winmiddel en/of waarnemingsput lekt en of een eventuele lekkage kan leiden tot besmetting van het onttrokken grondwater, hangt af van diverse factoren. Een niet-integer winmiddel hoeft niet direct te leiden tot een overschrijding van het infectierisico. Dat kan bijvoorbeeld komen doordat een lekkage relatief kan is, het water uit de lekkende put voldoende wordt verdund met water uit andere putten of het risico op verontreiniging vanaf het maaiveld laag is. Met name het laatste punt vergroot het belang van een inventarisatie van verontreinigingsbronnen binnen de veiligheidszone, wat wordt besproken in de volgende paragrafen.

Section 5.2.2 · Kwetsbaarheid van het geohydrologisch systeem

De kwetsbaarheid van het geohydrologisch systeem voor pathogene micro-organismen wordt bepaald door de intrinsieke eigenschappen die van invloed zijn op de overlevingskans van een indexpathogeen op weg van de verontreinigingsbron naar een pompfilter van een winput. Belangrijke intrinsieke eigenschappen zijn (Schijven et al., 2010):

De 3 typen grondwaterwinningen, A, B en K verschillen in kwetsbaarheid. Type A is kwetsbaarder dan B, omdat bij type A slecht doorlatende (klei)lagen ontbreken. De kwetsbaarheid van een K-winning wordt beïnvloed door de dikte van slecht doorlatende lagen op het kalksteen pakket, en aanwezigheid van scheuren en karsten. Er is pas sprake van een risico als pathogenen de winput kunnen bereiken.

Section 5.3.1 · Nagaan integriteit van de winmiddelen

In deze stap wordt navraag gedaan over de aanwezigheid van niet-integere of verdachte winmiddelen, die nog wel in gebruik gehouden worden. Een integriteitsonderzoek begint met een inventarisatie van constructie eigenschappen van de winmiddelen, waarmee de kwetsbaarheid op lekkage kan worden ingeschat (Van der Schans et al., 2016).

Section 5.3.2 · Rangschik de grondwaterwinningen van hoge naar lage kwetsbaarheid integere winmiddelen

In 5.2.2 is gedefinieerd wat wordt verstaan onder de kwetsbaarheid van de ondergrond van een winveld voor verontreiniging met pathogenen. De aldaar genoemde fysische eigenschappen komen allen tot uitdrukking in de cumulatieve verblijftijdcurven van winvelden. Het beginpunt van dergelijke curven representeert de minimale reistijd tussen de bovenkant van het freatische grondwater naar (1 van) de winputten. Sortering op de minimale reistijd levert de initiële rangschikking van de grondwaterwinningen van hoge naar lage kwetsbaarheid op.De reistijden in een cumulatieve verblijftijdscurve hebben betrekking op convectief transport. Effecten van fysisch-chemische eigenschappen van de ondergrond zijn hierin nog niet verweven. Op basis van de fysisch-chemische eigenschappen kan de kwetsbaarheid eventueel naar minder kwetsbaar worden bijgesteld.De cumulatieve verblijftijdcurven zijn eenvoudig te berekenen met behulp van de vigerende grondwatermodellen zoals die in grote delen van Nederland door samenwerkende waterschappen, provincies en waterleidingbedrijven worden gebouwd, onderhouden en gebruikt (Amigo, Azure, Brabant Model, Hydromedah, Ibrahym, Mipwa en Moria, dan wel de beoogde integrale opvolger ervan: het Nederlands Hydrologisch Instrumentarium, NHI).Voor de uitzonderlijke gevallen waarbij een drinkwaterbedrijf niet beschikt over adequate grondwatermodellen, kan een rangschikking plaatsvinden op basis van de genoemde eigenschappen van het geohydrologisch systeem. Het is hierbij voorshands niet mogelijk om precies aan te geven welk van deze karakteristieken het meest belangrijk is, daarom wordt hier een aannemelijke volgorde van belangrijkheid gehanteerd, met rangschikking op basis van de eigenschappen uit paragraaf 5.2.2.Voor een bepaald gebied kan de rangschikking eenvoudig zijn, bijvoorbeeld wanneer alle winningen freatisch zijn en gelegen in dezelfde formatie, dan kan rangschikking op diepte van de winning en positie van het putfilter al volstaan. Het drinkwaterbedrijf bepaalt zelf hoe het rangschikken van de grondwaterwinning plaatsvindt en legt vast welke eigenschappen werden gebruikt en in welke volgorde.Niet-integere winmiddelenNiet-integere winmiddelen kunnen als kwetsbaar worden beschouwd. Wanneer potentieel lekke constructies in winputten aanwezig zijn, en er dus mogelijk sprake is van niet-integere winput, kan de voorbeeldberekening op basis van Van der Schans (Van der Schans et al., 2025) worden uitgevoerd om de gevolgen voor de microbiologische veiligheid van de winning te bepalen. De microbiologische veiligheid is sterk afhankelijk van de lokale geohydrologische situatie. Met name diepe putten die zonder lekkende winmiddelen geen veiligheidszone vereisen, kunnen door de lekkage wel een veiligheidszone nodig hebben. Als een niet-integer winmiddel leidt tot een overschrijding van het infectierisico (te hoog risico), dan moeten de acties in de beslisboom worden gevolgd (figuur 5.1, vanaf stap 5). Als een lekkage wordt aangetoond en dit lek zich ter hoogte van (of ondieper dan) het eerste watervoerende pakket bevindt, zijn maatregelen nodig (Van der Schans et al., 2025).

Section 5.3.3 · Bepaal de veiligheidszone per winning volgens verontreinigingsscenario

Evaluatie van de veiligheidszone wordt eerst uitgevoerd met de meest kwetsbare winning. Hierbij wordt aan de hand van een standaard verontreinigingsscenario een veiligheidszone berekend die voldoende bescherming biedt tegen virusverontreiniging (zie tekstkader 5.1). Virussen zijn vanwege de combinatie van hun kleine afmetingen, veelal slechte hechting aan zand en kalkzandsteen, langzame inactivatie en hoge infectiviteit de meest relevante indexpathogenen (Schijven et al., 2010).Deze stap kan ook tegelijkertijd worden uitgevoerd met 5.3.2 Rangschik de grondwaterwinningen van hoge naar lage kwetsbaarheid. De rangschikking vindt dan plaats op basis van de berekende verblijftijdcurve.Met deze uitgangspunten kan een veiligheidszone, in meters, worden berekend en vergeleken worden met het waterwingebied. De veiligheidszone kan op verschillende manieren berekend worden:Met behulp van QMRAwell

De kortere verblijftijd (is reistijd van de verontreinigingsbron naar de put) betekent in deze voorbeelden niet een kortere afstand, integendeel, de kortere reistijd houdt minder inactivatie van virussen in. Dat effect is sterker dan de hogere verdunning, immers, verdunning is een factor, maar de inactivatie is exponentieel (Schijven et al., 2010).QMRAwell is een rekentool waarin het model van Schijven et al. (2010) is geïmplementeerd volgens bovengenoemd scenario. Dit model is niet geschikt voor K-winningen. QMRAwell berekent een veiligheidszone (in meters) rondom 1 winput. Als de veiligheidszone rondom de winput kleiner is dan de afstand tussen andere nabijgelegen winputten, dan is de berekening aannemelijk. In het geval van meerdere putten kan met QMRAwell een virtuele winput worden verondersteld, waarbij overschatting van de grootte van het beschermingsgebied mogelijk is of, als per put de zone kleiner is dan de afstand tussen naastgelegen putten, kan QMRAwell voor elk van die putten worden toegepast. Zie tekstkader 5.2 voor een voorbeeldberekening van een ondiepe freatische grondwaterwinning, waarin 2 modelberekeningen worden vergeleken.De groene cirkels geven de door QMRAwell berekende zones met straal 109 m aan rond iedere put. Links: homogeen watervoerend pakket (kh=27m/dag). Rechts: 3 watervoerende pakketten met respectievelijke dikten 9 m (kh=3,3m/d), 16 m (kh=32m/d) en 15 m(kh=35m/d). Het bovenste watervoerende pakket is minder doorlatend, kh is respectievelijk 3,3 m/d, 32 m/d en 35m/d.Het pompdebiet bij een grondwaterwinning varieert afhankelijk van de vraag naar drinkwater. Ten gevolge daarvan kunnen meerdere putten worden in- of uitgeschakeld, of kan het debiet per put worden gevarieerd. Volgens het model van Schijven et al. , (2010) is er voor een hoger debiet een grotere veiligheidszone nodig. Verkennend onderzoek (Van Zoggel, 2024) laat zien dat een variabel debiet in sommige gevallen een nog grotere veiligheidszone vereist, omdat door het veranderde pompdebiet er tijdelijk een grotere drukval ontstaat, waardoor de reistijd korter wordt. Het is van belang om bij kwetsbare bronnen te onderzoeken of de reistijd onder de kritische waarde blijft bij een wisselend debiet. Hiervoor kunnen numerieke modellen worden gebruikt die de stroombanen berekenen op basis van geografisch informatiesysteem (GIS) data van de bodemsamenstelling en het pompdebiet. De pompdebieten in het puttenveld worden door de drinkwaterbedrijven gelogd. Tenminste 1 jaar aan data volstaat als input voor de berekening.De bepaling van de veiligheidszone gaat verder met de volgende meest kwetsbare winning. Er kan hierbij een punt worden bereikt waarbij de berekening aangeeft dat de winning weinig kwetsbaar is en dat een zeer kleine zone van hooguit enkele meters nodig is. Dit treedt op bij diepe winningen en winningen met dikke afdekkende kleilagen. Het is duidelijk dat vanaf dat punt voor de daaropvolgende minder kwetsbare winningen veiligheidszones van hooguit enkele meters volstaan.

Section 5.3.4 · Inventarisatie verontreinigingsbronnen binnen de veiligheidszone

Sinds de invoering van de AMVD is er voor de grondwaterwinningen vaak al een inventarisatie verontreinigingsbronnen uitgevoerd op basis van het huidig Waterwingebied. Het gaat hierbij om verontreinigingen van fecale oorsprong waarin humane ziekteverwekkers potentieel aanwezig kunnen zijn (zie 2.3). Als de veiligheidszone groter is dan het waterwingebied, inventariseer dan ook het aantal en de aard van fecale verontreinigingsbronnen binnen dat deel van de veiligheidszone (dus buiten het waterwingebied). Let wel, het is in uitzonderlijke gevallen ook mogelijk dat buiten de veiligheidszone één of meerdere bronnen aanwezig zijn met emissies van hoge concentraties pathogenen die dan toch nog een risico voor de winning kunnen vormen.De frequentie voor het inventariseren van de verontreinigingsbronnen is eens per AMVD, tenzij ingrijpende wijzingen plaatsvinden in het puttenveld (zie hiervoor Hygiënecode Drinkwater) of een lopend meetprogramma daartoe aanleiding geeft. In Appendix VI staat een checklist met mogelijke verontreinigingsbronnen hoe deze te inventariseren, en te nemen maatregelen als een bron wordt aangetroffen.

Section 5.3.5 · Verontreinigingsbron aanwezig?

Section 5.3.6 · Risicoschatting uitvoeren

De risicoschatting in het geval van een bekende verontreinigingsbron gaat als volgt:

Section 5.3.7 · Risico te hoog?

Section 5.3.8 · Bekende verontreinigingsbron verwijderd?

Section 5.3.9 · Pas winning aan of pas extra zuivering toe bij bekende verontreinigingsbron

Aanpassen van de winning kan betekenen dat bepaalde putten minder water oppompen, dat en andere verder van de verontreinigingsbronnen meer water oppompen of dat putten worden gesloten. Extra zuivering, zoals UV-desinfectie, geeft extra reductie van microbiologische verontreiniging. Deze aanpassingen betekenen dat de veiligheidszone opnieuw moet worden bepaald (5.3.3). De daaropvolgende risicoschatting moet duidelijk maken of de aanpassingen voldoende zijn (5.3.6).

Section 5.3.10 · Waterwingebied is groter dan of gelijk aan veiligheidszone

Als er geen verontreinigingsbronnen aanwezig zijn of deze leiden niet tot een overschrijding van de het infectierisico:

Section 5.3.11 · Meetprogramma uitvoeren

Als het waterwingebied kleiner is dan de veiligheidszone, moet in overleg tussen het drinkwaterbedrijf, het RIVM en de ILT een meetprogramma worden opgesteld en uitgevoerd n. Dit meetprogramma wordt in elke periode van 4 jaar uitgevoerd, waarbij tenminste 3 monsters van 100 liter, tot maximaal 1.000 liter, worden onderzocht op de aanwezigheid van somatische colifagen. Het te onderzoeken monstervolume wordt in de praktijk beperkt als het filter dat wordt gebruikt om micro-organismen in het watermonster te concentreren, verstopt raakt door gesuspendeerde stoffen, waaronder ijzerdeeltjes. Een groter volume leidt daardoor niet altijd tot een lagere detectiegrens. Daarom is een afweging van het monstervolume nodig om een zo laag mogelijke detectiegrens te bereiken.Somatische colifagen kunnen in concentraties voorkomen die 1.000 tot 10.000 keer hoger zijn dan concentraties enterovirussen en zijn hier model voor virustransport (procesindicators). Als de virusverwijdering voldoende is, is de verwijdering van bacteriën dat veelal ook. Het aantreffen van somatische colifagen is een indicatie voor fecale en virale verontreiniging van het geohydrologisch systeem. In de situatie dat een riool huishoudelijk afvalwater lekt van waar uit somatische colifagen een winput weten te bereiken en kunnen worden aangetoond, kan dus maximaal 6 10log reductie in virusconcentraties worden aangetoond.Er wordt geadviseerd om de metingen in het ‘gezamenlijk ruw’ uit te voeren of in de winputten die het meest kwetsbaar zijn voor een microbiologische verontreiniging. De locatie wordt bepaald door het drinkwaterbedrijf na inventarisatie van de omstandigheden die aanleiding kunnen geven tot een verontreiniging van winning. Idealiter wordt deze inventarisatie onderbouwd met historische gegevens over het voorkomen van E. coli en eventueel andere indicatororganismen voor fecale verontreiniging.

Section 5.3.12 · Fecale verontreiniging?

In het meetprogramma wordt onderzocht of er fecale verontreiniging heeft plaatsgevonden van het opgepompte water. Naast het meetprogramma kunnen er ook andere metingen of waarnemingen zijn die wijzen op fecale verontreiniging.

Section 5.3.13 · Volg de bedrijfsprocedures en hygiëne code. Speur de verontreinigingsbron op

Er wordt gehandeld volgens bedrijfsspecifieke procedures of de Hygiënecode (Van der Schans, et al., 2016). Dit is ook het geval wanneer uit andere metingen een fecale verontreiniging wordt aangetoond. Daarnaast zijn de aard en de concentratie van de aangetroffen fecale verontreiniging en de vermoedelijke omvang en concentratie ervan in de verontreinigingsbron, aanwijzingen voor het vinden van de bron. Transportberekeningen van virussen en bacteriën kunnen hierbij een hulpmiddel zijn om de afstand tussen de verontreinigingsbron tot de verontreinigde put te schatten. In het geval van een dierlijke verontreinigingsbron zijn de indexpathogenen Campylobacter, Cryptosporidium en Giardia relevant, welke beter door de bodem worden verwijderd dan virussen.

Section 5.3.14 · Verontreinigingsbron gevonden?

Section 5.3.15 · Pas winning aan of pas extra zuivering toe bij onbekende verontreinigingsbron

Aanpassen van de winning kan betekenen dat bepaalde putten minder water oppompen, dat andere putten mogelijk verder van de verontreinigingsbronnen meer water oppompen of dat putten worden gesloten. Extra zuivering, zoals UV-desinfectie, geeft natuurlijk extra reductie van microbiologische verontreiniging. Voorbeeld: Er werden 10 somatische fagen in 100 liter van het gemengde opgepompte grondwater aangetoond. We kunnen nu een orde van grootte schatting doen van de concentraties van mogelijk aanwezige enterovirussen op basis van de aanname dat deze in concentraties duizend tot 10.000 keer lager zijn. De enterovirusconcentratie kan dan maximaal 10–4 per liter zijn. Om het infectierisico van 1 per 10.000 personen per jaar niet te overschrijden, moet de concentratie enterovirussen een orde van grootte kleiner zijn dan 10–6 per liter. Er is dus nog additioneel 2 10log-reductie nodig door één of meer van de volgende maatregelen: extra zuivering, extra verdunning of een lager pompdebiet, waardoor er meer tijd voor virusinactivatie is. De aanpassing(en) moet(en) worden gecontroleerd met een risicoschatting.

Section 5.3.16 · Risicoschatting uitvoeren

De risicoschatting voor een onbekende verontreinigingsbron verloopt anders dan voor een bekende verontreinigingsbron (5.3.6), omdat de verontreinigingsbron niet bekend is. De informatie die ter beschikking is, is de vastgestelde fecale verontreiniging en de eigenschappen van het geohydrologisch systeem. Hetzelfde voorbeeld als in 5.3.13 kan worden gevolgd: als door extra zuivering, of door extra menging, of door minder pompen, of sluiten van een bepaalde winput, de vermoedelijke concentratie enterovirussen minder dan 10–6 per liter bedraagt, kan worden verondersteld dat de grens voor het infectierisico niet wordt overschreden.

Section 5.3.17 · Risico te hoog?